تاريخ الاستلام: 12 أكتوبر 2023
تم القبول: 15 أبريل 2024
نُشر على الإنترنت: 22 أبريل 2024

التغير البيئي العالمي، مثل زيادة الغازات في الغلاف الجوي وتستمر إثراء النيتروجين في تهديد قدرة النظم البيئية على تقديم الوظائف والخدمات الحيوية. لقد حفزت هذه التحديات تطوير الحلول المستندة إلى الطبيعة (مثل التسميد العضوي وتجنب الإفراط في استخدام الأسمدة غير العضوية) للتخفيف من عواقب التغير البيئي العالمي من خلال الحفاظ على التنوع البيولوجي وزيادة احتجاز الكربون. . ومع ذلك، فإن تصميم وتنفيذ الحلول المستندة إلى الطبيعة التي يمكن أن تعالج أهداف الاستدامة المتعددة يتطلب
البحث المستهدف نحو نظم بيئية محددة وأهداف الحفظ .

تم استخدام الأسمدة غير العضوية على نطاق واسع لزيادة إنتاجية النباتات في نظم المراعي والأراضي الزراعية. . ومع ذلك، في المراعي، غالبًا ما تؤثر هذه الممارسة الإدارية على تركيب وتنوع مجتمع النباتات . في الواقع، معظم الدراسات السابقة التي قامت بتقييم آثار النيتروجين غير العضوي لقد وجدت أن هناك تنازلاً عاماً يحدث بين زيادة الكتلة الحيوية فوق الأرض وانخفاض تنوع النباتات، مع خسائر أكبر في تنوع النباتات كلما زادت الكمية و

زيادة عدد العناصر الغذائية المضافة حالياً، هناك فجوة معرفية رئيسية تتعلق بما إذا كان التسميد العضوي قد يزيد من كتلة النبات دون فقدان تنوع النبات. سيتطلب معالجة هذا السؤال فهمًا أفضل للآليات الأساسية لفقدان تنوع النبات بعد التسميد والاختلافات بين الأسمدة العضوية وغير العضوية في تنظيم هذه الآليات.

تم اقتراح ثلاثة آليات لشرح فقدان تنوع النباتات استجابةً لإضافة المغذيات. تفترض فرضية المنافسة المدفوعة بالكتلة الحيوية أن زيادة الكتلة الحيوية فوق الأرض بعد التسميد غير العضوي تزيد من المنافسة بين الأنواع على الضوء، مما يستبعد الأنواع النباتية قصيرة القامة. تفترض فرضية أبعاد النيش أن عددًا أكبر من العوامل المحددة يخلق المزيد من فرص تقسيم النيش التي تسهل التعايش بين الأنواع، في حين أن التسميد يقلل من عدد النيش تحت الأرض. أخيرًا، تقترح فرضية ضرر النيتروجين أن التسميد بالنيتروجين على المدى الطويل قد يزيد من قابلية أنواع النباتات للتعرض لعوامل الضغط. مثل حموضة التربة سمية الأمونيوم ، وتغير الميكروبيوم التربة لم يتم بعد تقييم الأهمية النسبية لهذه الآليات عبر ظروف بيئية مختلفة مثل خصائص الغطاء النباتي، ورطوبة التربة، وتوافر المغذيات. في الواقع، تؤثر مياه التربة والمغذيات على نمو النباتات والتنافس، وبالتالي، يمكن أن تنظم كلاهما كيفية استجابة تنوع النباتات للتسميد. .

قليل من الدراسات قد قيمت ما إذا كانت التسميد العضوي يؤدي أيضًا إلى تبادل محتمل بين الكتلة الحيوية فوق الأرض وتنوع النباتات. توفر الأسمدة العضوية المشتقة من بقايا الحيوانات/النباتات والفضلات المواد العضوية والمواد الغذائية للتربة، مما يزيد من تخزين الكربون العضوي في التربة، وتبادل الكاتيونات، وسعة احتباس الماء، والميكروفلورا. بينما تقلل من فقدان الماء بالتبخر من التربة. على النقيض من ذلك، يتم تصنيع الأسمدة غير العضوية كيميائيًا وقد تفتقر إلى القدرة على تحسين بعض خصائص التربة، مثل منع تحمض التربة، بنفس الفعالية التي يمكن أن تحققها الأسمدة العضوية. . وبالتالي، يختلف التسميد العضوي عن التسميد غير العضوي في تأثيره على ظروف التربة والنباتات. قد تؤدي هذه الاختلافات إلى تأثيرات متباينة على تنوع النباتات بين تطبيقات الأسمدة العضوية وغير العضوية.

تُقترح كل من فرضيتي المنافسة على الضوء وأبعاد الفجوة أن زيادة الكتلة الحيوية فوق الأرض وتوافر موارد التربة تحت التسميد العضوي يجب أن يقلل أيضًا من تنوع النباتات. ومع ذلك، إذا كانت حموضة التربة الناتجة عن النيتروجين وسُمّية الأمونيوم هي الآليات الرئيسية التي تسبب فقدان تنوع النباتات بعد إضافة المغذيات، فلا ينبغي أن يؤدي التسميد العضوي إلى انخفاض في تنوع النباتات. وبالتالي، فإن الأسمدة العضوية المضافة إلى المراعي تزيد من الكتلة الحيوية وتخزين الكربون دون أن يكون هناك تنازل عن فقدان تنوع النباتات. حتى الآن، لاحظت الدراسات أن التسميد العضوي قد يقلل من زيادة أو ليس لها تأثير كبير على تنوع النباتات . ومع ذلك، فإن عدد الأنواع في مجتمع ما محدود أيضًا بالتربة رطوبة وخصوبة التربة لذلك، قد تعتمد استجابة تنوع النباتات للتسميد العضوي على الظروف المحلية. وبالتالي، فإن تقييم تأثير التسميد العضوي على تنوع النباتات وفهم الآليات الأساسية أمران حيويان لتقييم التوازنات بين إنتاج الكتلة الحيوية، وتخزين الكربون في التربة، وفقدان تنوع النباتات.

دور مركزي آخر للحلول المستندة إلى الطبيعة هو تحديد الممارسات الإدارية المثلى لزيادة احتجاز الكربون. سيتطلب فهم أفضل لإمكانات احتجاز الكربون بعد التسميد تقييمًا كاملاً للاستجابات فوق الأرض وتحت الأرض. SOC، أكبر خزان للكربون في النظم البيئية الأرضية. تلعب دورًا رئيسيًا في الحفاظ على خصوبة التربة وتحسين الإنتاجية الزراعية والاستدامة ومع ذلك، لا يزال رد فعل الكربون العضوي تحت التسميد العضوي مقابل التسميد غير العضوي غير مؤكد. لأنه قد يعتمد على المناخ المحلي أنواع استخدام الأراضي وتوافر المغذيات .

لتقييم الإمكانية لاستخدام الأسمدة العضوية كحل قائم على الطبيعة، هناك حاجة إلى تقييم كامل لفوائدها عبر
أنواع استخدام الأراضي التي غالبًا ما تتلقى مغذيات إضافية لزيادة الإنتاج، مثل المراعي والأراضي الزراعية. في الواقع، لقد أظهرت التسميد العضوي أنه يزيد من مخزونات الكربون العضوي في التربة بنحو في كل من الأراضي الزراعية والمراعي . ومع ذلك، بسبب اختلافات تخزين الكربون بين أنواع استخدام الأراضي، قد تختلف متطلبات المغذيات لاحتجاز الكربون بين المراعي والأراضي الزراعية تتأثر أيضًا تخزين الكربون في التربة في الأراضي الزراعية بممارسات الإدارة الزراعية. مثل معدل الأسمدة والتقليب، مما قد يؤدي إلى استجابات مختلفة لمحتوى الكربون العضوي للتسميد العضوي مقارنة بالمراعي. لا يزال غير واضح إلى أي مدى تختلف المراعي العالمية والأراضي الزراعية في إمكانيات احتجاز الكربون تحت معدلات التسميد العضوي المماثلة.

لتقييم آثار التسميد العضوي مقابل التسميد غير العضوي على كتلة النبات، تنوع النبات، والكربون العضوي في التربة، قمنا بتجميع أكثر من 5000 زوج (الظروف المحيطة مقابل التسميد) من القياسات من 537 تجربة عبر المراعي والأراضي الزراعية في جميع أنحاء العالم (الشكل التوضيحي 2). ركزنا على المراعي لأن عددًا كبيرًا من تجارب التسميد أجريت في هذا النظام البيئي . علاوة على ذلك، تمثل المراعي حوالي من إجمالي سطح الأرض العالمي باستثناء غرينلاند والقارة القطبية الجنوبية. تخزن حوالي من مخزون الكربون الأرضي وتوفر مجموعة متنوعة من خدمات النظام البيئي بما في ذلك إنتاج العلف، والحفاظ على تنوع النبات، وتنظيم المناخ . الأراضي الزراعية منتشرة عالميًا، ومعظم الممارسات الزراعية تقلل من محتوى الكربون في التربة ، وبالتالي فإن الأسمدة العضوية لديها القدرة على زيادة الكربون العضوي في التربة تحت ممارسات الإدارة الزراعية. افترضنا أن: (1) التسميد العضوي سيزيد من الكتلة الحيوية فوق الأرض أكثر من التسميد غير العضوي في المراعي، (2) إذا زادت إنتاجية الكتلة الحيوية من حدة المنافسة على الضوء، أو قلل التسميد من تقسيم النيتش تحت الأرض، فإن التسميد العضوي سيسبب أيضًا انخفاضًا في تنوع النبات في المراعي، و(3) إذا كان الضرر الناتج عن النيتروجين (مثل الحموضة) هو الآلية الرئيسية، فلن يسبب التسميد العضوي فقدان تنوع النبات في المراعي. كما قمنا بتقييم تأثير التسميد على الكتلة الحيوية، تنوع النبات، والكربون العضوي في التربة عبر التدرجات البيئية لتحديد الظروف التي سيتم فيها تقليل التبادلات بين خدمات النظام البيئي الثلاث. أخيرًا، افترضنا أن (4) إضافة الأسمدة العضوية إلى الأراضي الزراعية ستؤدي إلى زيادات مماثلة في الكربون العضوي في التربة مقارنة بالمراعي.

زاد التسميد غير العضوي بشكل كبير من الكتلة الحيوية فوق الأرض بنسبة ( ) مقارنة بالظروف المحيطة، مصحوبًا بانخفاض بنسبة 18% ( ) في غنى الأنواع و انخفاض في التساوي في المراعي شبه الطبيعية والطبيعية (الشكل 1أ-ج). في المقابل، زاد التسميد العضوي بشكل كبير من الكتلة الحيوية فوق الأرض بنسبة ( )، دون تقليل تنوع النبات مقارنة بالظروف المحيطة (الشكل 1أ-ج). مقارنة بالتسميد غير العضوي، زاد التسميد العضوي بشكل كبير من غنى الأنواع والتساوي بنسبة 10% ( )، مع الحفاظ على كتلة حيوية فوق الأرض أكبر (الشكل 1أ-ج). كما زاد التسميد العضوي بشكل كبير من الكربون العضوي في التربة بنسبة 19% ( ) و مقارنة بالظروف المحيطة والتسميد غير العضوي، على التوالي. زاد التسميد غير العضوي بشكل كبير من الكربون العضوي في التربة بنسبة 2% (الشكل 1د، ). وبالتالي، على الرغم من أن كلا من الأسمدة زادت من الكتلة الحيوية فوق الأرض، إلا أن التسميد العضوي زاد من الكربون العضوي في التربة أكثر من التسميد غير العضوي بينما زاد أيضًا من غنى الأنواع.

استنادًا إلى إجراء استدلال متعدد النماذج لاختيار مجموعة من النماذج الأكثر ملاءمة (الجداول التكميلية 4-8)، وجدنا أن آثار التسميد العضوي على الكتلة الحيوية فوق الأرض تعتمد على المناخ وخصائص التربة (الشكل 2أ). أظهرت المراعي ذات متوسط درجة حرارة سنوية أعلى (MAT)، وكمية النيتروجين الكلي في التربة ومعدل التسميد زيادات أكبر في الكتلة الحيوية فوق الأرض تحت التسميد العضوي

الشكل 1 | آثار التسميد غير العضوي والعضوي على مجتمع النباتات في المراعي وكربون التربة العضوي. التغيرات النسبية في الكتلة الحيوية فوق الأرض (أ)، غنى الأنواع (ب)، مؤشر تساوي بيلولو (ج) ومحتوى كربون التربة العضوي (SOC) (د) تحت التسميد العضوي وغير العضوي. تمثل المثلثات البنية والزرقاء التغيرات النسبية تحت التسميد العضوي وغير العضوي مقارنة بالظروف المحيطة، على التوالي. تمثل الدوائر البنية التغيرات النسبية تحت التسميد العضوي مقارنة بالتسميد غير العضوي في نفس التجارب. تمثل الرموز المملوءة الدلالة الإحصائية عندما لا تتداخل فترات الثقة
مع الصفر (اختبار ذو طرفين، ). الأرقام بين قوسين تظهر أحجام العينات. أحجام عينات SOC هي الدراسات التي قيست فيها كل من SOC والكتلة الحيوية فوق الأرض أو غنى الأنواع (د). انظر الجدول التكميلية 2 لقيمة التغيرات النسبية وفترات الثقة. المفتاح: التسميد العضوي (Org)، التسميد غير العضوي (Inorg)، الظروف المحيطة (Amb)، الكتلة الحيوية فوق الأرض (Biomass)، غنى الأنواع (Richness) ومؤشر تساوي بيلولو (Evenness). تم توفير بيانات المصدر كملف بيانات مصدر.
التسميد ( , الشكل 2أ-د، والجدول التكميلية 9). بالمثل، كانت المراعي ذات كثافة كتلة التربة أعلى (SBD)، ومحتوى الماء، وسعة تبادل الكاتيونات لديها زيادات أكبر في غنى الأنواع تحت التسميد العضوي ( , الشكل 2هـ-و، والجدول التكميلية 9). على العكس من ذلك، تحت التسميد غير العضوي، أظهرت المراعي ذات معدل نيتروجين أعلى، وعدد المغذيات المضافة، ومحتوى الماء في التربة (SWC) زيادات أكبر في الكتلة الحيوية فوق الأرض ( , الشكل 3أ-د، والجدول التكميلية 10). ومع ذلك، أدى زيادة معدلات التسميد غير العضوي في المراعي إلى انخفاضات أكبر في غنى الأنواع ( , الشكل 3هـ-ز، والجدول التكميلية 10).

أظهر نموذج الانحدار الجزئي ونموذج المعادلة الهيكلية (SEM) لدينا فقط ارتباطًا سلبيًا ضعيفًا بين استجابات إنتاج الكتلة الحيوية وغنى الأنواع تحت التسميد العضوي في المراعي (الشكل 4أ والشكل التوضيحي 5أ). زاد كل من التسميد العضوي وغير العضوي من الكتلة الحيوية فوق الأرض ولكن فقط الأخير قلل من غنى الأنواع (الشكل 4ب والشكل التوضيحي 5ب). أشار SEM إلى أن SWC كان له ارتباط إيجابي مع استجابة غنى الأنواع تحت التسميد العضوي (الشكل التوضيحي 5أ)، وهو ما يتماشى مع نتيجة نماذج التأثيرات المختلطة الخطية (الشكل 2ز).

في كل من المراعي والأراضي الزراعية، كانت آثار التسميد العضوي على SOC تختلف مع المناخ، خصائص التربة، ومعدل التسميد (الشكل 5ب). زاد التسميد العضوي من SOC أكثر في الأراضي الزراعية مقارنة بـ
المراعي ( مقابل زيادات، على التوالي، الشكل 5أ) في المناطق ذات متوسط درجة حرارة سنوية (MAT) . بينما في المناطق الأكثر دفئًا، زاد SOC أكثر في المراعي مقارنة بالأراضي الزراعية ( مقابل زيادة، على التوالي، الشكل 5أ). بعد أخذ خصائص التربة ومعدل التسميد العضوي في الاعتبار، زاد تأثير التسميد العضوي على SOC بشكل كبير مع MAT في المراعي ( , الشكل 5ب، ج). ظلت هذه النتائج متسقة عندما استخدمنا مجموعة فرعية (حوالي من جميع الدراسات) من البيانات التي قيست جودة (نسب ) الأسمدة العضوية (الشكل التوضيحي S6). لذلك، تحت مناخ أكثر دفئًا في المستقبل، قد يؤدي تطبيق التسميد العضوي على المراعي إلى تحقيق إمكانات أكبر لتخزين الكربون في التربة مقارنة بالأراضي الزراعية.

كما هو متوقع، زاد تأثير التسميد العضوي على SOC مع معدل التسميد العضوي في كل من المراعي والأراضي الزراعية ( , الشكل 5ب، د). أظهر كل من نموذج التأثيرات المختلطة الخطية (الشكل 5ب) واختبارات المحاور الرئيسية الموحدة (الشكل 5د والجدول التكميلية 13) زيادات متساوية في SOC في المراعي والأراضي الزراعية تحت معدلات التسميد العضوي المماثلة. انخفض تأثير التسميد العضوي على SOC مع زيادة SOC الأولي/الخلفي في كل من المراعي والأراضي الزراعية، وكان هذا النمط أقوى في الأراضي الزراعية مقارنة بالمراعي ( , الشكل 5ب، هـ). لهذه النتيجة دلالتان. أولاً، ليس من الضروري البدء بكربون عضوي أولي منخفض لزيادة SOC بواسطة الأسمدة العضوية (الشكل 5هـ). ثانيًا، تحت ظروف أولية مماثلة، يكون لتسميد العضوي تأثير أكبر على SOC في المراعي مقارنة بالأراضي الزراعية (الشكل 5ب).

باستخدام مجموعة بيانات شاملة تم تجميعها من تجارب التسميد في المراعي في جميع أنحاء العالم، وجدنا أن التسميد العضوي زاد بشكل كبير من الكتلة الحيوية وSOC مقارنة بالظروف المحيطة،

الشكل 2 | استجابات الكتلة الحيوية فوق الأرض وغنى الأنواع للتسميد العضوي عبر التدرجات البيئية. أ، هـ تمثل الدوائر البنية وأشرطة الخطأ تقديرات المعلمات المتوسطة (معاملات الانحدار الموحدة) و فترات الثقة في نماذج التأثيرات المختلطة الخطية (من الجانبين)، على التوالي. الأرقام في الأقواس توضح أحجام العينات. تظهر الخطوط الصلبة في كل لوحة ملاءمة النموذج باستخدام الانحدار الجزئي لكل عامل بيئي، وتمثل الظلال حول الخط الملائم فترات الثقة (أي، نطاقات الخطأ تمثل المنحدرات) فترات الثقة). المعادلات
في و عرض قيم معاملات الانحدار الموحدة. تماثل انحدارات الانحدارات الجزئية التأثيرات الثابتة الموضحة في الشكل 2a، e. تم تقديم نتائج النموذج الكامل الإحصائية في الجدول التكميلي 9. المفاتيح: MAT متوسط درجة الحرارة السنوية، Org كمية السماد العضوي المضافة، TN إجمالي النيتروجين في التربة، N معدل سماد النيتروجين، P معدل سماد الفوسفور، SBD كثافة التربة الظاهرية، SCEC سعة تبادل الكاتيونات في التربة، SWC محتوى الماء في التربة. تُحسب القيم من اختبارات ذات طرفين. يتم توفير بيانات المصدر كملف بيانات مصدر.

الشكل 3 | استجابة الكتلة الحيوية فوق الأرض وغنى الأنواع للتسميد غير العضوي عبر التدرجات البيئية. أ، هـ الدوائر الزرقاء وأشرطة الخطأ تمثل تقديرات المعلمات المتوسطة و فترات الثقة في نماذج التأثيرات المختلطة الخطية (من الجانبين)، على التوالي. الأرقام في الأقواس توضح أحجام العينات. تظهر الخطوط الصلبة في كل لوحة ملاءمة النموذج باستخدام الانحدار الجزئي لكل عامل بيئي، وتمثل الظلال حول الخط الملائم فترات الثقة (أي، نطاقات الخطأ)
تمثيل المنحدرات فترات الثقة). تُظهر المعادلات في b-d و f-g قيم معاملات الانحدار المعيارية. تماثل انحدارات الانحدارات الجزئية التأثيرات الثابتة الموضحة في 3a، e. تُقدم النتائج الإحصائية للنموذج الكامل في الجدول التكميلي 10. المفاتيح: عدد العناصر الغذائية المضافة، N معدل سماد النيتروجين، P معدل سماد الفوسفور، SWC محتوى الماء في التربة. انظر الشكل 2 لمزيد من التفاصيل. تُقدم بيانات المصدر كملف بيانات مصدر.

دون فقدان متزامن في تنوع النباتات (الشكل 1). علاوة على ذلك، زادت التسميد العضوي من تنوع النباتات من الأنواع المحلية في المراعي ذات محتوى الماء في التربة الأعلى (الشكل 2g). من شأن زيادة الكتلة الحيوية فوق الأرض أن تزيد من مساحة الأوراق، والتبخر، والتقاط الغطاء النباتي، وتقلل من تسرب المياه. قد يؤدي ذلك إلى زيادة الطلب على الماء في التربة من قبل النباتات تحت التسميد. ومع ذلك، قد لا يحدث هذا الآلية في المراعي التي تحتوي على محتوى أكبر من الماء في التربة، لأن الماء نادرًا ما يكون محدودًا في النظم البيئية التي تتمتع بمتوسط أعلى من رطوبة التربة. زاد التسميد العضوي من الكربون العضوي في التربة وسعة تبادل الكاتيونات، مما زاد من قدرة الاحتفاظ بالماء. ، وتقليل فقدان الماء من التربة عن طريق التبخر. لذلك، فإن التسميد العضوي سيساهم في التخفيف من الانخفاضات المدفوعة بالكتلة الحيوية في ماء التربة، مما يساعد على تجنب فقدان تنوع النباتات. كما دعمت الدراسات السابقة هذه النتيجة بأن المراعي المعتدلة كانت تحتوي على تنوع أكبر في الأنواع النباتية مقارنة بالمراعي الجافة. بشكل جماعي، تدعم هذه النتائج الرابط الهام بين مياه التربة وتنوع النباتات في العديد من المراعي.

نتائجنا من التسميد العضوي أو غير العضوي في المراعي لا تدعم فرضية أبعاد النيتش، حيث لم يتم اختيار عدد العناصر الغذائية المضافة في أفضل النماذج الملائمة لثراء الأنواع (الأشكال 2e، 3e). توقعت فرضية أبعاد النيتش فقدانًا أكبر في تنوع النباتات مع زيادة عدد العناصر الغذائية المضافة. أظهرت دراسة حديثة حول التسميد غير العضوي وإضافة المياه اختبار هذه الفرضية ووجدت دعمًا ضئيلًا. تحتوي الأسمدة العضوية على عدة مغذيات كبيرة وصغيرة (البيانات التكميلية 1) لكنها لم تقلل من تنوع النباتات (الشكل 1)، مما لا يدعم آلية أبعاد النيتش. بدلاً من ذلك، فإن مكونات الأسمدة العضوية ستزيد من تباين التربة. مما قد يزيد من عدد الميكرو-نيشات لأنواع النباتات، وبالتالي عكس فرضية أبعاد النيش.

وفقًا لفرضية ضرر النيتروجين، فإن النيتروجين غير العضوي يزيد من تعرض النباتات لمختلف عوامل الضغط، مثل سمية الأمونيوم، وتحمض التربة، وتغير الميكروبيوم التربوي، وكل ذلك يمكن أن يؤدي إلى فقدان تنوع النباتات. وجدنا أن معدلات الأسمدة النيتروجينية والفوسفورية قد أدت إلى تقليل تنوع النباتات (الشكل 3f-g). وبالتالي، قد لا يكون فقدان تنوع النباتات تحت التسميد غير العضوي مرتبطًا فقط بتوفر النيتروجين بشكل أكبر. . في الواقع، تقدم العديد من الدراسات أدلة قوية على أن المواد غير العضوية
إضافة الفوسفور تؤدي إلى فقدان الأنواع لم نجد تأثيرًا كبيرًا لمعدل التسميد العضوي على تنوع النباتات (الشكل التوضيحي التكميلي 5a). حسّن التسميد العضوي بيئة التربة لنمو النباتات من خلال زيادة توفر العناصر الغذائية، وتخفيف حموضة التربة، وتبادل الكاتيونات، وسعة احتفاظ التربة بالمياه، ووظيفة المجتمع الميكروبي. تحتاج الأسمدة العضوية إلى التحلل، وبالتالي قد تكون أقل توفرًا للنباتات مباشرة بعد التطبيق. لذلك، يحرر السماد العضوي العناصر الغذائية ببطء أثناء تحلله وقد يوفر باستمرار مجموعة من العناصر الغذائية الكبيرة والصغيرة لنمو النباتات. . وفقًا لمجموعة فرعية (حوالي من جميع الدراسات) للبيانات التي قيست كل من المغذيات الكبيرة والصغيرة (البيانات التكميلية 1)، توفر الأسمدة العضوية النيتروجين، والفوسفور، والبوتاسيوم، والمغنيسيوم، والكالسيوم، والزنك، والحديد، إلخ. ونتيجة لذلك، زادت الأسمدة العضوية من كتلة النبات أكثر من الأسمدة غير العضوية. ضد “; الشكل 1). اقترحت دراسة سابقة أن متوسط معدل إمداد المورد الأكثر تقييدًا يتحكم في تنوع النباتات توفر الأسمدة العضوية موارد غذائية متعددة وبالتالي قد تتجنب تراجع تنوع النباتات. بشكل جماعي، تزيد التسميد العضوي من خصوبة التربة والكتلة الحيوية فوق الأرض بينما تحد من الآثار الضارة على تنوع النباتات والميكروبات.

يمكن أن تعمل الأسمدة العضوية كحل قائم على الطبيعة للتخفيف من التبادل بين زيادة الكتلة الحيوية فوق الأرض وفقدان الأنواع في المراعي (الشكل 1). أظهرت الدراسات أن زيادة تنوع النباتات تحت التسميد العضوي كانت نتيجة لتحسين حالة خصوبة التربة، مثل قدرة الاحتفاظ بالمياه وتوافر العناصر الغذائية. تظهر نتائجنا بوضوح أن التسميد العضوي يدعم تنوع النباتات المحلية بشكل أكبر مقارنة بالتسميد غير العضوي. وبالتالي، قد يسهل التسميد العضوي أيضًا استعادة المراعي المتدهورة والأراضي الزراعية المهجورة من خلال زيادة الكربون العضوي في التربة، وكتلة النبات، وتنوع النباتات. ومع ذلك، أفادت دراسات أيضًا بزيادة في الأنواع النباتية الغريبة مع تطبيق السماد العضوي. . وبالتالي، قمنا باختيار واستبعاد تجارب التسميد العضوي التي تضمنت بذور نباتات غريبة بعناية. وبالتالي، لم يكن استجابة تنوع النباتات لتطبيق السماد ناتجة عن الأنواع الغريبة في تحليلاتنا. لتجنب إدخال الأنواع النباتية الغريبة وآثارها الجانبية الأخرى، يجب استخدام السماد المحلي غير الملوث أو الأسمدة العضوية الصناعية كحل قائم على الطبيعة.

وجدنا أن نسبة استجابة الكربون العضوي في التربة تحت التسميد العضوي زادت في المراعي ولكنها انخفضت في الأراضي الزراعية تحت درجات حرارة سنوية متوسطة أعلى (الشكل 5c). قد يكون هذا الاختلاف ناتجًا عن ممارسات الإدارة، حيث يتم عادةً حراثة الأراضي الزراعية بينما لا يتم حراثة المراعي. يمكن أن تؤدي الحراثة إلى تعطيل تجمعات التربة وتسريع تحلل الكربون العضوي في التربة بواسطة الكائنات الدقيقة. درجة الحرارة هي أيضًا عامل مهم يؤثر على تحلل الكربون العضوي في التربة. قد يؤدي الحراثة في المناطق الأكثر دفئًا إلى زيادة معدل تحلل الكربون العضوي في التربة، مما يؤدي إلى زيادة أقل في الكربون العضوي في الأراضي الزراعية على الرغم من التسميد العضوي. على النقيض من ذلك، نادرًا ما يتم حراثة المراعي. يزيد السماد العضوي من إنتاج الكتلة الحيوية في المراعي، مما قد يتجاوز معدل الفقد الأكبر للكربون العضوي من خلال التحلل مع زيادة متوسط درجة الحرارة السنوية. تزيد الري من رطوبة التربة، وبالتالي تؤثر على تحلل الكربون العضوي في التربة واحتجاز الكربون. عادةً ما تكون الأراضي الزراعية مروية، بينما لا تكون الأراضي العشبية كذلك. يمكن أن تؤدي درجات الحرارة المرتفعة إلى تسريع تبخر رطوبة التربة، مما قد يبطئ تحلل الكربون العضوي في الأراضي العشبية ولكن ليس بالضرورة في الأراضي الزراعية. تشير هذه النتيجة إلى أن التسميد العضوي في الأراضي العشبية قد يزيد من إمكانيات احتجاز الكربون في التربة في مناخ أكثر دفئًا في المستقبل.

وجدنا أن الإمكانية لتخزين الكربون في التربة زادت مع معدل التسميد العضوي في كل من المراعي والأراضي الزراعية (الشكل 5ب). بالنظر إلى ردود الفعل على مستوى النظام ككل، قد يدعم زيادة الإنتاجية فوق الأرض بعد التسميد العضوي المزيد من الماشية وينتج المزيد من السماد لتخصيب المراعي، مما يخلق حلقة تغذية إيجابية. ومع ذلك، عادة ما تتلقى الأراضي الزراعية سمادًا عضويًا مستوردًا من مواقع أخرى. ، مما قد يزيد من تكاليف النقل والتطبيق، مما يمكن أن يقلل

الشكل 5 | استجابة الكربون العضوي للتخصيب العضوي عبر التدرجات البيئية في المراعي والأراضي الزراعية العالمية. يمثل اللون الأزرق الأراضي الزراعية واللون البني المراعي. أ الزيادة المئوية في الكربون العضوي تحت التخصيب العضوي في المراعي والأراضي الزراعية. تأثير العوامل البيئية على استجابات الكربون العضوي تحت التسميد العضوي. ب الدوائر وأشرطة الخطأ تمثل تقديرات المعلمات المتوسطة و فترات الثقة في نماذج التأثيرات المختلطة الخطية (ثنائية الجوانب)، على التوالي. تظهر الخطوط البنية والزرقاء في كل لوحة ملاءمات النموذج باستخدام الانحدار الجزئي لكل عامل بيئي، وتُمثل الظلال حول الخطوط الملائمة فترات الثقة بنسبة 95% (أي أن نطاقات الخطأ تمثل
منحدرات فترات الثقة). انحدارات الانحدار الجزئي هي نفسها التأثيرات الثابتة الموضحة في معادلات في عرض قيم معاملات الانحدار المعيارية. الرمز n يُظهر أحجام العينات. تُعرض النتائج الإحصائية الكاملة للنموذج في الجداول التكميلية 6 و 9. المفاتيح: MAT متوسط درجة الحرارة السنوية، Org كمية السماد العضوي المضافة، الكربون العضوي في التربة الأولي، الرمل: محتوى الرمل في التربة، TN النيتروجين الكلي في التربة، pH الرقم الهيدروجيني للتربة، SBD الكثافة الظاهرية للتربة. تُحسب القيم من اختبارات ذات طرفين. يتم توفير بيانات المصدر كملف بيانات مصدر.
هامش الربح. كما اختبرنا تأثير جودة الأسمدة العضوية على استجابة الكربون العضوي في التربة أدت الأسمدة العضوية ذات نسب الكربون:النيتروجين الأعلى إلى زيادة أكبر في الكربون العضوي في التربة في المراعي، ولكن بدرجة أقل في الأراضي الزراعية (الشكل التوضيحي 6)، مما يشير إلى أن الأسمدة العضوية ذات الجودة المنخفضة قد لا تزال تعزز احتجاز الكربون في المراعي. وبالتالي، قد يكون استخدام التسميد العضوي في المراعي أكثر جدوى من حيث تكاليف النقل وجودة الأسمدة مقارنة بالأراضي الزراعية.

بشكل جماعي، تبرز نتائجنا إمكانيات التسميد العضوي ليكون حلاً مستنداً إلى الطبيعة يُحسن وظائف وخدمات نظام المراعي البيئية، بما في ذلك احتجاز الكربون، وقد تزداد هذه الإمكانية فعلياً مع ارتفاع درجات الحرارة في بعض المناطق. وجدنا أن التسميد العضوي زاد من الكتلة الحيوية فوق الأرض.
إنتاج الكتلة الحيوية وSOC دون التضحية بفقدان تنوع النباتات. بالمقارنة، أدى زيادة إنتاج الكتلة الحيوية فوق الأرض وتخزين الكربون في التربة إلى فقدان تنوع النباتات تحت التسميد غير العضوي. وبالتالي، يُفضل التسميد العضوي على التسميد غير العضوي لتحسين وظائف وخدمات نظام المراعي. زاد التسميد العضوي من تنوع النباتات في المراعي ذات الرطوبة العالية في التربة. علاوة على ذلك، قد يحسن التسميد العضوي البيئة التربوية لنمو النباتات، وبالتالي سيتجنب فقدان تنوع النباتات الناجم عن حموضة التربة وسمية الأمونيوم التي توجد عادة تحت التسميد غير العضوي. لذلك، نرى أن زيادة استخدام الأسمدة العضوية ستوفر حلاً طبيعياً مهماً لزيادة الإنتاجية وتخزين الكربون في التربة مع الحفاظ على تنوع النباتات.

لجمع بيانات حول استجابة الكتلة الحيوية للنباتات، وتنوع النباتات، والكربون العضوي في التربة لإضافة المغذيات، بحثنا في الأدبيات التي تمت مراجعتها من قبل الأقران والتي نُشرت قبل 30 أكتوبر 2022 باستخدام موارد شبكة العلوم وموارد شبكة المعرفة الوطنية الصينية. استخدمنا الكلمات الرئيسية التالية: (إضافة الموارد أو توفر الموارد أو إضافة المغذيات أو توفر المغذيات أو ترسيب النيتروجين أو إضافة النيتروجين أو إثراء النيتروجين أو إضافة الفوسفور أو إثراء الفوسفور أو إضافة البوتاسيوم أو إثراء البوتاسيوم أو السماد العضوي أو عضوي* أو سماد* أو سماد حظيرة المزارع* أو سماد الخنازير أو سماد الأبقار أو سماد الخيول أو سماد الأغنام أو سماد الدجاج أو الكومبوست الرطب) AND (غنى الأنواع أو تنوع النباتات أو الكتلة الحيوية أو الكتلة الحيوية فوق الأرض أو AGB أو إنتاج المادة الجافة أو SOC أو الكربون العضوي في التربة أو SOM أو المادة العضوية في التربة أو تخزين SOC) AND (المراعي أو المروج أو السهوب أو البراري أو العشبي أو السنوي أو الأراضي الزراعية).

استخدمنا ثلاثة معايير لاختيار الأدبيات: (1) تم إجراء تجارب ميدانية في المراعي شبه الطبيعية أو الطبيعية، أو الأراضي الزراعية، وشملت كل من العلاجات البيئية وإضافة المغذيات؛ (2) تم الإبلاغ عن المتوسطات، والأخطاء المعيارية أو الانحرافات المعيارية وأحجام العينات؛ و(3) تم استبعاد الدراسات المتعلقة بالمراعي التي أبلغت عن الأنواع النباتية الغريبة التي تم إدخالها من خلال التسميد العضوي (الشكل التوضيحي التكميلي 1). تم جمع البيانات من الجداول في النص الرئيسي أو المعلومات الداعمة عند توفرها، أو تم استخراجها رقميًا من الأشكال باستخدام برنامج GetData Graph Digitizer الإصدار 2.26.http://getdata-graphdigitizer.com/.

أسفرت بحثنا عن 537 منشورًا عبر جميع القارات باستثناء القارة القطبية الجنوبية (الشكل التوضيحي 2). باختصار، قمنا بتجميع 1540 زوجًا (الظروف الطبيعية مقابل التسميد) من قياسات الحقل للكتلة الحيوية فوق الأرض، و1625 زوجًا من تنوع الأنواع، و191 زوجًا من مؤشر توازن بيلولو، و799 زوجًا من الكربون العضوي في التربة تحت التسميد غير العضوي. تحت التسميد العضوي، قمنا بتجميع 350 زوجًا من الكتلة الحيوية فوق الأرض، و155 زوجًا من تنوع الأنواع، و89 زوجًا من مؤشر توازن بيلولو، و388 زوجًا من الكربون العضوي في المراعي و367 زوجًا من الكربون العضوي في الأراضي الزراعية. قامت معظم التجارب الميدانية في المراعي بقياس الكتلة الحيوية فوق الأرض للنباتات وتنوع النباتات خلال ذروة موسم النمو. في النظم البيئية الزراعية المدارة بشكل كبير، تم الحفاظ على نوع أو نوعين فقط من المحاصيل، وبالتالي فإنه ليس من المعقول تحليل تنوع النباتات. لذلك، لم نجمع بيانات تنوع النباتات من الأراضي الزراعية.

في مجموعة البيانات التي قمنا بتجميعها، شملت الأسمدة غير العضوية/الكيميائية اليوريا (المصنعة كيميائيًا من مواد غير عضوية)، نترات الأمونيوم، نترات الكالسيوم، السوبر فوسفات، فوسفات الأمونيوم ثنائي القاعدة، فوسفات الصوديوم ثنائي الهيدروجين، كبريتات البوتاسيوم وكلوريد البوتاسيوم. لم تضف أي من الدراسات غير العضوية سماد الأمونيا السائلة. شملت التسميد العضوي السماد العضوي الصناعي، روث الماشية والسماد العضوي. في تجارب الحقل، تم استخدام الأسمدة العضوية الصناعية، حيث تم تخمير وتحلل المادة العضوية عند درجات حرارة مرتفعة، وبالتالي تم قتل أي بذور نباتية بداخلها. الآخر تجارب تطبيق سماد الماشية أو الكمبوست الذي عادة ما يتم تحضيره تحت درجات حرارة عالية وبيئات لاهوائية، ثم يتم تجفيفه بالهواء لقتل بذور النباتات التي قد تكون موجودة فيه. لم يتم الإبلاغ عن أي أنواع نباتية غريبة في جميع تجارب التسميد العضوي الميدانية التي تم تضمينها في تحليلنا الشامل. تم إضافة النيتروجين والفوسفور والبوتاسيوم غير العضويين أيضًا في تجارب التسميد العضوي. حوالي تجارب الحقل كانت مدة سنوات في المراعي، بينما من التجارب كانت مدة سنوات في الأراضي الزراعية.

استخدمنا نسبة الاستجابة المحولة إلى اللوغاريتم الطبيعي (ln RR) لت quantifying تأثير تخصيب المغذيات على الكتلة الحيوية فوق الأرض، وتنوع النباتات، وSOC. كانت نسبة RR، المعروفة أيضًا باسم “حجم التأثير”، هي
بلا أبعاد وتستخدم لوصف التغيرات النسبية بين العلاج والرقابة .

أين و هي قيم المتوسطات العينية لمتغيرات الاستجابة (الكتلة الحيوية فوق الأرض، أو تنوع النباتات، أو الكربون العضوي في التربة) في مجموعة المعالجة (t) ومجموعة التحكم (c)، على التوالي. في هذه الدراسة، قمنا بحساب نوعين من نسبة الاستجابة: (1) التسميد العضوي وغير العضوي بالنسبة للحالة المحيطة (أي، Org مقابل Amb، Inorg مقابل Amb) لجميع التجارب، و(2) التسميد العضوي بالنسبة للتسميد غير العضوي (أي، Org مقابل Inorg) عند إجرائه في نفس التجارب.

استخدمنا نموذجًا هرميًا مع وزن التباين العكسي لتلخيص نسبة الاستجابة (In RR) من جميع الدراسات الفردية، حيث كان هذا النموذج عادةً مناسبًا للتجارب البيولوجية. نظرًا لأن العلاجات المتعددة قد تشترك في عنصر تحكم واحد، أضفنا “الموقع” كعامل عشوائي في نموذج التحليل التلوي لأخذ عدم استقلالية الملاحظات المجمعة من نفس الموقع في الاعتبار. .

استخدمنا “rma.mv” الدالة في حزمة R “metafor” الإصدار 4.4.0 لحساب نسبة الاستجابة الموزونة المتوسطة ( ) و الـ فترات الثقة . الـ تم توليد فترات الثقة عن طريق إعادة التقدير. عندما لم تتداخل مع الصفر، اعتُبرت تأثيرات العلاج ذات دلالة إحصائية.

قمنا بتطبيق اختبار إجر لتفحص انحياز النشر واستخدمت طريقة القص والملء لتقييم تأثير انحياز النشر على نتائج التحليل التلوي (الجدول التكميلي 1 والشكل 3).

لتسهيل التفسير، قمنا بتحويل نسبة الاستجابة المتوسطة الموزونة (ln ) إلى التغير النسبي في متغيرات الاستجابة حسب المعادلة 2:

نسب استجابة الكربون العضوي في التربة المتعلقة بالعوامل المحتملة، بما في ذلك متوسط درجة الحرارة السنوية (MAT)، سعة تبادل الكاتيونات في التربة (SCEC)، إجمالي النيتروجين في التربة (TN)، الرقم الهيدروجيني للتربة (pH)، كثافة التربة الظاهرة (SBD)، كثافة الكربون العضوي في التربة الأولية، محتوى الرمل في التربة (Sand) ومحتوى الماء في التربة (SWC) ومعدلات الأسمدة. استخدمنا تنوع الأنواع في هذا التحليل لأنه كان لديه أحجام عينات أكبر من مؤشرات تنوع النباتات الأخرى مثل توازن بيلولو (على سبيل المثال، 155 مقابل 89 زوجًا في المراعي). MAT تم استخراج البيانات من مجموعة بيانات WorldClim 2 بدقة مكانية تبلغ 30 ثانية في كل موقع . SCEC ( ) ، النيتروجين الكلي ( )، الرقم الهيدروجيني، الكثافة الظاهرة ( كثافة الكربون العضوي ( ) ومحتوى الرمل (%) عند تم استخراجها من مجموعات بيانات شبكة التربة بدقة مكانية تبلغ 30 ثانية استخدمنا مجموعات بيانات ERA5-Land لنسبة محتوى الماء في التربة (%) عند مع الدقة المكانية، مع القيم المتوسطة المحسوبة خلال الفترة من 1982 إلى 2022 .

استخدمنا نماذج التأثيرات المختلطة الخطية لتقييم استجابة الكتلة الحيوية، تنوع النباتات، وSOC لتخصيب المغذيات عبر التدرجات البيئية، مع موقع الدراسة كعامل عشوائي. قمنا بإجراء نماذج مختلطة خطية في حزمة “Ime4” الإصدار 1.1-35.1 وحزم “ImerTest” الإصدار 3.1.3. لاختيار مجموعة العوامل البيئية التي أثرت بشكل كبير على استجابة الكتلة الحيوية، تنوع النباتات وSOC لإضافة المغذيات، قمنا بإجراء إجراء استدلال متعدد النماذج استنادًا إلى معيار أكايكي للمعلومات، باستخدام دالة “dredge” في حزمة R “MuMIn” الإصدار 1.47.5. لتعزيز استدلال النماذج المتعددة، قمنا أيضًا بإجراء نموذج غابة عشوائية لتحديد المتنبئات البيئية المهمة للكتلة الحيوية وتنوع النباتات. استخدمنا نماذج الغابة العشوائية في حزمة “randomForest” الإصدار 4.7-1.1 لت quantifying أهمية كل متنبئ، ثم استخدمنا حزمة “rfPermute” الإصدار 2.5.2 لتقييم الأهمية الإحصائية لكل متنبئ. العوامل البيئية التي تم اختيارها بواسطة
كان أفضل نموذج مختلط خطي أيضًا من المتنبئين المهمين الذين تم تحديدهم بواسطة نموذج الغابة العشوائية (الشكل التوضيحي التكميلي 4).

كما استخدمنا نموذج المعادلات الهيكلية (SEM) لفك تشابك التأثيرات المباشرة وغير المباشرة للعوامل البيئية ومعدل تخصيب المغذيات على نسبة الاستجابة. ) من الكتلة الحيوية وغنى الأنواع. قمنا بإجراء SEM باستخدام حزمة R “lavaan” الإصدار 0.6-17، وقيمنا جودة نموذج SEM وفقًا للمعايير التي أبلغ عنها المرجع 75.

لاستكشاف ما إذا كانت الأسمدة العضوية المضافة إلى المراعي قد أدت إلى زيادات أكبر في الكربون العضوي في التربة مقارنة بالأراضي الزراعية، قمنا بمقارنة انحدارات نسبة استجابة الكربون العضوي في التربة والعوامل البيئية (متوسط درجة الحرارة السنوية، كمية الأسمدة العضوية المضافة، الكربون العضوي في التربة الأولي، مغذيات التربة، نسيج التربة، ودرجة الحموضة) بين المراعي والأراضي الزراعية، باستخدام اختبارات المحور الرئيسي الموحد والروتينات مع تقنية الانحدار العادي لأقل المربعات. .

معلومات إضافية حول تصميم البحث متاحة في ملخص تقارير مجموعة نيتشر المرتبط بهذه المقالة.

تم إيداع جميع البيانات المستخدمة في هذه الدراسة، بما في ذلك البيانات الخام وبيانات المصدر التي تستند إليها الأشكال، في Figshare.https://doi.org/10. 6084/m9.figshare.25493419. تم استخراج متوسط درجة الحرارة السنوية في كل موقع من قاعدة بيانات WorldClimhttps://www.worldclim.org/. تم استخراج سعة تبادل الكاتيونات في التربة، والنيتروجين الكلي، ودرجة الحموضة، وكثافة الكتلة، وكثافة الكربون العضوي، ومحتوى الرمل من قاعدة بيانات Soil Grid.https://files.isric.org/soilgrids/latest/data_aggregated/ تم الحصول على محتوى الماء في التربة من قاعدة بيانات ERA5-Landhttps://www.ecmwf.int/ar/era5-landتم تنزيل الخريطة العالمية من ناتشرال إيرثhttps://www.naturalearthdata.com/تم توفير بيانات المصدر مع هذه الورقة.

جميع كود R لإعادة إنتاج النتائج الرئيسية متاح على Figsharehttps://doi.org/10.6084/m9.figshare.25493419.

تم دعم هذا البحث من قبل صناديق البحث الأساسية للجامعات المركزية (lzujbky-2022-ct01) ومشروع “111” (BP0719040). تم دعم S.L.C. من قبل منحة NSF رقم DEB-1856383. تم دعم J.P. و J.S. من قبل منح الحكومة الإسبانية PID2020115770RB-I، PID2022-140808NB-IO0، و TED2021-132627 B-I00 الممولة من MCIN، AEI/10.13039/ 501100011033 الاتحاد الأوروبي الجيل القادم EU/PRTR، ومنحة Fundación Ramón Areces رقم CIVP2OA6621، ومنح الحكومة الكتالونية SGR 2021-1333 و AGAUR2023 CLIMA 00118. نشكر البروفيسور تشاو سونغ على الاقتراحات والتعليقات حول الكتابة.

قام J.-S.Ye. و T.-S.Shi. بتصور هذه الدراسة. جمع T.-S.Shi. و H.-L.Li. البيانات. قام T.-S.Shi. بإجراء التحليل. قام J.-S.Ye. و T.-S.Shi. بصياغة المسودة. كتب وحرر S.L.Collins. و K.Yu. و J.Peñuelas. و J.Sardans. النسخة النهائية من المخطوطة. ساهم جميع المؤلفين بشكل حاسم في كتابة وتنقيح المخطوطة.

يعلن المؤلفون عدم وجود مصالح متنافسة.

معلومات إضافية النسخة الإلكترونية تحتوي على
المواد التكميلية متاحة على
https://doi.org/10.1038/s41467-024-47829-w.

يجب توجيه المراسلات وطلبات المواد إلى جيان-شينغ يي.

معلومات مراجعة الأقران تشكر مجلة Nature Communications المراجعين المجهولين على مساهمتهم في مراجعة الأقران لهذا العمل. يتوفر ملف مراجعة الأقران.

معلومات إعادة الطبع والتصاريح متاحة على
http://www.nature.com/reprints

ملاحظة الناشر تظل Springer Nature محايدة فيما يتعلق بالمطالبات القضائية في الخرائط المنشورة والانتماءات المؤسسية.

الوصول المفتوح هذه المقالة مرخصة بموجب رخصة المشاع الإبداعي النسب 4.0 الدولية، التي تسمح بالاستخدام والمشاركة والتكيف والتوزيع وإعادة الإنتاج في أي وسيلة أو صيغة، طالما أنك تعطي الائتمان المناسب للمؤلفين الأصليين والمصدر، وتوفر رابطًا لرخصة المشاع الإبداعي، وتوضح ما إذا تم إجراء تغييرات. الصور أو المواد الأخرى من طرف ثالث في هذه المقالة مشمولة في رخصة المشاع الإبداعي للمقالة، ما لم يُشار إلى خلاف ذلك في سطر الائتمان للمادة. إذا لم تكن المادة مشمولة في رخصة المشاع الإبداعي للمقالة وكان استخدامك المقصود غير مسموح به بموجب اللوائح القانونية أو يتجاوز الاستخدام المسموح به، ستحتاج إلى الحصول على إذن مباشرة من صاحب حقوق الطبع والنشر. لعرض نسخة من هذه الرخصة، قم بزيارةhttp://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.
© المؤلفون 2024

Received: 12 October 2023
Accepted: 15 April 2024
Published online: 22 April 2024

Global environmental change, such as increased atmospheric and nitrogen enrichment, continues to threaten the ability of ecosystems to provide critical functions and services . These challenges have motivated the development of nature-based solutions (e.g., organic fertilization and avoiding over-application of inorganic fertilizers) to mitigate the consequences of global environmental change through biodiversity conservation and increased carbon sequestration . Yet, designing and implementing nature-based solutions that can address multiple sustainability goals require
research targeted towards specific ecosystems and conservation objectives .

Inorganic fertilizers have been widely applied to increase plant productivity in grassland and cropland ecosystems . However, in grasslands, this management practice often alters plant community composition and diversity . Indeed, most previous studies that have evaluated the effects of inorganic nitrogen have found a general tradeoff occurs between increased aboveground biomass and lower plant diversity, with larger plant diversity losses as the amount and

number of added nutrients increase . Currently, a key knowledge gap is whether and how organic fertilization would potentially increase plant biomass without plant diversity loss. Addressing this question would require a better understanding of the underlying mechanisms of plant diversity loss following fertilization and the differences between organic and inorganic fertilizers in governing these mechanisms.

Three mechanisms have been proposed to explain the plant diversity loss in response to nutrient addition. The biomass-driven competition hypothesis postulates that greater aboveground biomass following inorganic fertilization increases interspecific competition for light, which excludes short-statured plant species . The niche dimension hypothesis assumes that a larger number of limiting factors create more niche partitioning opportunities that facilitate species coexistence, whereas fertilization reduces the number of belowground niches . Finally, the nitrogen detriment hypothesis proposes that long-term nitrogen fertilization may increase the susceptibility of plant species to stress agents such as soil acidification , ammonium toxicity , and soil microbiome change . The relative importance of these mechanisms has yet to be assessed across different environmental conditions such as vegetation properties, soil moisture, and nutrient availability. Indeed, soil water and nutrients influence plant growth and competition, and thus, both could regulate how plant diversity responds to fertilization .

Few studies have assessed whether or not organic fertilization also leads to a potential tradeoff between aboveground biomass and plant diversity. Organic fertilizers derived from animal/plant residues and excrement supply organic matter and nutrients to soil, thus increasing soil organic carbon (SOC) storage, cation exchange, waterholding capacity, and microflora while decreasing soil evaporative water loss. In contrast, inorganic fertilizers are chemically synthesized and may lack the capacity to improve certain soil properties, such as preventing soil acidification, as effectively as organic fertilizer can . Thus, organic fertilization differs from inorganic fertilization in its influence on soil and vegetation conditions. These differences may result in divergent impacts on plant diversity between organic and inorganic fertilizer applications.

The light competition and niche dimension hypotheses both propose that increased aboveground biomass and soil resource availability under organic fertilization should also reduce plant diversity. However, if nitrogen-driven soil acidification and ammonium toxicity were the main mechanisms causing plant diversity loss after nutrient addition, organic fertilization should not result in a decline in plant diversity. As such, organic fertilizers added to grasslands increase biomass and carbon storage without a tradeoff in plant diversity loss. To date, studies have observed that organic fertilization may decrease , increase , or have no significant effect on plant diversity . However, the number of species in a community is also limited by soil , moisture and soil fertility . Therefore, the plant diversity response to organic fertilization may depend on local conditions. Assessing the effect of organic fertilization on plant diversity and understanding the underlying mechanisms are thus vital to evaluate tradeoffs between biomass production, soil carbon storage, and plant diversity loss.

Another central role for nature-based solutions is to identify optimal management practices to increase carbon sequestration. A better understanding of carbon sequestration potential following fertilization would need a full assessment of aboveground and belowground responses. SOC, the largest carbon pool in terrestrial ecosystems , plays a key role in maintaining soil fertility and improving agricultural productivity and sustainability . However, the response of SOC under organic versus inorganic fertilization remains uncertain because it may depend on local climate , land-use types and nutrient availability .

To evaluate the potential for organic fertilizers to be used as a nature-based solution, a full assessment of its benefit is needed across
land-use types that often receive additional nutrients to increase production, such as grasslands and croplands. Indeed, organic fertilization has been shown to increase SOC stocks by about in both croplands and grasslands . However, due to carbon storage differences between land-use types, the nutrient requirements for carbon sequestration may differ between grasslands and croplands . Soil carbon storage in croplands is also affected by agricultural managements practices such as fertilizer rate and tillage, which may lead to different SOC responses to organic fertilization than in grasslands. It remains unclear the degree to which global grasslands and croplands differ in carbon sequestration potential under comparable organic fertilization rates.

To assess the effects of organic versus inorganic fertilization on plant biomass, plant diversity, and SOC, we compiled >5000 pairs (ambient versus fertilization) of measurements from 537 experiments across grasslands and croplands worldwide (Supplementary Fig. 2). We focused on grasslands because a large number of fertilization experiments were conducted in this ecosystem . Moreover, grasslands account for about of the global land surface excluding Greenland and Antarctica. They store around of the terrestrial carbon stock and provide a variety of ecosystem services including forage production, plant diversity conservation, and climate regulation . Croplands are widespread globally, and most agricultural practices reduce soil carbon content , thus organic fertilizers have the potential to increase SOC under agricultural management practices. We hypothesized that: (1) organic fertilization would increase aboveground biomass more than inorganic fertilization in grasslands, (2) if increased biomass production intensified competition for light, or fertilization reduced belowground niche partitioning, organic fertilization would also cause a decline in plant diversity in grasslands, and (3) if nitrogen detriment (e.g., acidification) was the main mechanism, organic fertilization would not cause plant diversity loss in grasslands. We also evaluated the effect of fertilization on biomass, plant diversity, and SOC across environmental gradients to determine under which conditions tradeoffs among the three ecosystem services would be minimized. Finally, we hypothesized that (4) organic fertilizer added to croplands would lead to comparable increases in SOC relative to grasslands.

Inorganic fertilization significantly increased aboveground biomass by ( ) relative to ambient conditions, accompanied by an 18% ( ) decline in species richness and decline in evenness in semi-natural and natural grasslands (Fig. 1a-c). In contrast, organic fertilization significantly increased aboveground biomass by ( ), without reducing plant diversity relative to ambient conditions (Fig. 1a-c). Compared to inorganic fertilization, organic fertilization significantly increased both species richness and evenness by 10% ( ), while maintaining greater aboveground biomass (Fig. 1a-c). Organic fertilization also significantly increased SOC by 19% ( ) and compared to ambient conditions and inorganic fertilization, respectively. Inorganic fertilization significantly increased SOC by 2% (Fig. 1d, ). Thus, although both fertilizers increased aboveground biomass, organic fertilization increased SOC more than did inorganic fertilization while also increasing species richness.

Based on a multi-model inference procedure for selecting the set of best-fitting models (Supplementary Tables 4-8), we found that the effects of organic fertilization on aboveground biomass depended on climate and soil properties (Fig. 2a). Grasslands with greater mean annual temperature (MAT), soil total nitrogen and fertilizer rate exhibited larger increases in aboveground biomass under organic

Fig. 1 | Effects of inorganic and organic fertilization on grasslands plant community and soil organic carbon. Percent changes in aboveground biomass (a), species richness (b), Pielou evenness index (c) and soil organic carbon (SOC) content (d) under organic and inorganic fertilization. Brown and blue triangles represent percent changes under organic and inorganic fertilization relative to ambient conditions, respectively. Brown circles represent percent changes under organic fertilization relative to inorganic fertilization in the same experiments. Filled symbols represent statistical significance when the confidence
intervals do not overlap with zero (two-tailed test, ). The numbers in parentheses show the sample sizes. The sample sizes of SOC are the studies that measured both SOC and aboveground biomass or species richness (d). See Supplementary Table 2 for the value of percent changes and confidence intervals. Key: organic fertilization (Org), inorganic fertilization (Inorg), ambient conditions (Amb), aboveground biomass (Biomass), species richness (Richness) and Pielou evenness index (Evenness). Source data are provided as a Source Data file.
fertilization ( , Fig. 2a-d, and Supplementary Table 9). Similarly, grasslands with greater soil bulk density (SBD), water content, and cation exchange capacity had larger increases in species richness under organic fertilization ( , Fig. 2e-h, and Supplementary, Table 9). Conversely, under inorganic fertilization, grasslands with greater nitrogen fertilizer rate, number of nutrients added, and soil water content (SWC) showed larger increases in aboveground biomass ( , Fig. 3a-d, and Supplementary, Table 10). However, increasing inorganic fertilizer rates in grasslands led to larger declines in species richness ( , Fig. 3e-g, and Supplementary Table 10).

Our partial regression and structural equation model (SEM) showed only a weak negative link between the responses of biomass production and species richness under organic fertilization in grasslands (Fig. 4a and Supplementary Fig. 5a). Both organic and inorganic fertilization increased aboveground biomass but only the latter decreased species richness (Fig. 4b and Supplementary Fig. 5b). The SEM indicated that SWC had a positive link with the response of species richness under organic fertilization (Supplementary Fig. 5a), which was consistent with the result of linear mixed effects models (Fig. 2g).

In both grasslands and croplands, the effects of organic fertilization on SOC varied with climate, soil properties, and fertilizer rate (Fig. 5b). Organic fertilization increased SOC more in croplands than in
grasslands ( versus increases, respectively, Fig. 5a) in areas with mean annual temperature (MAT) . While in warmer regions, SOC increased more in grasslands than croplands ( versus increase, respectively, Fig. 5a). After accounting for soil properties and organic fertilizer rate, the effect of organic fertilization on SOC increased significantly with MAT in grasslands ( , Fig. 5b, c). These results remained consistent when we used a subset (about of all studies) of the data that measured the quality ( ratios) of organic fertilizers (Supplementary Fig. S6). Therefore, under a future, warmer climate, applying organic fertilization to grasslands may result in a larger soil carbon sequestration potential than in croplands.

As expected, the effect of organic fertilization on SOC increased with organic fertilizer rate in both grasslands and croplands ( , Fig. 5b, d). Both the linear mixed effects model (Fig. 5b) and the standardized major axis tests (Fig. 5d and Supplementary Table 13) showed equal SOC increases in grasslands and croplands under comparable organic fertilization rates. The effect of organic fertilization on SOC declined as initial/background SOC in both grasslands and croplands increased, and this pattern was stronger in croplands than in grasslands ( , Fig. 5b, e). This result has two implications. First, it is not necessary to start with low initial organic carbon for organic fertilizer to increase SOC (Fig. 5e). Second, under similar initial conditions, organic fertilization has a larger effect on SOC in grasslands than in croplands (Fig. 5b).

Using a comprehensive dataset compiled from grassland fertilization experiments worldwide, we found that organic fertilization significantly increased biomass and SOC relative to ambient conditions,

Fig. 2 | The responses of aboveground biomass and species richness to organic fertilization across environmental gradients. a, e Brown circles and error bars represent average parameter estimates (standardized regression coefficients) and the confidence intervals in the linear mixed effects models (two-sided), respectively. The numbers in parentheses show the sample sizes. The solid line in each panel shows model fit using partial regression for each environmental factor, and the shading around the fitted line represents the confidence intervals (i.e., error bands represent slopes confidence intervals). Equations
in and show the values of standardized regression coefficients. The slopes of the partial regressions are the same as the fixed effects shown in Fig. 2a, e. Complete model statistical results are presented in Supplementary Table 9. Keys: MAT mean annual temperature, Org organic fertilizer amount added, TN soil total nitrogen, N nitrogen fertilizer rate, P phosphorus fertilizer rate, SBD soil bulk density, SCEC soil cation exchange capacity, SWC soil water content. The values are calculated from two-tailed tests. Source data are provided as a Source Data file.

Fig. 3 | The responses of aboveground biomass and species richness to inorganic fertilization across environmental gradients. a, e The blue circles and error bars represent average parameter estimates and the confidence intervals in the linear mixed effects models (two-sided), respectively. The numbers in parentheses show the sample sizes. The solid line in each panel shows model fit using partial regression for each environmental factor, and the shading around the fitted line represents the confidence intervals (i.e., error bands
represent slopes confidence intervals). Equations in b-d and f-g show thevalues of standardized regression coefficients. The slopes of the partial regressions are the same as the fixed effects shown in 3a, e. Complete model statistical results are presented in Supplementary Table 10. Keys: Niche number of nutrients added, N nitrogen fertilizer rate, P phosphorus fertilizer rate, SWC soil water content. See Fig. 2 for more details. Source data are provided as a Source Data file.

with no concomitant plant diversity loss (Fig. 1). Moreover, organic fertilization increased the plant diversity of native species in grasslands with greater soil water content (Fig. 2g). Greater aboveground biomass would increase leaf area, transpiration and canopy interception, and decrease water infiltration , potentially intensifying plant demand for soil water under fertilization. However, this mechanism may not occur in grasslands with greater soil water content, because water is rarely limiting in ecosystems with greater mean soil moisture. Organic fertilization increased SOC and cation exchange capacity, thus increasing water holding capacity , and decreasing soil water evaporative loss. Therefore, organic fertilization would mitigate biomass-driven declines in soil water, thus avoiding plant diversity loss. Previous studies also supported this finding that mesic grasslands had greater plant species richness than arid grasslands . Collectively, these findings support the significant link between soil water and plant diversity in many grasslands.

Our results from either organic or inorganic fertilization in grasslands do not support the niche dimension hypothesis, as the number of nutrients added was not selected in the best fitting models for species richness (Figs. 2e, 3e). The niche dimension hypothesis predicted greater plant diversity loss with an increasing number of added nutrients . One recent study of inorganic fertilization and water addition tested this hypothesis and found negligible support . Organic fertilizers contain several macro- and micro-nutrients (Supplementary Data 1) but did not reduce plant diversity (Fig. 1), providing no support for niche dimension mechanism. Instead, the components of organic fertilizers would increase soil heterogeneity , which may increase the number of micro-niches for plant species, thus reversing the niche dimension hypothesis.

According to the nitrogen detriment hypothesis, inorganic nitrogen increases susceptibility of plants to various stress agents, such as ammonium toxicity, soil acidification, and altered soil microbiome, all of which can lead to plant diversity loss . We found that both nitrogen and phosphorus fertilizer rates decreased plant diversity (Fig. 3f-g). As such, plant diversity loss under inorganic fertilization might not solely be related to greater nitrogen availability . Indeed, many studies provide robust evidence that inorganic
phosphorus addition leads to species loss . We did not find a significant effect of organic fertilization rate on plant diversity (Supplementary Fig. 5a). Organic fertilization improved the soil environment for plant growth by increasing nutrient availability, pH buffering, cation exchange, water holding capacity, and microbial community functioning . Organic fertilizers need to be decomposed and thus may be less plant-available immediately following application . Therefore, organic fertilizer releases nutrients slowly as it decomposes and may continuously provide multiple macro- and micro-nutrients for plant growth . According to a subset (about of all studies) of the data that measured both macro- and micro-nutrients (Supplementary Data 1), organic fertilizers supply nitrogen, phosphorus, potassium, magnesium, calcium, zinc, iron, etc. As a result, organic fertilizers increased plant biomass more than did inorganic fertilizers ( versus ; Fig. 1). A previous study proposed that the average supply rate of the most limiting resource controlled plant diversity . Organic fertilizers provide multiple nutrient resources and thus may avoid plant diversity decline. Collectively, organic fertilization increases soil fertility and aboveground biomass while limiting detrimental effects on plants and microbial diversity.

Organic fertilizers can serve as a nature-based solution to mitigate the tradeoff between increasing aboveground biomass and species loss in grasslands (Fig. 1). Studies showed that the increase in plant diversity under organic fertilization was due to improved soil fertility status, such as water holding capacity and nutrient availability . Our finding clearly demonstrates that organic fertilization supports greater native plant diversity compared to inorganic fertilization. Thus, organic fertilization may also facilitate the restoration of degraded grasslands and abandoned croplands by increasing SOC, plant biomass, and plant diversity. However, studies have also reported an increase in exotic plant species with manure application . Thus, we carefully selected and excluded organic fertilization experiments that included exotic plant seeds. As such, the plant diversity response to manure application was not caused by exotic species in our analyses. To avoid introducing exotic plant species and other side-effects, locally-sourced, noncontaminated manure or industrial organic fertilizers should be used as a naturebased solution.

We found that SOC response ratio under organic fertilization increased in grasslands but decreased in croplands under warmer mean annual temperature (Fig. 5c). This difference may result from management practices, where croplands are typically tilled while grasslands are not. Tillage can disrupt soil aggregates and accelerate SOC decomposition by microorganisms . Temperature is also an important factor driving SOC decomposition . Tillage in warmer regions may increase SOC decomposition rate, thus leading to a smaller increase in SOC in croplands despite organic fertilization. By contrast, grasslands are rarely tilled. Organic fertilizer increases biomass production in grasslands, which may override the greater loss rate of SOC through decomposition as mean annual temperature increases . Irrigation increases soil moisture, and thus affects SOC decomposition and carbon sequestration . Croplands are usually irrigated, while grasslands are not. Warmer temperatures can accelerate soil moisture evaporation, which could slow SOC decomposition in grasslands but not necessarily in croplands. This result suggests that organic fertilization in grasslands may increase soil carbon sequestration potential in a future, warmer climate.

We found that the potential for soil carbon sequestration increased with organic fertilization rate in both grasslands and croplands (Fig. 5b). Considering whole-system feedbacks, increased aboveground productivity following organic fertilization may support more livestock and produce more manure to fertilize grasslands, thus creating a positive feedback loop. However, croplands usually receive imported organic fertilizer from other locations , potentially increasing transportation and application costs, which can reduce

Fig. 5 | Response of SOC to organic fertilization across environmental gradients in global grasslands and croplands. Blue and brown represent cropland and grassland, respectively. a Percent increase in SOC under organic fertilization in grasslands and croplands. Effects of environmental factors on SOC responses under organic fertilization. b Circles and error bars represent average parameter estimates and confidence intervals in the linear mixed effects models (twosided), respectively. The brown and blue lines in each panel show model fits using partial regression for each environmental factor, and the shading around the fitted lines represents the 95% confidence intervals (i.e., error bands represent
slopes confidence intervals). The slopes of the partial regressions are the same as the fixed effects shown in . Equations in show the values of standardized regression coefficients. The symbol n shows the sample sizes. Complete model statistical results are presented in Supplementary Tables 6 and 9. Keys: MAT mean annual temperature, Org organic fertilizer amount added, initial soil organic carbon, Sand: soil sand content, TN soil total nitrogen, pH soil pH , SBD soil bulk density. The values are calculated from twotailed tests. Source data are provided as a Source Data file.
profit margins. We also tested the impact of organic fertilizer quality on SOC response . Organic fertilizers with greater carbon:nitrogen ratios led to greater SOC increase in grasslands but less so in croplands (Supplementary Fig. 6), suggesting that low quality organic fertilizers may still promote carbon sequestration in grasslands. Thus, use of organic fertilization in grasslands might be more feasible than in croplands in terms of transportation costs and fertilizer quality.

Collectively, our results highlight the potential of organic fertilization to serve as a nature-based solution that improves grassland ecosystem functions and services, including carbon sequestration, and such potential may actually increase with climate warming in some regions. We found that organic fertilization increased aboveground
biomass production and SOC without a tradeoff in plant diversity loss. By comparison, increased aboveground biomass production and soil carbon storage resulted in plant diversity loss under inorganic fertilization. As such, organic fertilization is favored over inorganic fertilization to improve grassland ecosystem functions and services. Organic fertilization increased plant diversity in grasslands with greater soil moisture. Moreover, organic fertilization may improve the soil environment for plant growth, and thus would avoid plant diversity loss caused by soil acidification and ammonium toxicity that is usually found under inorganic fertilization. Therefore, we argue that increasing the use of organic fertilizers would provide an important naturebased solution to increase productivity and soil carbon sequestration while conserving plant diversity.

To compile data on the responses of plant biomass, plant diversity, and SOC to nutrient addition, we searched for peer-reviewed literature published before 30 October 2022 using the web of science and China National Knowledge Network resources. We used the following keywords: (resource addition OR resource availability OR nutrient addition OR nutrient availability OR nitrogen deposition OR nitrogen addition OR nitrogen enrichment OR phosphorus addition OR phosphorus enrichment OR potassium addition OR potassium enrichment OR organic fertilizer OR organic* OR manure* OR farmyard manure* OR pig manure OR cow manure OR horse manure OR sheep manure OR chicken manure OR wet compost) AND (species richness OR plant diversity OR biomass OR aboveground biomass OR AGB OR dry matter yield OR SOC OR soil organic carbon OR SOM OR soil organic matter OR SOC storage) AND (grassland OR meadow OR steppe OR prairie OR herbaceous OR annual OR cropland).

We used three criteria to select literature: (1) field experiments were conducted in semi-natural or natural grasslands, or croplands, and included both ambient and nutrient addition treatments; (2) the means, standard errors or standard deviations and sample sizes were reported; and (3) grassland studies reporting exotic plant species introduced by organic fertilization were excluded (Supplementary Fig. 1). Data were collected from tables in the main text or supporting information when available, or digitally extracted from figures using GetData Graph Digitizer software version 2.26 http://getdata-graphdigitizer.com/.

Our search yielded 537 publications across all continents except Antarctica (Supplementary Fig. 2). In summary, we compiled 1540 pairs (ambient versus fertilization) of field measurements of aboveground biomass, 1625 pairs of species richness, 191 pairs of Pielou evenness index, and 799 pairs of SOC under inorganic fertilization. Under organic fertilization, we compiled 350 pairs of aboveground biomass, 155 pairs of species richness, 89 pairs of Pielou evenness index, 388 pairs of SOC in grasslands and 367 pairs of cropland SOC. Most field experiments in grasslands measured plant aboveground biomass and plant diversity during the peak growing season. In highly managed agroecosystems, only one or two crop species were maintained and thus it is not reasonable to analyze plant diversity. Therefore, we did not collect plant diversity data from cropland.

In our compiled dataset, inorganic/chemical fertilizer included urea (chemically synthesized from inorganic matters), ammonium nitrate, calcium nitrate, super-phosphate, ammonium phosphate dibasic, sodium dihydrogen phosphate, potassium sulphate and potassium chloride. None of the inorganic studies added liquid ammonia fertilizer. Organic fertilization included industrial organic fertilizer, livestock manure and compost. In of field experiments, industrial organic fertilizers were applied, where organic matter was fermented and decomposed at high temperature, and thus any plant seeds within them were killed. The other of experiments applied livestock manure or compost that was usually composted under high temperature and anaerobic environments, and then air-dried to kill plant seeds that may be contained in them. No exotic plant species were reported in all of the organic fertilization field experiments included in our meta-analysis. In of the organic fertilization experiments, inorganic nitrogen, phosphorus, and potassium were also added. About of the field experiments had a duration of years in grasslands, while of the experiments had a duration of years in croplands.

We used the natural log-transformed response ratio (ln RR) to quantify the effect of nutrient fertilization on aboveground biomass, plant diversity, and SOC. The In RR, also called “effect size”, was
dimensionless and used to characterize the relative changes between treatment and control .

Where and are sample mean values of the response variables (aboveground biomass, or plant diversity, or SOC) in the treatment group (t) and control group (c), respectively. In this study, we calculated two types of response ratio: (1) organic, inorganic fertilization relative to ambient condition (i.e., Org vs. Amb, Inorg vs. Amb) of all experiments, and (2) organic fertilization relative to inorganic fertilization (i.e., Org vs. Inorg) when conducted in the same experiments.

We used a hierarchical model with inverse variance weighting to summarize the response ratio (In RR) from all individual studies, as this model was usually appropriate for biological experiments . Because multiple treatments may share a single control, we added “site” as a random factor in the meta-analysis model to account for nonindependence of observations collected from the same site .

We used the “rma.mv” function in R “metafor” package version 4.4.0 to calculate the weighted mean response ratio ( ) and the confidence intervals . The confidence intervals were generated by bootstrapping. When they did not overlap with zero, the treatment effects were considered statistically significant.

We applied the Egger’s test to examine publication bias , and used the trim and fill approach to evaluate the impact of publicaton bias on the meta-anaysis results (Supplementary Table 1 and Fig. 3).

To ease interpretation, we transformed the weighted mean response ratio (ln ) to percent change in the response variables by Eq. 2:

SOC response ratios related to potential moderators, including mean annual temperature (MAT), soil cation exchange capacity (SCEC), soil total nitrogen (TN), soil pH (pH), soil bulk density (SBD), initial soil organic carbon density, soil sand content (Sand) and soil water content (SWC) and fertilizer rates. We used species richness in this analysis because it had larger sample sizes than other plant diversity indices such as Pielou’s evenness (e.g., 155 versus 89 pairs in grasslands). MAT at each site was extracted from the WorldClim 2 datasets with 30 s spatial resolution . SCEC ( ), total nitrogen ( ), pH , bulk density ( ), organic carbon density ( ) and sand content (%) at were extracted from the Soil Grid datasets with 30 s spatial resolution . We used the ERA5-Land datasets of SWC (%) at with spatial resolution, with the mean values calculated during 1982-2022 .

We used linear mixed effects models to evaluate the response of biomass, plant diversity, and SOC to nutrient fertilization across environmental gradients, with study site as a random effect. We conducted linear mixed models in “Ime4” package version 1.1-35.1 and “ImerTest” packages version 3.1.3. To select the set of environmental factors that significantly influenced the response of biomass, plant diversity and SOC to nutrient addition, we conducted a multi-model inference procedure based on the Akaike Information Criterion, using the dredge function in R “MuMIn” package version 1.47.5. To further strengthen the multi-model inference, we also conducted a random forest model to identify the significant environmental predictors of biomass and plant diversity. We used random forest models in the “randomForest” package version 4.7-1.1 to quantify the importance of each predictor, and then used the “rfPermute” package version 2.5.2 to assess the statistical significance of each predictor. The environmental factors selected by the
best linear mixed effects model were also significant predictors identified by a random forest model (Supplementary Fig. 4).

We also employed structural equation model (SEM) to disentangle the direct and indirect effects of environmental factors and nutrient fertilization rate on the response ratio ( ) of biomass and species richness. We conducted SEM using the R “lavaan” package version 0.6-17, and evaluated goodness of the SEM model according to the criteria reported by ref. 75 .

To explore whether and where organic fertilizer added to grasslands led to greater increases in SOC than in croplands, we compared the slopes of the regression of SOC response ratio and environmental drivers (MAT, the amount of organic fertilization added, initial SOC, soil nutrients, soil texture, and pH ) between grasslands and croplands, using the Standardized Major Axis Tests and Routines with ordinary least squares regression technique .

Further information on research design is available in the Nature Portfolio Reporting Summary linked to this article.

All data used in this study, including raw data and source data underlying figures, has been deposited in Figshare https://doi.org/10. 6084/m9.figshare.25493419. Mean annual temperature at each site was extracted from the WorldClim database https://www.worldclim. org/. Soil cation exchange capacity, total nitrogen, pH, bulk density, organic carbon density and sand content were extracted from Soil Grid database https://files.isric.org/soilgrids/latest/data_aggregated/ . Soil water content was obtained from ERA5-Land database https://www.ecmwf.int/en/era5-land. Global map was downloaded from natural earth https://www.naturalearthdata.com/. Source data are provided with this paper.

All R code for reproducing the mainly results are available at Figshare https://doi.org/10.6084/m9.figshare.25493419.

This research was supported by the Fundamental Research Funds for the Central Universities (lzujbky-2022-ct01) and “111” Project (BP0719040). S.L.C. was supported by NSF award DEB-1856383. J.P. and J.S. were supported by the Spanish Government grants PID2020115770RB-I, PID2022-140808NB-IO0, and TED2021-132627 B-I00 funded by MCIN, AEI/10.13039/ 501100011033 European Union Next Generation EU/PRTR, the Fundación Ramón Areces grant CIVP2OA6621, and the Catalan Government grants SGR 2021-1333 and AGAUR2023 CLIMA 00118. We thank Prof. Chao Song for suggestions and comments on the writing.

J.-S.Ye. and T.-S.Shi. conceived this study. T.-S.Shi. and H.-L.Li. collected data. T.-S.Shi. performed the analysis. J.-S.Ye. and T.-S.Shi. drafted the paper. S.L.Collins., K.Yu., J.Peñuelas. and J.Sardans. wrote and edited the final version of the manuscript. All authors contributed critically to the writing and revising of the manuscript.

The authors declare no competing interests.

Supplementary information The online version contains
supplementary material available at
https://doi.org/10.1038/s41467-024-47829-w.

Correspondence and requests for materials should be addressed to Jian-Sheng Ye.

Peer review information Nature Communications thanks the anonymous reviewers for their contribution to the peer review of this work. A peer review file is available.

Reprints and permissions information is available at
http://www.nature.com/reprints

Publisher’s note Springer Nature remains neutral with regard to jurisdictional claims in published maps and institutional affiliations.

Open Access This article is licensed under a Creative Commons Attribution 4.0 International License, which permits use, sharing, adaptation, distribution and reproduction in any medium or format, as long as you give appropriate credit to the original author(s) and the source, provide a link to the Creative Commons licence, and indicate if changes were made. The images or other third party material in this article are included in the article’s Creative Commons licence, unless indicated otherwise in a credit line to the material. If material is not included in the article’s Creative Commons licence and your intended use is not permitted by statutory regulation or exceeds the permitted use, you will need to obtain permission directly from the copyright holder. To view a copy of this licence, visit http://creativecommons.org/ licenses/by/4.0/.
© The Author(s) 2024