Multifuncionalidad de callejón templado

Communications Earth & Environment volumen 4, Número de artículo: 20 (2023) Citar este artículo

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Las tierras de cultivo abiertas gestionadas intensivamente son muy productivas, pero a menudo tienen impactos ambientales nocivos. La agrosilvicultura templada mejora potencialmente las funciones de los ecosistemas, aunque falta un análisis exhaustivo. Aquí, medimos datos primarios sobre 47 indicadores de siete funciones ecosistémicas en tierras de cultivo y 16 indicadores de cuatro funciones ecosistémicas en pastizales para evaluar el desempeño de la agrosilvicultura con cultivos en hileras en comparación con las tierras de cultivo abiertas y los pastizales. El secuestro de carbono, el hábitat para la actividad biológica del suelo y la resistencia a la erosión eólica mejoraron para la agrosilvicultura en tierras de cultivo (P ≤ 0,03), mientras que solo mejoró el secuestro de carbono para la agrosilvicultura en pastizales (P < 0,01). En la agrosilvicultura de tierras de cultivo, el ciclo de nutrientes del suelo, la reducción de los gases de efecto invernadero del suelo y la regulación del agua no mejoraron debido a las altas tasas de fertilización habituales. La agroforestería con cultivos en callejones aumentó la multifuncionalidad, en comparación con las tierras de cultivo abiertas. Para mejorar los beneficios ambientales de la agrosilvicultura, se requiere un uso más eficiente de los nutrientes. Los incentivos financieros deben centrarse en la conversión de tierras de cultivo abiertas a cultivos agroforestales de cultivos en hileras e incorporar la gestión de fertilizantes.

Las prácticas agrícolas actuales en los países industrializados se centran en la productividad y la rentabilidad de las explotaciones agrícolas; sin embargo, los costos externos (p. ej., degradación del suelo, contaminación del agua, aumento de las emisiones de gases de efecto invernadero (GEI), pérdida de biodiversidad)1,2,3,4 no están incluidos en el precio y son asumidos por toda la sociedad. No obstante, los monocultivos de tierras de cultivo bajo manejo intensivo sin duda muestran logros extraordinarios en la producción agrícola5. Varias consecuencias ambientales perjudiciales han aumentado la conciencia de que los sistemas agrícolas modernos no solo deben centrarse en una alta producción, sino también en proporcionar importantes funciones ecosistémicas y características del paisaje, que estimulan la biodiversidad y el secuestro de carbono y reducen la contaminación ambiental y la degradación del suelo. Mantener suelos saludables y sus funciones son requisitos clave6,7 en la búsqueda de sistemas agrícolas intensivos sostenibles8.

La agrosilvicultura se proyecta como una forma prometedora de gestión agroecológica9. Actualmente, existe una discusión para incluir incentivos financieros vinculados al desempeño ambiental de la agrosilvicultura en comparación con los monocultivos de tierras de cultivo, por ejemplo, en la Política Agrícola Común Europea10. Dichos incentivos financieros requieren una evaluación integral de las funciones de los ecosistemas, incluida su capacidad para proporcionar varias funciones de los ecosistemas simultáneamente (también denominada "multifuncionalidad"11). Nuestro estudio llena este vacío de conocimiento al comparar la multifuncionalidad de la agrosilvicultura de cultivo en hileras templadas (es decir, el cultivo mecanizado combinado de hileras de cultivos o pasto alternado con hileras de árboles de rotación corta12,13,14) con tierras de cultivo abiertas y pastizales abiertos sin árboles. Mientras que los estudios individuales fomentan una mayor conciencia de las propiedades mejoradas del suelo y las funciones de los ecosistemas en la agrosilvicultura templada, por ejemplo, aumentos en el carbono orgánico del suelo12, diversidad de micro y macroorganismos del suelo13,15, eficiencia en la utilización de nutrientes14, resistencia a la erosión eólica16 y reducciones en la lixiviación de nitratos17, hay es la falta de comparaciones sistemáticas de las funciones combinadas de los ecosistemas entre la agrosilvicultura templada y las tierras de cultivo abiertas o los pastizales dentro de un solo estudio multidisciplinario que emplee un diseño replicado basado en el campo.

Este estudio tuvo como objetivo cuantificar la multifuncionalidad de la agrosilvicultura de cultivo en hileras con árboles de rotación corta versus tierras de cultivo abiertas y pastizales abiertos en diferentes tipos de suelo y condiciones climáticas en Alemania. Las tierras de cultivo abiertas en nuestro estudio eran rotaciones manejadas convencionalmente de monocultivos de cultivos (que recibían aplicaciones habituales de fertilizantes y agroquímicos; Tabla complementaria 1) sin árboles; los pastizales abiertos eran pastizales permanentes sin árboles. Utilizamos múltiples indicadores distintos de diferentes funciones del ecosistema9 recopilados durante cuatro años en cinco sitios para evaluar la multifuncionalidad de la agrosilvicultura de tierras de cultivo que se combinaron con tierras de cultivo abiertas, así como la agrosilvicultura de pastizales combinada con pastizales abiertos (Figura complementaria 1). Todos los sistemas agroforestales se establecieron entre 2007 y 2010 mediante conversiones de tierras de cultivo abiertas o pastizales abiertos (Tabla complementaria 1). Presumimos que la agrosilvicultura de cultivos en hileras promoverá funciones beneficiosas del ecosistema en comparación con las tierras de cultivo abiertas o los pastizales abiertos y fomentará la multifuncionalidad. Con base en las funciones del ecosistema consideradas vitales para evaluar los beneficios de la agrosilvicultura9, cuantificamos 47 indicadores de siete funciones del ecosistema en tierras de cultivo y 16 indicadores de cuatro funciones del ecosistema en pastizales (Tablas complementarias 2–4), que incluyeron lo siguiente: suministro de alimentos, fibra y combustible, secuestro de carbono, ciclo de nutrientes del suelo, hábitat para la actividad biológica del suelo, reducción de GEI del suelo, regulación del agua y resistencia a la erosión.

La conversión de tierras de cultivo y pastizales a cultivos agroforestales en hileras no afectó el rendimiento de los cultivos ni la biomasa de pastos por área cultivada o área asignada de pastos (Figs. 1 y 2). Aunque el rendimiento del cultivo disminuyó cerca de las hileras de árboles, esto se compensó con un aumento del rendimiento hacia el centro de la hilera de cultivos (Figura complementaria 2a). Cabe señalar que en nuestros sistemas agroforestales de cultivo en callejones, el 80% del área (que consiste en hileras de árboles de 12 m y hileras de cultivos o pastos de 48 m) se sembró con cultivos o pastos; también proporcionamos el rendimiento del cultivo o la biomasa de pasto por área del sistema (Tabla complementaria 4), ya que estos valores pueden ser útiles para comparar con otros diseños agroforestales templados. El análisis del margen bruto (ver a continuación) incluye cultivos y biomasa de árboles que se cosechan para la materia prima de biocombustibles (Tabla complementaria 1). Los contenidos de fibra y proteína no se vieron afectados por la agrosilvicultura de pastizales (Fig. 2), mientras que la calidad de los cultivos mejoró parcialmente para la agrosilvicultura de tierras de cultivo (Fig. 1), como lo demuestran los mayores contenidos de proteína cruda de trigo (Triticum aestivum) y canola (Brassica napus) como un mayor peso de canola de 1000 granos en comparación con las tierras de cultivo abiertas (P ≤ 0.03, Tabla complementaria 4). En la mayoría de los casos, la abundancia de hongos fitopatógenos en los cultivos no se vio afectada después de la conversión a la agrosilvicultura, con la excepción de Verticillium longisporum en la canola, que se redujo en la agrosilvicultura en comparación con las tierras de cultivo abiertas (P = 0,03, Cuadro complementario 4).

Cada indicador está estandarizado en z: (valor real − valor medio en parcelas y sitios replicados)/desviación estándar. Los valores estandarizados se invirtieron (inv.) para indicadores cuyos valores altos significan un efecto indeseable (es decir, abundancia de patógenos en los granos, flujos de gases de efecto invernadero en el suelo, lixiviación de nutrientes, velocidad del viento). La línea horizontal negra indica la media de los valores estandarizados de los indicadores para una función específica del ecosistema. Los diagramas de caja indican el cuartil 25, la mediana y el cuartil 75, y los bigotes son 1,5 veces el rango intercuartílico. La media, el error estándar y los valores de N de los indicadores se dan en la Tabla complementaria 4. Para cada función del ecosistema, letras diferentes indican diferencias significativas entre la agrosilvicultura en tierras de cultivo y las tierras de cultivo abiertas (modelos de efectos mixtos lineales en P ≤ 0,05; Tabla complementaria 5).

Cada indicador está estandarizado en z: (valor real − valor medio en parcelas y sitios replicados)/desviación estándar. La línea horizontal negra indica la media de los valores estandarizados de los indicadores para una función específica del ecosistema. Los diagramas de caja indican el cuartil 25, la mediana y el cuartil 75, y los bigotes son 1,5 veces el rango intercuartílico. La media, el error estándar y los valores de N de los indicadores se dan en la Tabla complementaria 4. Para cada función del ecosistema, letras diferentes indican diferencias significativas entre la agrosilvicultura de pastizales y los pastizales abiertos (modelos de efectos mixtos lineales en P ≤ 0,05; Tabla complementaria 5).

La gran producción primaria neta de árboles contribuyó fuertemente al aumento en el secuestro de carbono (P < 0.01, Figs. 1 y 2) después del establecimiento agroforestal tanto en tierras de cultivo como en pastizales agroforestales. En la agrosilvicultura en tierras de cultivo, la densidad de raíces finas aumentó en comparación con las tierras de cultivo abiertas (P < 0,01, Tabla complementaria 4); sin embargo, las existencias de C orgánico del suelo (COS) no difirieron entre la agrosilvicultura y las tierras de cultivo abiertas o los pastizales (P > 0,05, Cuadro complementario 4). La conversión de tierras de cultivo abiertas a la agrosilvicultura mejoró el hábitat biológico del suelo (P = 0,03, Fig. 1) como se muestra por una mayor biomasa de lombrices de tierra (P < 0,01, Fig. 2b complementaria) y tamaños de población de bacterias y hongos en el suelo (P ≤ 0,03, Tabla complementaria 4). En la agrosilvicultura de las tierras de cultivo, las hileras de árboles redujeron en gran medida la velocidad del viento y la cantidad de días con riesgo de erosión eólica en comparación con las tierras de cultivo abiertas (Fig. 2c complementaria), lo que resultó en un aumento sustancial en la resistencia a la erosión eólica (P < 0.01, Fig. 1). Aunque el ciclo de nutrientes del suelo, la reducción de GEI del suelo y las funciones de regulación del agua no cambiaron después de la conversión de tierras de cultivo abiertas o pastizales a agrosilvicultura (P> 0.05, Tabla complementaria 5), ​​dos indicadores mejoraron: mayor cantidad de P disponible para las plantas en pastizales agroforestales que en pastizales abiertos (P = 0,02) y mayores tasas brutas de absorción de óxido nitroso (N2O) en el suelo bajo agrosilvicultura en tierras de cultivo en comparación con tierras de cultivo abiertas (P = 0,01, Tabla complementaria 4). En resumen, la conversión a la agrosilvicultura mejoró el secuestro de carbono, el hábitat para la actividad biológica del suelo y las funciones de resistencia a la erosión en las tierras de cultivo (Fig. 1) y mejoró el secuestro de carbono en los pastizales (Fig. 2). La implementación de la agrosilvicultura no condujo a una disminución en ninguno de los indicadores medidos de las funciones del ecosistema (Figs. 1 y 2 y Tablas Suplementarias 4 y 5).

Este análisis se realizó para identificar si existía una posible compensación o una situación de ganar-ganar entre las funciones de los ecosistemas, adecuada para llevar a cabo cuando se cuantifican múltiples funciones de los ecosistemas. No detectamos ninguna correlación entre las funciones de los ecosistemas en la agrosilvicultura de las tierras de cultivo; sin embargo, el secuestro de carbono y el ciclo de nutrientes se correlacionaron positivamente en la agrosilvicultura de pastizales (Figuras complementarias 3a y 4a). No hubo correlación entre las funciones de los ecosistemas en los pastizales abiertos, aunque el secuestro de carbono se correlacionó positivamente con el suministro de alimentos, fibra y combustible en los campos de cultivo abiertos. En contraste, la regulación del agua se correlacionó negativamente tanto con el ciclo de nutrientes del suelo como con el hábitat para la actividad biológica del suelo en tierras de cultivo abiertas (Figuras complementarias 3b y 4b). La conversión de tierras de cultivo abiertas a agrosilvicultura de tierras de cultivo condujo a una compensación entre las funciones de regulación del agua y el ciclo de nutrientes del suelo, mientras que la conversión de pastizales abiertos a agrosilvicultura de pastizales resultó en una correlación positiva entre las funciones del ciclo de nutrientes del suelo y el hábitat para la actividad biológica del suelo. Figuras 3c y 4c).

La agrosilvicultura en tierras de cultivo mejoró sustancialmente las funciones de los ecosistemas sin afectar el rendimiento del área cultivada. La estabilidad del rendimiento a largo plazo fue respaldada por una investigación de ocho años en uno de nuestros sitios, en la que los rendimientos de los cultivos son similares entre la hilera de cultivos agroforestales y las tierras de cultivo abiertas18. Esta estabilidad del rendimiento observada probablemente estuvo relacionada con el efecto combinado de la altura limitada de los árboles (resultado del manejo de rotación corta) y las hileras de cultivo relativamente anchas (48 m), lo que puede limitar la competencia por la luz y otros recursos. En dos sitios de tierras de cultivo en suelos Vertic y Gleyic Cambisol (Tabla complementaria 1), donde hubo una disminución en el rendimiento del cultivo a 1 m de distancia de la hilera de árboles, esto fue compensado por el aumento en el rendimiento en la parte central de las hileras de cultivo14 (Fig. 2a complementaria). Sin embargo, debe tenerse en cuenta que para otros sistemas agroforestales templados de cultivo en hileras, donde los árboles se cosechan con menos frecuencia (p. ej., árboles maderables) y/o las hileras de cultivo no son anchas, se han observado rendimientos de cultivo reducidos con el aumento de la altura de los árboles19,20 .

Las tres funciones mejoradas del ecosistema bajo la agrosilvicultura de tierras de cultivo, es decir, el secuestro de carbono, el hábitat para la actividad biológica del suelo y la resistencia a la erosión eólica (Figs. 1–3), abordan los principales problemas del cambio global. En primer lugar, los aumentos en la producción primaria neta de los árboles y la densidad combinada de raíces de cultivos y árboles significaron que la agrosilvicultura se desempeñó mejor en el secuestro de carbono que las tierras de cultivo abiertas o los pastizales (Fig. 3). Esto corrobora las proyecciones de que los sistemas agrícolas europeos secuestran actualmente menos carbono del que podrían potencialmente con estrategias mejoradas de uso de la tierra21, incluida la agrosilvicultura22. Aunque las existencias de COS en nuestros sistemas agroforestales de ≤9 años de antigüedad no diferían de las tierras de cultivo abiertas o los pastizales, otros estudios en sistemas agroforestales de cultivo en callejones de ≥15 años de antigüedad muestran aumentos en las existencias de COS23. Como se afirma para los sistemas agroforestales templados basados ​​en un metanálisis12, esperamos que las existencias de COS en nuestros sitios también aumenten a medida que envejece la agrosilvicultura. En segundo lugar, el aumento del tamaño de las poblaciones de lombrices de tierra, bacterias y hongos en nuestros sistemas agroforestales de tierras de cultivo (Fig. 1) respalda los efectos positivos de la agrosilvicultura para el hábitat biológico, como se informó anteriormente para los artrópodos macrodetritívoros13, las lombrices de tierra24 y la diversidad de plantas25. Este hábitat mejorado para la actividad biológica del suelo posiblemente tendrá efectos ascendentes positivos en los niveles tróficos más altos26. Por lo tanto, la agrosilvicultura puede contrarrestar el efecto de la gestión intensiva de las tierras de cultivo sobre la pérdida de abundancia de especies27. Sin embargo, en la agrosilvicultura de pastizales, el hábitat para la actividad biológica del suelo siguió siendo comparable al de los pastizales abiertos (P > 0,05, Cuadro complementario 5), lo que atribuimos al hecho de que ambos sistemas tienen plantas perennes, que manifiestan raíces permanentes28 y una alta diversidad de especies de plantas29 combinadas con baja aplicación de fertilizantes en los sitios estudiados30. En tercer lugar, la susceptibilidad del suelo a la erosión eólica no solo es común en Europa Central31, sino que es un problema mundial grave32 que reduce el COS, las reservas de nutrientes y la productividad agrícola33,34. La fuerte reducción de la velocidad del viento a niveles por debajo del riesgo de erosión eólica (Fig. 2c complementaria) fue un resultado directo de la introducción de hileras de árboles (Fig. 1), un efecto positivo que es bien conocido por los cinturones de protección35. Esta es una de las principales motivaciones mencionadas por los agricultores para aceptar la agrosilvicultura36.

Tierras de cultivo en tres sitios (a; agrosilvicultura y tierras de cultivo abiertas) y praderas en dos sitios (b; agrosilvicultura y praderas abiertas) en Alemania. El punto central y el círculo negro sólido exterior en cada panel representan los cuantiles 5 y 95, respectivamente; la longitud de las barras representa la media de los valores estandarizados en z de los indicadores para una función específica del ecosistema. La media, el error estándar y los valores N de los indicadores se proporcionan en la Tabla complementaria 4.

La agrosilvicultura con cultivos en hileras no se desempeñó mejor que las tierras de cultivo abiertas o los pastizales en las funciones del ecosistema relacionadas con la fertilización, es decir, el ciclo de nutrientes del suelo, la reducción de GEI del suelo y la regulación del agua (Fig. 1), aunque se informó que tales funciones mejoraron en otros sistemas agroforestales37, 38. Los flujos de N2O y CH4 del suelo son inherentemente variables en el espacio y el tiempo, lo que puede afectar los resultados si los esquemas de muestreo espacial y temporal no los tienen en cuenta. Abordamos este desafío al incluir en nuestro diseño espacial los efectos potenciales de la distancia a las hileras de árboles (Figura complementaria 1). Nuestra resolución temporal fue un muestreo mensual de marzo de 2018 a febrero de 2019, que incluyó períodos posteriores a la aplicación de fertilizantes cuando el N mineral del suelo, el contenido de agua y los flujos de GEI están muy elevados39. Por lo tanto, estamos seguros de que nuestro diseño de muestreo pudo capturar una parte sustancial de los patrones espaciales y temporales de los flujos de GEI del suelo; Los flujos anuales de GEI del suelo utilizados en nuestro análisis (Tabla complementaria 4) fueron interpolaciones entre meses (incluido el período de invierno) y abarcaron cualquier patrón espacial, ya que los valores para la agrosilvicultura se ponderaron por las coberturas de área de la hilera de árboles y las diversas distancias de muestreo. dentro de la hilera de cultivos39. Por lo tanto, la falta de diferencia en la función de reducción de GEI del suelo entre los dos sistemas de manejo probablemente fue real y no fue causada por un diseño de muestreo inadecuado. Las prácticas de gestión, incluidas las tasas de fertilización, en nuestros sitios siguieron las operaciones de gestión habituales en Alemania (Tabla complementaria 1) y fueron las mismas para cultivos agroforestales en hileras y tierras de cultivo abiertas. Tanto las hileras de cultivos agroforestales como las tierras de cultivo abiertas muestran una baja eficiencia de respuesta a los nutrientes (proporción entre rendimiento y nutrientes disponibles para las plantas) y ambos sistemas están saturados de nutrientes14. Por lo tanto, las mejoras potenciales del ciclo de nutrientes luego de la introducción de hileras de árboles, como el reciclaje de nutrientes a través de la hojarasca40 y las raíces permanentes de los árboles que actúan como una red de seguridad para el exceso de nutrientes más allá de la absorción de las raíces de los cultivos41, no recuperaron las funciones del ecosistema relacionadas con la fertilización y probablemente fueron enmascarado por las altas tasas actuales de fertilización de las hileras de cultivos agroforestales. Esto sugiere oportunidades para reducir las tasas de aplicación de fertilizantes. En nuestros sistemas agroforestales de tierras de cultivo, una reducción del 50 % en los nutrientes disponibles podría aumentar la eficiencia de la respuesta de nutrientes en un 67 % para el nitrógeno (N) y en un 83 % para el fósforo (P) con solo una reducción relativamente pequeña (17 % para N; 8 % para P). ) reducciones en el rendimiento14. Anticipamos que en los sistemas agroforestales un ciclo de nutrientes mejorado a través del aporte de hojarasca de los árboles14 y la absorción de nutrientes por las raíces profundas de los árboles con hongos micorrízicos asociados42, una red de seguridad contra las pérdidas por lixiviación, puede incluso moderar las pérdidas de rendimiento. Sin embargo, las reducciones en las tasas de fertilización aún no se han probado en condiciones de campo en ambos sistemas. Los beneficios adicionales de la reducción de la fertilización serían la reducción de la lixiviación del exceso de nutrientes y las emisiones de N2O del suelo39,43 y el contaminante del aire óxido nítrico44. El aumento de la absorción bruta de N2O en el suelo de las tierras de cultivo agroforestales fue provocado por las hileras de árboles sin fertilizar, que tienen una baja proporción de N mineral del suelo a carbono descomponible (p. ej., debido a la ausencia de fertilización en la hilera de árboles combinada con el aporte de hojarasca de los árboles) y favorece la reducción microbiana de N2O a N245. Esto da fe del beneficio de la agrosilvicultura en el aumento de la absorción de N2O en los suelos45.

Aunque se ha demostrado que la conversión de tierras de cultivo abiertas a cultivos agroforestales en hileras con árboles de rotación corta aumenta el margen bruto (incluidos los cultivos y la biomasa arbórea utilizada como materia prima para biocombustibles) de 489 € ± 5 ha−1 a € 518 ± 5 ha−1 46, una encuesta reciente a los agricultores reveló que un obstáculo importante para la implementación de la agrosilvicultura es el costo de establecimiento, que se estimó en € 1800 ha-1 años para materia prima para biocombustibles) y las fluctuaciones de los precios de la madera46. Sin embargo, parecía haber una voluntad generalizada entre los agricultores entrevistados de establecer sistemas agroforestales si se solucionaban estos obstáculos financieros. La compensación financiera que los agricultores percibieron como necesaria para fomentar el establecimiento agroforestal fue mucho más alta que los costos mencionados anteriormente. Los agricultores estimaron un apoyo financiero inicial para establecer agrosilvicultura en sus campos en €2718 ± 345 ha−1, seguido de un apoyo anual de €511 ± 54 ha−1 36. Los contribuyentes entrevistados, fuera de la comunidad agrícola, mostraron disposición a pagar un impuesto con un valor medio de 20€ año−1 por persona para los beneficios ambientales y las comodidades paisajísticas asociadas a la agrosilvicultura47.

El potencial ecológico y económico total de la agrosilvicultura solo se logrará si se optimizan las prácticas de manejo de nutrientes. Las siguientes sugerencias pueden ayudar a alcanzar este objetivo. En primer lugar, las tasas de fertilización actuales deben adaptarse a los niveles de rendimiento locales (no al potencial de rendimiento máximo generalizado), ya que la fertilización excesiva es la principal causa del uso ineficiente de nutrientes, lo que genera altos costos ambientales externos1,7. Comúnmente, los cultivos usan menos de la mitad del fertilizante N aplicado48. Como se mencionó anteriormente, existe la posibilidad de reducir las tasas de nutrientes aplicados, lo que mejorará las funciones del ciclo de nutrientes del suelo, la reducción de los GEI del suelo y la regulación del agua con pérdidas de rendimiento marginales14. En segundo lugar, la introducción de hileras de árboles en la agrosilvicultura provoca variaciones espaciales y temporales no solo de los aportes de nutrientes de la hojarasca y el recambio de raíces, sino también de la luz y la evapotranspiración49, lo que genera una variabilidad espacial en el rendimiento18. Utilizando este conocimiento, las técnicas de agricultura de precisión tienen el potencial de optimizar aún más los aportes de nutrientes tanto en el espacio como en el tiempo. En la actualidad, los fertilizantes se aplican utilizando equipo agrícola estándar en nuestros sistemas agroforestales de tierras de cultivo y sistemas abiertos de tierras de cultivo estudiados, lo que conduce a un aporte de nutrientes uniformemente alto incluso en las áreas más cercanas a las hileras de árboles con bajos rendimientos14,18,50. En tercer lugar, la agrosilvicultura puede optimizarse aún más mediante la diversificación de cultivos: (a) inclusión de cultivos tolerantes a la sombra en las rotaciones a medida que la altura de los árboles aumenta con la edad, y (b) cultivo de cultivos tolerantes a la sombra cerca de las hileras de árboles en combinación con cultivos que requieren luz. en las rotaciones comunes. Anticipamos que estas mejoras en la gestión reducirán las compensaciones actuales entre el ciclo de nutrientes del suelo, la actividad biológica del suelo del hábitat y la regulación del agua en las tierras de cultivo, lo que posiblemente facilite interacciones funcionales más positivas que las que se observan actualmente (Figuras complementarias 3 y 4). Con la excepción del secuestro de carbono, las funciones de los ecosistemas en los pastizales no cambiaron luego de la conversión a la agrosilvicultura. Además, los pastizales abiertos permanentes en Europa están protegidos de la conversión a otros usos de la tierra51, lo que exige priorizar los incentivos financieros para la conversión de tierras de cultivo abiertas a la agrosilvicultura.

Nuestros hallazgos respaldan nuestra hipótesis principal de que la agrosilvicultura de cultivos en hileras con árboles de rotación corta mejora la multifuncionalidad y, por lo tanto, representa una gestión más sostenible en comparación con las tierras de cultivo abiertas o los pastizales, incluso con las altas tasas de fertilización actuales. No obstante, todo el potencial de la agrosilvicultura en tierras de cultivo como alternativa de gestión sostenible y multifuncional solo puede desplegarse si se implementan cambios de política que proporcionen incentivos para que los agricultores ajusten sus prácticas de gestión. Por lo tanto, el apoyo financiero adecuado no solo debe abordar los riesgos financieros al establecer sistemas agroforestales52, sino también centrarse en medidas que reduzcan aún más los costos ambientales externos9,53, que están asociados principalmente con las altas aplicaciones actuales de fertilizantes. Aunque hay varias estrategias prometedoras que se pueden implementar en la agrosilvicultura para mejorar el manejo de nutrientes14, estos conceptos aún necesitan una evaluación a largo plazo en condiciones reales de campo. La iniciativa actual de la Comisión Europea de unir prácticas agrícolas ambientalmente beneficiosas con una fracción sustancial del subsidio general para tierras agrícolas54 brinda la oportunidad de crear tales incentivos para promover y optimizar la agrosilvicultura en nuestra búsqueda hacia una agricultura más sostenible pero productiva.

Nuestro estudio se realizó en tres sistemas de tierras de cultivo y dos sistemas de pastizales (Figura complementaria 1). Las tierras de cultivo estaban ubicadas en Turingia (suelo Calcaric Phaeozem55), Baja Sajonia (suelo Vertic Cambisol55) y Brandeburgo (suelo Gleyic Cambisol55), y los sitios de pastizales estaban ubicados en Baja Sajonia (suelos Histosol y Anthrosol55), Alemania. En cada sitio, estudiamos la agrosilvicultura de cultivos en callejones (hileras de árboles de 12 m de ancho alternadas con hileras de cultivos o pastizales de 48 m de ancho) combinadas con tierras de cultivo abiertas o pastizales abiertos. Cada uno de estos sistemas de gestión en cada sitio estuvo representado por cuatro réplicas de parcelas en sistemas de tierras de cultivo y tres réplicas de parcelas en sistemas de pastizales (un total de 3 sitios × 2 sistemas de gestión × 4 réplicas de parcelas = 24 parcelas en tierras de cultivo y 2 sitios × 2 sistemas de gestión × 3 parcelas replicadas = 12 parcelas en pastizales). Para tener en cuenta cualquier posible variación espacial de los indicadores medidos de las funciones del ecosistema (ver detalles a continuación) con la distancia desde la hilera de árboles, se realizaron mediciones en cada parcela agroforestal replicada en la hilera de árboles y a varias distancias de la hilera de árboles dentro del cultivo. o hilera de césped (Figuras complementarias 1 y 2). Este esquema de muestreo se empleó para todos los indicadores, a menos que se indique lo contrario (consulte los indicadores de función del ecosistema a continuación). Nuestros sitios se administran siguiendo la rotación de cultivos habitual de los agricultores (Tabla complementaria 1). Los surcos de cultivos agroforestales y las tierras de cultivo abiertas se manejan de manera convencional, lo que incluye el cultivo una vez al año y la aplicación de fertilizantes minerales y agroquímicos recomendados. Las filas de árboles (consulte la Tabla complementaria 1 para especies de árboles, distancias entre filas y entre árboles dentro de una fila, densidad de plantación y primer corte de biomasa de madera) no se fertilizaron y se cosecharon después de cuatro a siete años para bioenergía, es decir, la biomasa de madera fue exportado del campo. Los detalles sobre el sitio y las prácticas de gestión se pueden encontrar en la Tabla complementaria 1.

Se han aplicado varios enfoques para evaluar la multifuncionalidad del uso de la tierra o los sistemas de gestión. Hasta el momento, no hay consenso sobre qué enfoque es preferible; sin embargo, una revisión reciente hizo varias recomendaciones56, que seguimos en gran medida en nuestro estudio. Queríamos probar si los argumentos que normalmente se usan a favor de la agrosilvicultura9 se pueden cuantificar en un marco de funciones del ecosistema para nuestros sistemas de manejo estudiados, y si esto resultó en diferencias en la multifuncionalidad. Comenzamos con una lista de funciones de los ecosistemas (clasificadas en servicios de aprovisionamiento, regulación y apoyo) que se consideran vitales para evaluar los beneficios de los sistemas agroforestales templados9: suministro de alimentos, fibras y combustibles, regulación de la calidad del aire, regulación del clima (a menudo separados en secuestro de carbono y reducción de GEI), calidad y regulación del agua, regulación de la erosión, regulación de plagas y enfermedades, regulación de la biodiversidad y regulación de peligros naturales y eventos extremos. Finalmente, la formación del suelo y el ciclo de nutrientes a menudo se incluyen como una función importante del ecosistema que respalda otras funciones9. Las funciones del ecosistema y sus indicadores (Tablas complementarias 2–4), que medimos para comparar la agrosilvicultura de cultivo en callejones con las tierras de cultivo abiertas o los pastizales, se ajustaron por varias razones. La regulación de la calidad del aire y de los peligros naturales y los eventos extremos no estaban disponibles, porque estos efectos solo pueden medirse para áreas más grandes y no a la escala de las parcelas experimentales en nuestro estudio. También excluimos la formación del suelo (categorizada como servicio de apoyo) porque esta función suele estar indicada por el SOC y las comunidades microbianas del suelo, que medimos pero usamos como indicadores de las funciones más adecuadas del ecosistema (ver más abajo). Separamos la regulación climática en secuestro de carbono y reducción de GEI del suelo porque las partes interesadas a menudo expresan interés en el secuestro de carbono (por ejemplo, para calcular los créditos de carbono)9. Finalmente, medimos la abundancia de fitopatógenos y estos se incluyeron como indicadores en la provisión de alimentos, fibra y combustible (y no para la regulación de plagas y enfermedades), porque la abundancia de fitopatógenos influye directamente en la cantidad y calidad del rendimiento. A continuación se detallan las funciones de los ecosistemas y sus correspondientes indicadores que se midieron para evaluar los sistemas de manejo contrastantes. Para cada función, explicamos por qué usamos esos indicadores y cómo se midieron. Aunque algunos indicadores se pueden usar en múltiples funciones del ecosistema, usamos cada indicador en una sola función del ecosistema para no contrarrestar su efecto en las funciones agregadas del ecosistema para representar la multifuncionalidad (Fig. 3).

Esta función se evaluó en todos los sitios de cultivo y pastizales. Usamos indicadores no solo del rendimiento de grano sino también de la calidad del rendimiento (que afecta la comerciabilidad y la idoneidad para el procesamiento de alimentos) y de la seguridad alimentaria (abundancia de diferentes fitopatógenos). El rendimiento de grano se determinó utilizando una cosechadora para muestrear un área de 17,5 m2 a distancias de muestreo específicas de los árboles (Figura complementaria 1) dentro de la hilera de cultivos en agrosilvicultura y en tierras de cultivo abiertas en julio o agosto de 2016 y 2017. Rendimiento de pasto se midió a las mismas distancias de muestreo, utilizando un marco de madera de 0,5 m2 y una cizalla eléctrica en mayo o junio de 2016 y 2017. Se extrapoló el peso de 1000 granos de tres submuestras independientes de 100 granos secos, medidos en 2016 y 2017. Estimar las concentraciones de proteína cruda, almidón y grasa de grano, así como fibra y proteína cruda de pasto, los materiales vegetales se secaron en horno, se molieron (<1 mm) y se escanearon, utilizando un espectrofotómetro de reflectancia de infrarrojo cercano (NIRS) (Foss 5000, Foss GmbH, Hamburgo, Alemania). Las estimaciones se llevaron a cabo sobre la base de una calibración NIRS sólida y específica de la planta. La estimación de la concentración de grasa bruta se basó en el método de Soxhlet, mientras que la estimación de la concentración de proteína bruta se basó en el método de Dumas57. La estimación de la concentración de almidón crudo se basó en el método de Ewers y la estimación de la concentración de fibra cruda se basó en el método de Weender57. La abundancia de patógenos vegetales de Fusarium graminearum y F. tricinctum en cebada y trigo, así como V. longisporum y Leptosphaeria maculans en canola, se midieron mediante la reacción en cadena de la polimerasa (PCR) en tiempo real a partir de muestras de granos cosechados en 2016 y 2017, como se describió anteriormente58.

Esta función se evaluó en todos los sitios de cultivo y pastizales. Los indicadores incluían la producción primaria neta de árboles sobre el suelo, ya que este monte bajo de rotación corta se utiliza como fuente de energía neutra en carbono; la densidad de raíces, que a través de su recambio puede ser un indicador oportuno de la fuente del COS; y acciones de SOC que sirven como sustituto de su proceso de cambio lento50. La producción primaria neta de árboles por encima del suelo se calculó como la suma de la producción de biomasa leñosa y la hojarasca caída durante 2016 y 2017. La producción de biomasa leñosa se midió para el 50 % de todos los árboles en una parcela midiendo el diámetro del tallo a la altura del pecho (DAP) y aplicando un sitio - y la ecuación alométrica59 específica del año, derivada de los diámetros del tallo y la biomasa medida de 25 árboles que representaban el rango de DAP de los árboles presentes. La hojarasca de los árboles se recolectó quincenalmente en 2016 y 2017 utilizando trampas de hojarasca de 0,14 m2. La densidad combinada de raíces finas de árboles y cultivos se determinó a una profundidad de 0 a 100 cm con núcleos de suelo de 6,5 cm de diámetro en la temporada de crecimiento de 2017, lavando los suelos y recolectando todas las raíces de ≥1 cm de longitud y secándolas a 70 ° C durante tres días. El COS se midió en los 30 cm superiores de profundidad en 2016 de suelos secados al aire, tamizados de 2 mm y fumigados con ácido60 (en caso de pH ≥6), utilizando un analizador CN (Elementar Vario EL; Elementar Analysis Systems GmbH, Hanau , Alemania). La densidad aparente del suelo se midió en 2016 durante la temporada de crecimiento para los 30 cm superiores utilizando núcleos de suelo de acero inoxidable con un volumen de 250 cm3 61. Como no hubo diferencias estadísticas en la densidad aparente del suelo entre hileras de árboles agroforestales, hileras de cultivos y tierras de cultivo abiertas o pastizales en cada sitio, usamos la densidad aparente del suelo promedio para cada sitio a fin de tener la misma masa de suelo para los cálculos de las existencias de COS en los dos sistemas de manejo14.

Esta función se evaluó en todos los sitios de cultivo y pastizales. Los indicadores incluyeron la tasa bruta de mineralización de N en el suelo (un proceso que proporciona el N mineral existente para uso vegetal y microbiano), P y K disponibles para las plantas (que reflejan las existencias de P y K en el suelo accesibles para la absorción por las raíces), saturación de bases (que significa la proporción de elementos nutritivos básicos adsorbidos en los sitios de intercambio del suelo), capacidad efectiva de intercambio de cationes (que indica la capacidad del suelo para adsorber elementos y, por lo tanto, un índice de su proceso de cambio lento) y abundancia del gen nifH (que indica el N2 genético potencial de fijación, responsable de codificar la enzima nitrogenasa en los suelos). La mineralización bruta de N del suelo se midió en los 5 cm superiores entre abril y junio de 2017 utilizando técnicas de dilución de piscina 15N62 en núcleos de suelo incubados in situ intactos. El fósforo (P) disponible para las plantas se midió mensualmente durante las temporadas de crecimiento de 2016 y 2017 en los 5 cm superiores de profundidad, y el valor promedio durante la temporada de crecimiento representó cada parcela replicada. El P disponible en la planta se determinó como la suma del P63 extraíble con bicarbonato y el intercambiable con resina, analizado con un espectrómetro de emisión atómica de plasma acoplado inductivamente (ICP-AES; iCAP 6300 Duo View ICP Spectrometer, Thermo Fischer Scientific GmbH, Dreieich, Alemania) . El potasio disponible para las plantas (K) se determinó para los 30 cm de profundidad superiores en 2016 filtrando los suelos con 1 mol l-1 de NH4Cl sin tamponar y se analizó el K intercambiable de los percolados (así como los cationes que se mencionan a continuación) usando ICP-AES . La saturación de bases se midió como el porcentaje de cationes de base sobre la capacidad efectiva de intercambio de cationes, que se determinó como la suma de Ca, Mg, K, Na, Mn, Al, Fe y H intercambiables. los 5 cm superiores se determinaron en abril de 2017 para pastizales y en marzo de 2019 para tierras de cultivo mediante PCR en tiempo real. Los suelos muestreados se congelaron inmediatamente en el campo para la extracción de ADN30,64 y los genes nifH se amplificaron utilizando el par de cebadores IGK3-DVV65.

Esta función se evaluó en todos los sitios de cultivo y pastizales. Los indicadores fueron biomasa de lombrices (que denota bioturbación que influye en la agregación del suelo), biomasa microbiana C y N (como expresiones del tamaño de la biomasa microbiana que influye en el ciclo de nutrientes), abundancia de bacterias y hongos (como expresiones del tamaño de la población microbiana procariota y eucariota) y β -actividad de glucosidasa (lo que implica el potencial de degradación enzimática de carbohidratos complejos y, por lo tanto, refleja la adquisición de energía por parte de la biomasa microbiana). La biomasa de lombrices se determinó en 2018 mediante la extracción de individuos de bloques de suelo de 0,25 × 0,25 × 0,25 m mediante clasificación manual66. El C y el N de la biomasa microbiana del suelo se determinaron en los 5 cm superiores en la primavera de 2017 mediante el método de fumigación-extracción con CHCl367. Un par de muestras de suelo se extrajo inmediatamente con 0,5 mol/l de K2SO4 y el otro par se fumigó durante 5 días y luego se extrajo. El C orgánico extraíble se analizó mediante oxidación de persulfato mejorada con UV utilizando un analizador de carbono con detector infrarrojo (TOC-VWP, Shimadzu Europa GmbH, Duisburg, Alemania). El N extraíble se determinó mediante digestión con persulfato ultravioleta seguida de reducción con sulfato de hidrazina mediante colorimetría de inyección de flujo continuo (Autoanalyzer Method G-157-96; SEAL Analytical AA3, SEAL Analytical GmbH, Norderstedt, Alemania). El C y el N de la biomasa microbiana se calcularon respectivamente como las diferencias en el C y el N orgánicos extraíbles entre suelos fumigados y no fumigados divididos por kC = 0,45 y kN = 0,68 para muestras fumigadas durante 5 días67,68. La abundancia de bacterias y hongos en los suelos se midió en la primavera de 2017 en los pastizales y en la primavera de 2019 en las tierras de cultivo. Las muestras de suelo recolectadas en los 5 cm superiores se congelaron inmediatamente en el campo para la extracción de ADN, y la abundancia de bacterias y hongos del suelo se determinó mediante PCR en tiempo real30,64. La actividad de la β-glucosidasa del suelo en los 5 cm superiores, muestreados entre octubre y noviembre de 2015, se analizó utilizando un sustrato marcado con fluorescencia (4-metilumbeliferona-β-D-glucopiranósido; Sigma-Aldrich Chemie GmbH, Taufkirchen, Alemania)69. La intensidad de la fluorescencia se midió a intervalos de 30 minutos durante 180 minutos a longitudes de onda de excitación de 355 nm y de emisión de 460 nm utilizando un lector de microplacas FLUOstar Omega (BMG, Offenburg, Alemania).

Esta función se evaluó en los sitios de tierras de cultivo, y los indicadores fueron los flujos netos de GEI, N2O y CH4, desde la superficie del suelo, y la tasa bruta de absorción de N2O en el suelo (lo que significa la capacidad del suelo para convertir los GEI N2O en N2 no reactivo a través de la desnitrificación microbiana)45. Los flujos de CH4 y N2O del suelo se midieron mensualmente desde marzo de 2018 hasta febrero de 2019 utilizando cámaras estáticas ventiladas70. Las muestras de gas se analizaron utilizando un cromatógrafo de gases (SRI 8610C, SRI Instruments Europe GmbH, Bad Honnef, Alemania) con un detector de ionización de llama (para la concentración de CH4) y un detector de captura de electrones (para la concentración de N2O). La tasa bruta de absorción de N2O en el suelo se midió mensualmente desde marzo de 2018 hasta febrero de 2019 utilizando la técnica de dilución de la piscina de 15N2O71. Inyectamos 7 ml de gas de etiqueta 15N2O en el espacio de cabeza de la cámara, que estaba compuesto por 100 ppmv de 98 % de 15N-N2O de una sola etiqueta, 275 ppbv de hexafluoruro de azufre (SF6, como marcador de la posible pérdida física de gases del espacio de cabeza de la cámara) y equilibrado con aire sintético (Westfalen AG, Münster, Alemania). A las 0,5, 1, 2 y 3 h de incubación in situ, se tomaron muestras de gas de 100 ml y 23 ml del espacio superior de la cámara y se inyectaron respectivamente en una botella de vidrio de 100 ml preevacuada y en un vial de vidrio de 12 ml (Exetainer; Labco Limited, Lampeter, Reino Unido) equipado con septos de caucho. Se analizó la composición isotópica de las muestras de gas de 100 ml utilizando un espectrómetro de masas de relación isotópica (Finnigan Deltaplus XP, Thermo Electron Corporation, Bremen, Alemania). Las muestras de gas de 23 ml se analizaron para las concentraciones de N2O y SF6, utilizando el mismo cromatógrafo de gases con detector de captura de electrones. El cálculo de la absorción bruta de N2O en el suelo se proporciona en nuestro estudio anterior71.

Esta función se evaluó en los sitios de cultivo y los indicadores fueron: evapotranspiración real (la cantidad de agua absorbida por las plantas), conductividad saturada del suelo (Ks) (que indica el flujo de agua en el suelo), cambio en el almacenamiento de agua en el suelo (lo que significa la cantidad de agua disponible para la absorción de las plantas) y los flujos de lixiviación de N, P, S y cationes básicos (lo que implica una disminución en la calidad del agua de drenaje en el suelo). La evapotranspiración real se determinó en 2016 y 2017 con mástiles de covarianza de remolinos (3,5 m de altura en tierras de cultivo abiertas, 10 m de altura en agrosilvicultura), utilizando el método de balance de energía de covarianza de remolinos (ECEB)49. Las mediciones de ECEB se integran en toda el área de la huella, y todas las tierras de cultivo agroforestales y las tierras de cultivo abiertas en cada uno de los tres sitios de tierras de cultivo se representaron cada una por un valor anual de evapotranspiración real. El valor anual fue la suma de las tasas de evapotranspiración reales derivadas de ECEB cada media hora. La Ks se midió en julio-agosto de 2019 tomando núcleos de suelo intactos (250 cm3 cada uno) que se saturaron lentamente con agua en el laboratorio (después de asegurar un papel de filtro en un extremo de los núcleos y colocarlos en un recipiente lleno de 1 cm de agua desgasificada). El nivel del agua se elevó en el transcurso de 8 h para evitar atrapar aire en las muestras de suelo. Una vez saturados, los núcleos de suelo intactos se instalaron en el dispositivo UMS-KSAT (UMS, München, Alemania) usando el método de cabeza descendente o de cabeza constante dependiendo de la permeabilidad del suelo72. Las mediciones de Ks se basaron en la ecuación de Darcy y se normalizaron a 20 °C. El cambio en el almacenamiento de agua se estimó usando el submodelo de agua del modelo Expert-N 5.073 para los 60 cm superiores del suelo durante el período de abril de 2016 a marzo de 2017. El mismo modelo de agua se usó para estimar los flujos de drenaje mensuales para el cálculo de flujos de lixiviación de nutrientes74. El agua del suelo se muestreó mensualmente de 2016 a 2018 a 60 cm de profundidad, usando lisímetros de ventosa (cerámica P80, tamaño máximo de poro 1 μm; CeramTec AG, Marktredwitz, Alemania), y se analizó para N total disuelto (usando el mismo flujo continuo). colorimetría de inyección mencionada anteriormente), concentraciones de P total, S total, Na, K, Ca y Mg (utilizando el mismo ICP-AES mencionado anteriormente). La textura del suelo se midió en 2016 durante la temporada de crecimiento para los 30 cm superiores, utilizando el método de la pipeta con pretratamientos para eliminar la materia orgánica y el carbonato (para un pH del suelo > 6)75. Las entradas del submodelo de agua de Expert-N fueron clima (radiación global, temperatura, precipitación, humedad relativa y velocidad del viento), suelo (textura, densidad aparente y Ks), todos medidos en nuestros sitios de estudio, y características de la vegetación (raíces). índice de biomasa y área foliar), específicos de los cultivos o árboles en los sitios. Los contenidos de agua del suelo modelados se validaron con contenidos de humedad del suelo medidos, realizados mensualmente mediante mediciones gravimétricas. Los flujos de lixiviación de nutrientes se calcularon multiplicando las concentraciones de nutrientes por los flujos de drenaje de agua durante el período de muestreo y se sumaron para todo el año74,76.

En un sitio de tierras de cultivo en el suelo Gleyic Cambisol, los indicadores de erosión eólica potencial se cuantificaron mediante mediciones directas y simulación de grandes remolinos (LES) de la velocidad del viento. Estos indicadores fueron el porcentaje de reducción de la velocidad del viento (desde el norte, noroeste y oeste) en la agrosilvicultura en relación con las tierras de cultivo abiertas, y el número de días en un año con una velocidad del viento superior a 5 m s−¹. En las tierras de cultivo abiertas, las velocidades media y máxima del viento se midieron continuamente con un anemómetro sónico (uSONIC-3 Omni, METEK GmbH, Elmshorn, Alemania) a una altura de 3,5 m y hasta 0,5 m sobre la superficie del suelo desde marzo de 2016 hasta Septiembre de 2018. Las mediciones de la velocidad del viento en las tierras de cultivo abiertas actúan como un campo de viento de referencia, a partir del cual se compararon las mediciones de la velocidad del viento en cada una de las parcelas replicadas de agrosilvicultura de tierras de cultivo (influenciadas por las hileras de árboles). Usamos un modelo LES para simular el campo de viento que varía espacialmente para tres direcciones de viento (norte, noroeste y oeste) en la hilera de árboles agroforestales (con la altura del árbol establecida en 5 m), la hilera de cultivos agroforestales y las tierras de cultivo abiertas, que serían imposible de lograr con solo mediciones de la velocidad del viento. Extrajimos la velocidad del viento a la altura de dominio del modelo más baja de 0,5 m sobre el suelo de la salida del modelo 3D para las tres direcciones del viento en la agrosilvicultura y las tierras de cultivo abiertas77. Luego derivamos una relación de la velocidad del viento horizontal de estas tres direcciones del viento en la agrosilvicultura a la velocidad del viento horizontal de las mismas direcciones en las tierras de cultivo abiertas, como indicadores de la reducción de la velocidad del viento. Esta relación de velocidad del viento del resultado del modelo se multiplicó luego con mediciones de la velocidad del viento media cada media hora de las tierras de cultivo abiertas para derivar una velocidad del viento variable temporal y espacialmente. El potencial espacialmente variable para la erosión eólica se obtuvo por el número de días con velocidad del viento que excedía un umbral de velocidad del viento de 5 m s−1 a 0,5 m sobre el suelo para cada sistema de gestión y se utilizó como indicador de la resistencia a la erosión eólica78,79. Solo calculamos la erosión eólica potencial para este sitio de tierras de cultivo porque (i) su agrosilvicultura combinada ofrecía un área grande y extendida con diferentes densidades de plantación de árboles, y (ii) este sitio de tierras de cultivo tenía mediciones independientes de la velocidad del viento en un transecto horizontal80, ambos permitidos validación de nuestros valores simulados a grandes distancias entre hileras de árboles y bajo diferentes densidades de plantación. Además, desde este sitio de tierras de cultivo pudimos comprender los efectos de la distancia entre las hileras de árboles y la densidad de árboles en la reducción de la velocidad del viento. Como las parcelas agroforestales en nuestros otros dos sitios de tierras de cultivo tenían anchos de hileras de árboles y cultivos comparables, esperamos que los hallazgos de este sitio también sean relevantes para esos otros sitios en nuestro estudio.

Para derivar el valor de una parcela completa de agrosilvicultura, los valores de la hilera de árboles y varias distancias de muestreo dentro de la hilera de cultivo se ponderaron por sus coberturas de área. Como los sistemas agroforestales estuvieron representados por una hilera de árboles de 12 m y una hilera de cultivo de 48 m, los factores de ponderación fueron: 12/60 para la hilera de árboles, 5/60 para la de 1 m, 6/60 para la de 4 m, 33/ 60 para los 7 m que representaban un área amplia de la hilera de cultivo en base a pruebas de comparación entre estos puntos de muestreo utilizando indicadores adecuados, por ejemplo, para el suministro de alimento/fibra/combustible, hábitat para actividad microbiana y reducción de GEI14,30,45,64 ; y 4/60 para las distancias de muestreo de 24 m dentro de la hilera de cultivo que representaron la superposición de 4 m de la esparcidora de fertilizante cuando dio la vuelta en el medio de la hilera de cultivo45. Cuando los indicadores no se midieron en todas las distancias de muestreo dentro de la hilera de cultivo (p. ej., las distancias de 1 y 4 m fueron estadísticamente comparables en algunos indicadores, y las mediciones adicionales excluyeron los 4 m pero en cambio aumentaron el muestreo temporal), ajustamos los factores de ponderación para la parcela. -valores agroforestales a nivel basados ​​en las coberturas de área de las distancias muestreadas dentro del cultivo y las hileras de árboles. Para cada indicador, los valores ponderados por área para las parcelas agroforestales y las parcelas de tierras de cultivo abiertas o pastizales se estandarizaron en z (z = (valor individual − valor medio entre parcelas y sitios)/desviación estándar). Esto evita el predominio de uno o unos pocos indicadores sobre los demás (p. ej., presentado por las unidades de sus valores) dentro de una función específica del ecosistema, y ​​la estandarización z permite que varios indicadores distintos caractericen mejor una función del ecosistema. Los valores a nivel de parcela estandarizados en z se utilizaron para evaluar las diferencias entre los sistemas de manejo (es decir, agrosilvicultura versus tierras de cultivo abiertas o pastizales abiertos) para una función específica del ecosistema con múltiples indicadores distintos81. Para los indicadores en los que los valores altos significan un mayor efecto indeseable (es decir, abundancia de patógenos en granos, pérdidas por lixiviación de nutrientes, flujos de GEI en el suelo, velocidad del viento como indicador de riesgo de erosión), usamos el inverso aditivo (multiplicado por −1) de sus valores para tener un significado intuitivo uniforme como el resto de los indicadores (es decir, un valor grande indica un efecto deseable alto). Las diferencias en funciones ecosistémicas específicas entre la agrosilvicultura y las tierras de cultivo abiertas o los pastizales abiertos se evaluaron utilizando un modelo de efectos mixtos lineales (LME) con un sistema de gestión (agriosilvicultura en tierras de cultivo o pastizales frente a tierras de cultivo abiertas o pastizales) como efectos fijos e indicadores y parcelas replicadas en los sitios (4 parcelas × 2 sistemas de gestión × 3 sitios para sistemas de tierras de cultivo = 24 parcelas, y 3 parcelas × 2 sistemas de gestión × 2 sitios para sistemas de pastizales = 12 parcelas) como efectos aleatorios (Figura 1 complementaria y Tablas complementarias 2–5)81. Como las variables del indicador pueden diferir sistemáticamente en sus respuestas a los sistemas de gestión, también probamos la interacción entre el indicador y el sistema de gestión (Tabla complementaria 5)81. Los gráficos de diagnóstico de los residuos del modelo LME se inspeccionaron visualmente para comprobar si cumplen los criterios de distribución normal e igualdad de varianza. Para evaluar si existían posibles situaciones de compensación o de ganar-ganar, realizamos la prueba de correlación de rango de Spearman entre las funciones del ecosistema dentro de cada sistema de gestión en los valores estandarizados en z de las parcelas replicadas (Figuras complementarias 3a, b y 4a, b); dicho análisis se realiza comúnmente cuando se cuantifican múltiples funciones del ecosistema81. Además, realizamos la prueba de correlación de rango de Spearman entre las funciones del ecosistema atribuibles a la conversión de tierras de cultivo abiertas o pastizales a agrosilvicultura utilizando el cambio relativo de los valores estandarizados z (es decir, agrosilvicultura - tierras de cultivo abiertas o pastizales/tierras de cultivo abiertas o pastizales) (Figs. 3c complementarias). y 4c). Para probar las diferencias en indicadores específicos entre los sistemas de gestión, utilizamos una prueba t independiente (cuando los datos mostraron la misma varianza y una distribución normal), una prueba de Wilcoxon (cuando los datos mostraron la misma varianza pero una distribución no normal) o una prueba de Welsh ( cuando la distribución normal y la igualdad de varianza no se cumplieron). Los datos se analizaron utilizando R (versión 4.0.4).

Más información sobre el diseño de la investigación está disponible en el Resumen de informes de Nature Portfolio vinculado a este artículo.

Los datos de los indicadores de las funciones de los ecosistemas están disponibles públicamente a través del DOI o previa solicitud, si los datos están bajo embargo debido a los derechos de autor. Todos los metadatos correspondientes no están restringidos. Los datos y metadatos están accesibles en: https://doi.org/10.20387/bonares-4gjt-f0y0 y https://doi.org/10.20387/bonares-c6pk-yxq8 (calidad de planta); https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=3e5ac979-3675-4652-818e-67b6f42f2c67 (patógenos de plantas); https://doi.org/10.20387/bonares-9nty-5gfa (abundancia del gen nifH); https://doi.org/10.20387/bonares-9nty-5gfa (abundancias bacterianas y fúngicas); https://doi.org/10.20387/bonares-eyt4-dc84 (biomasa de lombrices); https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=2fa214f3-8d6d-4f8c-bd99-d73b67f0d270 (Beta-glucosidasa); https://doi.org/10.5194/bg-17-5183-2020 (evapotranspiración, Tabla 6 dentro del enlace, configuración de ECEB); https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=c6e9a483-2f91-4e4d-851a-6a26e3f27de8 (conductividad saturada suelo-agua); https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=a95fd45d-d51b-4698-830d-44f38d7a7340 (riesgo de erosión eólica); https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=78c0c07e-c6b4-453b-ac63-15877dbe32a3 (biomasa de raíces, mineralización bruta de N del suelo, carbono y nitrógeno microbiano del suelo, flujos de GEI del suelo y flujos de lixiviación de nutrientes); https://doi.org/10.20387/bonares-1b9y-806w (rendimiento); https://doi.org/10.20387/bonares-q82e-t008, https://doi.org/10.20387/bonares-fq8b-031j y https://doi.org/10.20387/bonares-s84z-chbt (SOC, P y K disponibles en la planta, saturación de bases y capacidad efectiva de intercambio catiónico). En caso de embargo, los datos de contacto del autor, así como la fecha de disponibilidad de los datos, se indican en los metadatos.

Foley, JA et al. Consecuencias globales del uso de la tierra. Ciencia 309, 570–574 (2005).

Artículo CAS Google Académico

Rockström, J. et al. Un espacio operativo seguro para la humanidad. Naturaleza 461, 472–475 (2009).

Artículo Google Académico

Geiger, F. et al. Efectos negativos persistentes de los plaguicidas sobre la biodiversidad y el potencial de control biológico en las tierras agrícolas europeas. aplicación básica Ecol. 11, 97–105 (2010).

Artículo CAS Google Académico

Zhang, W., Ricketts, TH, Kremen, C., Carney, K. y Swinton, SM Servicios ecosistémicos y perjuicios para la agricultura. Ecol. economía 64, 253–260 (2007).

Artículo Google Académico

Tilman, D., Cassman, KG, Matson, PA, Naylor, R. & Polasky, S. Sostenibilidad agrícola y prácticas de producción intensiva. Naturaleza 418, 671–677 (2002).

Artículo CAS Google Académico

Helming, K. et al. Gestión de las funciones del suelo para un marco de evaluación de bioeconomía sostenible y estado del arte. Degradación de la tierra. desarrollo 29, 3112–3126 (2018).

Artículo Google Académico

Rockström, J. et al. Intensificación sostenible de la agricultura para la prosperidad humana y la sostenibilidad global. Ambiente 46, 4–17 (2017).

Artículo Google Académico

Lehmann, J., Bossio, DA, Kögel-Knabner, I. & Rillig, MC El concepto y las perspectivas futuras de la salud del suelo. Nat. Rev. Medio Ambiente. 1, 544–553 (2020).

Artículo Google Académico

Smith, J., Pearce, BD & Wolfe, MS Reconciliando la productividad con la protección del medio ambiente: ¿Es la agrosilvicultura templada la respuesta? Renovar. agricola Sistema de alimentos 28, 80–92 (2013).

Artículo Google Académico

Comisión Europea. Una PAC más verde y justa (CE, 2021).

Hierba, I. et al. Compensaciones entre multifuncionalidad y ganancias en paisajes tropicales de pequeños agricultores. Nat. común 11, 1186 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Mayer, S. et al. Secuestro de carbono orgánico del suelo en sistemas agroforestales templados: un metanálisis. agricola ecosistema Reinar. 323, 107689 (2022).

Artículo CAS Google Académico

Perdón, P. et al. Juglans regia (nuez) en sistemas agroforestales de tierras templadas: efectos sobre las características del suelo, la diversidad de artrópodos y el rendimiento de los cultivos. Renovar. agricola Sistema de alimentos 35, 533–549 (2020).

Artículo Google Académico

Schmidt, M. et al. Saturación de nutrientes de monocultivos de cultivos y agrosilvicultura indicada por la eficiencia de respuesta de nutrientes. Nutrición cicl. Agroecosistema. 119, 69–82 (2021).

Artículo CAS Google Académico

Beule, L. & Karlovsky, P. Las hileras de árboles en tierras de cultivo agroforestales templadas alteran la composición de las comunidades bacterianas del suelo. PLoS ONE 16, e0246919 (2021).

Artículo CAS Google Académico

Palma, JHN et al. Modelado de los beneficios ambientales de la agroforestería silvoarable en Europa. agricola ecosistema Reinar. 119, 320–334 (2007).

Artículo Google Académico

Kay, S. et al. Similitudes espaciales entre los sistemas agroforestales europeos y los servicios ecosistémicos a escala de paisaje. Sistema Agroforestal 92, 1075–1089 (2018).

Artículo Google Académico

Swieter, A., Langhof, M., Lamerre, J. & Greef, JM Rendimientos a largo plazo de colza y trigo de invierno en un sistema agroforestal de cultivo en callejones de rotación corta. Sistema Agroforestal 93, 1853–1864 (2019).

Artículo Google Académico

Ivezić, V., Yu, Y. & van der Werf, W. Rendimiento de cultivos en sistemas agroforestales europeos: un metanálisis. Frente. Sostener. Sistema de alimentos 5, 606631 (2021).

Artículo Google Académico

Cardenal, R. et al. Los altos insumos orgánicos explican el almacenamiento de COS superficial y profundo en un sistema agroforestal a largo plazo, combinando enfoques experimentales y de modelado. Biogeociencias 15, 297–317 (2018).

Artículo CAS Google Académico

Smith, P. Secuestro de carbono en tierras de cultivo: el potencial en Europa y el contexto global. EUR. J. Agron. 20, 229–236 (2004).

Artículo CAS Google Académico

Kay, S. et al. La agrosilvicultura crea sumideros de carbono al tiempo que mejora el medio ambiente en los paisajes agrícolas de Europa. Política de uso de la tierra 83, 581–593 (2019).

Artículo Google Académico

Cardenal, R. et al. Impacto de la agrosilvicultura de cultivo en callejones en las existencias, formas y distribución espacial del carbono orgánico del suelo: un estudio de caso en un contexto mediterráneo. Geoderma 259–260, 288–299 (2015).

Artículo Google Académico

Cardenal, R. et al. Variación espacial de comunidades de lombrices y carbono orgánico del suelo en agrosilvicultura templada. Biol. fértil. Suelos 55, 171–183 (2019).

Artículo CAS Google Académico

Boinot, S. et al. Sistemas agroforestales de cultivos en callejones: ¿reservorios de malezas o refugios para la diversidad de plantas? agricola ecosistema Reinar. 284, 106584 (2019).

Artículo Google Académico

Barnes, AD et al. Impactos directos y en cascada del cambio de uso de la tierra tropical en la biodiversidad multitrófica. Nat. Ecol. Evol. 1, 1511–1519 (2017).

Artículo Google Académico

Kehoe, L. et al. Biodiversidad en riesgo debido a la futura expansión e intensificación de las tierras de cultivo. Nat. Ecol. Evol. 1, 1129–1135 (2017).

Artículo Google Académico

DuPont, ST, Culman, SW, Ferris, H., Buckley, DH y Glover, JD La conversión sin labranza de pastizales perennes cosechados en tierras de cultivo anuales reduce la biomasa de raíces, disminuye las reservas de carbono activo e impacta en la biota del suelo. agricola ecosistema Reinar. 137, 25–32 (2010).

Artículo CAS Google Académico

Bengtsson, J. et al. Pastizales: más importantes para los servicios ecosistémicos de lo que podría pensar. Ecosfera 10, e02582 (2019).

Artículo Google Académico

Beule, L. et al. La conversión de tierras de cultivo de monocultivo y pastizales abiertos a agrosilvicultura altera la abundancia de bacterias del suelo, hongos y genes del ciclo del N del suelo. PLoS ONE 14, e0218779 (2019).

Artículo CAS Google Académico

Borrelli, P., Ballabio, C., Panagos, P. & Montanarella, L. Susceptibilidad a la erosión eólica de los suelos europeos. Geoderma 232–234, 471–478 (2014).

Artículo Google Académico

Amundson, R. et al. Suelo y seguridad humana en el siglo XXI. Ciencia 348, 12610711–12610716 (2015).

Artículo Google Académico

Olson, KR, Al-Kaisi, M., Lal, R. & Cihacek, L. Impacto de la erosión del suelo en las reservas de carbono orgánico del suelo. J. Conservación del agua del suelo. 71, 61A–67A (2016).

Artículo Google Académico

Larney, FJ, Bullock, MS, Janzen, HH, Ellert, BH y Olson, ECS Efectos de la erosión eólica en la redistribución de nutrientes y la productividad del suelo. J. Conservación del agua del suelo. 53, 133–140 (1998).

Google Académico

de Jong, E. & Kowalchuk, TE El efecto de los cinturones protectores sobre la erosión y las propiedades del suelo. Ciencia del suelo 159, 337–345 (1995).

Artículo Google Académico

Deutsch, M. & Otter, V. ¿Sostenibilidad y promoción? Factores de aceptación en el proceso de toma de decisiones de agricultores alemanes para establecer sistemas agroforestales. Informes sobre agricultura - Revista de política agrícola y artículos recientes sobre agricultura (2021).

Tsonkova, P., Böhm, C., Quinkenstein, A. & Freese, D. Beneficios ecológicos proporcionados por los sistemas de cultivo en callejones para la producción de biomasa leñosa en la región templada: una revisión. Sistema Agroforestal 85, 133–152 (2012).

Artículo Google Académico

Lehmann, J., Weigl, D., Droppelmann, K., Huwe, B. y Zech, W. Ciclo de nutrientes en un sistema agroforestal con riego por escorrentía en el norte de Kenia. Sistema Agroforestal 43, 49–70 (1998).

Artículo Google Académico

Shao, G. et al. Impactos de la conversión de tierras de cultivo de monocultivo a cultivos en callejones agroforestales en las emisiones de N2O del suelo. GCB Bioenergía https://doi.org/10.1111/gcbb.13007 (2022).

Isaac, ME & Borden, KA Estrategias de adquisición de nutrientes en sistemas agroforestales. Suelo vegetal 444, 1–19 (2019).

Artículo CAS Google Académico

Cannell, MGR, van Noordwijk, M. & Ong, CK La hipótesis agroforestal central: los árboles deben adquirir recursos que el cultivo no adquiriría de otro modo. Sistema Agroforestal 34, 27–31 (1996).

Artículo Google Académico

Beule, L., Vaupel, A. & Moran-Rodas, VE Abundancia, diversidad y función de los microorganismos del suelo en sistemas agroforestales de cultivo en callejones templados: una revisión. Microorganismos 10, 616 (2022).

Artículo CAS Google Académico

Thevathasan, NV & Gordon, AM en Nuevas perspectivas en la agrosilvicultura, vol. 1 (eds. Nair, PKR, Rao, MR & Buck, LE) 257–268 (Springer Holanda, 2004).

Veldkamp, ​​E. & Keller, M. Emisiones de óxido nítrico inducidas por fertilizantes de suelos agrícolas. Nutrición Agroecosistema ciclista. 48, 69–77 (1997).

Artículo CAS Google Académico

Luo, J., Beule, L., Shao, G., Veldkamp, ​​E. & Corre, MD Reducción de la emisión bruta de N2O del suelo impulsada por los sustratos en lugar de la abundancia de genes de desnitrificación en la agrosilvicultura y el monocultivo de las tierras de cultivo. JGR Biogeosciences 127, e2021JG006629 (2022).

Artículo CAS Google Académico

Langenberg, J., Feldmann, M. & Theuvsen, L. Sistemas agroforestales de cultivo en callejones: uso de la simulación de Montecarlo para un análisis de riesgos en comparación con los sistemas agrícolas de cultivo. Germán J. Agric. economía 67, 95–112 (2018).

Google Académico

Otter, V. & Langenberg, J. Disposición a pagar por los efectos ambientales de los sistemas agroforestales: un modelo PLS de la evaluación contingente desde la perspectiva de los contribuyentes alemanes. Sistema Agroforestal 94, 811–829 (2020).

Artículo Google Académico

Zhang, X. et al. Cuantificación de los presupuestos mundiales y nacionales de nitrógeno para la producción de cultivos. Nat. Comida 2, 529–540 (2021).

Artículo Google Académico

Markwitz, C., Knohl, A. & Siebicke, L. Evapotranspiración sobre sitios agroforestales en Alemania. Biogeociencias 17, 5183–5208 (2020).

Artículo Google Académico

Perdón, P. et al. Los árboles aumentan el carbono orgánico del suelo y la disponibilidad de nutrientes en los sistemas agroforestales templados. agricola ecosistema Reinar. 247, 98–111 (2017).

Artículo CAS Google Académico

Comisión Europea. Reglamento de la Comisión (CE) No 1120/2009 (CE, 2009).

Piñeiro, V. et al. Una revisión de alcance sobre los incentivos para la adopción de prácticas agrícolas sostenibles y sus resultados. Nat. Sostener. 3, 809–820 (2020).

Artículo Google Académico

Kay, S. et al. La agrosilvicultura está dando sus frutos: evaluación económica de los servicios ecosistémicos en paisajes europeos con y sin sistemas agroforestales. ecosistema serv. 36, 100896 (2019).

Artículo Google Académico

Consejo europeo. El Consejo acuerda su posición sobre la próxima política agrícola común de la UE. Presione soltar. https://www.consilium.europa.eu/en/press/press-releases/2020/10/21/council-agrees-its-position-on-the-next-eu-common-agricultural-policy/ (2020 ).

Grupo de Trabajo IUSS WRB. Base de referencia mundial para los recursos del suelo 2014. Sistema internacional de clasificación de suelos para nombrar suelos y crear leyendas para mapas de suelos (FAO, 2014).

Garland, G. et al. Una mirada más cercana a las funciones detrás de la multifuncionalidad del ecosistema: una revisión. J. Ecol. 109, 600–613 (2021).

Artículo Google Académico

Naumann, C. & Bassler, R. Análisis químico de piensos, 3.ª edición (VDLUFA-Verlag, 1976).

Beule, L., Lehtsaar, E., Rathgeb, A. y Karlovsky, P. Enfermedades de cultivos y acumulación de micotoxinas en sistemas agroforestales templados. Sostenibilidad 11, 2925 (2019).

Artículo CAS Google Académico

Verwijst, T. & Telenius, B. Procedimientos de estimación de biomasa en silvicultura de rotación corta. Para. Ecol. Administrar 121, 137–146 (1999).

Artículo Google Académico

Harris, D., Horwáth, WR y van Kessel, C. Fumigación ácida de suelos para eliminar carbonatos antes del análisis isotópico de carbono orgánico total o carbono-13. Ciencia del suelo Soc. Soy. J. 65, 1853–1856 (2001).

Artículo CAS Google Académico

Blake, G. & Hartge, K. en Métodos de análisis de suelos: Parte 1 - Métodos físicos y mineralógicos 363–375 (Sociedad Americana de Agronomía, Inc., 1995).

Davidson, EA, Hart, SC, Shanks, CA y Firestone, MK Medición de la mineralización bruta de nitrógeno y la nitrificación por dilución de piscina isotópica 15N en núcleos de suelo intactos. J. Ciencias del suelo. 42, 335-349 (1991).

Artículo CAS Google Académico

Tiessen, H. & Moir, JO en Muestreo de suelos y métodos de análisis Cap. 25 (Prensa CRC, 1993).

Beule, L. et al. Las hileras de álamos en tierras de cultivo agroforestales templadas promueven bacterias, hongos y genes de desnitrificación en los suelos. Frente. Microbiol. 10, 3108 (2020).

Artículo Google Académico

Ando, ​​S. et al. Detección de secuencias de nifH en caña de azúcar (Saccharum officinarum L.) y piña (Ananas comosus [L.] Merr.). ciencia del suelo Nutrición vegetal. 51, 303–308 (2005).

Artículo CAS Google Académico

Singh, J., Singh, S. & Vig, AP Extracción de lombrices de tierra del suelo por diferentes métodos de muestreo: una revisión. Reinar. desarrollo Sostener. 18, 1521–1539 (2016).

Artículo Google Académico

Brookes, PC, Landman, A., Pruden, G. & Jenkinson, DS Fumigación con cloroformo y liberación de nitrógeno del suelo: un método rápido de extracción directa para medir el nitrógeno de la biomasa microbiana en el suelo. Biol. del suelo Bioquímica 17, 837–842 (1985).

Artículo CAS Google Académico

Shen, SM, Pruden, G. & Jenkinson, DS Mineralización e inmovilización de nitrógeno en suelos fumigados y medición de nitrógeno en la biomasa microbiana. Biol. del suelo Bioquímica 16, 437–444 (1984).

Artículo CAS Google Académico

Marx, M.-C., Wood, M. & Jarvis, SC Un ensayo fluorimétrico de microplacas para el estudio de la diversidad de enzimas en los suelos. Biol. del suelo Bioquímica 33, 1633-1640 (2001).

Artículo CAS Google Académico

Matson, AL, Corre, MD, Langs, K. & Veldkamp, ​​E. Flujos de gases traza del suelo a lo largo de la precipitación ortogonal y gradientes de fertilidad del suelo en bosques tropicales de tierras bajas de Panamá. Biogeociencias 14, 3509–3524 (2017).

Artículo CAS Google Académico

Wen, Y., Corre, MD, Schrell, W. & Veldkamp, ​​E. Emisión bruta de N2O y absorción bruta de N2O en suelos bajo bosques templados de abetos y hayas. Biol. del suelo Bioquímica 112, 228–236 (2017).

Artículo CAS Google Académico

McKenzie, NJ, Green, TW y Jacquier, DW en Medición e interpretación física del suelo para la evaluación de la tierra 150–162 (Csiro Publishing, 2002).

Priesack, E. Documentación de la biblioteca modelo Expert-N. https://expert-n.uni-hohenheim.de/en/documentation (2005).

Formaglio, G., Veldkamp, ​​E., Duan, X., Tjoa, A. y Corre, MD El control de malezas con herbicidas aumenta la lixiviación de nutrientes en comparación con el deshierbe mecánico en una plantación de palma aceitera a gran escala. Biogeociencias 17, 5243–5262 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Kroetsch, D. & Wang, C. en Muestreo de suelos y métodos de análisis (eds Angers, DA & Larney, FJ) 713–725 (CRC Press, 2008).

Kurniawan, S. et al. La conversión de los bosques tropicales en plantaciones de caucho y palma aceitera de pequeños propietarios afecta las pérdidas por lixiviación de nutrientes y la eficiencia de retención de nutrientes en suelos muy erosionados. Biogeociencias 15, 5131–5154 (2018).

Artículo CAS Google Académico

Markwitz, C. Mediciones micrometeorológicas y simulaciones numéricas de turbulencia y evapotranspiración sobre agrosilvicultura (Universidad de Göttingen, 2021).

Jarrah, M., Mayel, S., Tatarko, J., Funk, R. y Kuka, K. Una revisión de los modelos de erosión eólica: requisitos de datos, procesos y validez. Catena 187, 104388 (2020).

Artículo Google Académico

van Ramshorst, JGV et al. Reducción de la erosión eólica a través de la agrosilvicultura: un estudio de caso utilizando simulaciones de grandes remolinos. Sostenibilidad 14, 13372 (2022).

Artículo Google Académico

Kanzler, M., Böhm, C., Mirck, J., Schmitt, D. & Veste, M. Efectos del microclima sobre la evaporación y el rendimiento del trigo de invierno (Triticum aestivum L.) dentro de un sistema agroforestal templado. Sistema Agroforestal 93, 1821–1841 (2019).

Artículo Google Académico

Clough, Y. et al. Las elecciones de uso de la tierra siguen la rentabilidad a expensas de las funciones ecológicas en los paisajes de pequeños agricultores de Indonesia. Nat. común 7, 13137 (2016).

Artículo CAS Google Académico

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Este estudio fue financiado por el Ministerio Federal Alemán de Educación e Investigación (BMBF) en el marco del proyecto BonaRes-SIGNAL (códigos de financiación: 031A562A, 031B0510A y 031B1063A) con apoyo adicional del Centro BonaRes (código de financiación: 031B0511B). Agradecemos a Gustav Wiedey, Michael Bredemeier y Magdalena Benecke por su excelente apoyo logístico y administrativo. También agradecemos a Dirk Böttger, Julian Meier, Andrea Bauer, Martina Knaust, Kerstin Langs y Natalia Schröder por el apoyo de campo, técnico y de laboratorio, así como a Sonja Gerke por el apoyo administrativo.

Financiamiento de acceso abierto habilitado y organizado por Projekt DEAL.

Estos autores contribuyeron igualmente: Edzo Veldkamp, ​​Marcus Schmidt.

Ciencia del suelo de los ecosistemas tropicales y subtropicales, Universidad de Göttingen, Göttingen, Alemania

Edzo Veldkamp, ​​​​Marcus Schmidt, Xenia Bischel, Jie Luo, Guodong Shao & Marife D. Corre

Gestión de datos de investigación, Análisis y simulación de datos de la plataforma de investigación, Centro de investigación del paisaje agrícola (ZALF), Müncheberg, Alemania

Marcus Schmidt y Nikolai Svoboda

Bioclimatología, Universidad de Göttingen, Göttingen, Alemania

Christian Markwitz, Justus GV van Ramshorst, Lukas Siebicke y Alexander Knohl

Instituto Julius Kühn (JKI): Centro Federal de Investigación de Plantas Cultivadas, Instituto de Química Ecológica, Análisis de Plantas y Protección de Productos Almacenados, Berlín, Alemania

Lucas golpe

Biología del Suelo y Nutrición Vegetal, Universidad de Kassel, Witzenhausen, Alemania

René Beuschel y Christine Wachendorf

Pruebas agrícolas y materias primas renovables, Oficina Estatal de Agricultura y Zonas Rurales de Turingia, Dornburg-Camburg, Alemania

Andrea Biertümpfel, Carolin Rudolf y Torsten Graf

Instituto de Patología Bioquímica de Plantas, Centro Helmholtz de Múnich, Oberschleissheim, Alemania

Xiaohong Duan, Florian Heinlein y Eckart Priesack

Ciencia del suelo de los ecosistemas templados, Universidad de Göttingen, Göttingen, Alemania

Rowena Gerjets y Norbert Lamersdorf

Centro Alemán de Redes para Áreas Rurales (DVS), Agencia Federal para la Agricultura y la Alimentación (BLE), Bonn, Alemania

Leonie Goebel y Martin Jansen

Ciencia de pastizales y recursos vegetales renovables, Universidad de Kassel, Witzenhausen, Alemania

Rüdiger Grass y Michael Wachendorf

Departamento de Ciencias del Suelo y del Agua, Centro de Investigación y Educación del Norte de Florida, Universidad de Florida, Quincy, FL, EE. UU.

Victor Guerra

Departamento de Ciencias de Cultivos, Ciencias de Pastizales, Universidad de Göttingen, Göttingen, Alemania

Martín Komainda y Johannes Isselstein

Instituto Julius Kühn (JKI): Centro Federal de Investigación de Plantas Cultivadas, Instituto de Cultivos y Ciencias del Suelo, Braunschweig, Alemania

Maren Langhof, Anita Swieter y Jörg M. Greef

Centro de Biodiversidad y Uso Sostenible de la Tierra, Universidad de Göttingen, Göttingen, Alemania

Martin Potthoff y Alexander Knohl

Protección y Recultivo del Suelo, Universidad Tecnológica de Brandeburgo Cottbus–Senftenberg, Cottbus, Alemania

Diana-Maria Seserman y Dirk Freese

Modelado y análisis de sistemas integrados de cultivos, Centro de Investigación del Paisaje Agrícola (ZALF), Müncheberg, Alemania

Diana María Seserman

Departamento de Ciencias de Sistemas Ambientales (D-USYS), ETH Zurich, Zurich, Suiza

Andrés Carminati

Departamento de Ciencias de los Cultivos, Fitopatología Molecular e Investigación de Micotoxinas, Universidad de Göttingen, Göttingen, Alemania

petr karlovsky

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EV, MDC, AC, DF, TG, JMG, JI, MJ, PK, AK, NL, EP, MS, CW y MW escribieron la propuesta de investigación. MDC, EV y MS concibieron el diseño del estudio y el establecimiento de la parcela. MS, CM, LB, RB, AB, XB, XD, RG, LG, RG, VG, FH, MK, ML, JL, MP, JGVvR, CR, D.-MS, GS, LS, NS y AS transportados la recopilación, el montaje y el almacenamiento de datos. MS, MDC y CM realizaron los análisis estadísticos. MDC, EV y MS dirigieron la redacción del manuscrito y todos los autores escribieron partes o comentaron el manuscrito.

Correspondencia al esposo Veldkamp.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Communications Earth & Environment agradece a Rémi Cardinael y a los otros revisores anónimos por su contribución a la revisión por pares de este trabajo. Editores de manejo principal: Clare Davis. Los informes de los revisores están disponibles.

Nota del editor Springer Nature se mantiene neutral con respecto a los reclamos jurisdiccionales en mapas publicados y afiliaciones institucionales.

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Veldkamp, ​​E., Schmidt, M., Markwitz, C. et al. La multifuncionalidad de la agrosilvicultura de cultivos en callejones templados supera a las tierras de cultivo abiertas y los pastizales. Medio Ambiente Común de la Tierra 4, 20 (2023). https://doi.org/10.1038/s43247-023-00680-1

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Recibido: 11 julio 2022

Aceptado: 09 enero 2023

Publicado: 24 enero 2023

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

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