Ökologische Merkmale interagieren mit dem Landschaftskontext, um das Pestizidrisiko der Bienen zu bestimmen

Nature Ecology & Evolution Band 7, Seiten 547–556 (2023)Diesen Artikel zitieren

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Die weit verbreitete Kontamination von Ökosystemen mit Pestiziden bedroht Nichtzielorganismen. Das Ausmaß, in dem lebensgeschichtliche Merkmale die Pestizidexposition und das daraus resultierende Risiko in verschiedenen Landschaftskontexten beeinflussen, ist jedoch nach wie vor kaum verstanden. Wir untersuchen dies für Bienen über einen landwirtschaftlichen Landnutzungsgradienten hinweg, basierend auf Pestiziduntersuchungen von Pollen und Nektar, die von Apis mellifera, Bombus terrestris und Osmia bicornis gesammelt wurden und ausgedehnte, mittlere und begrenzte Futtersuchmerkmale darstellen. Wir fanden heraus, dass bei exzessiven Sammlern (A. mellifera) das höchste Pestizidrisiko besteht – bei Konzentrationen, die nach additiver Toxizität gewichtet sind. Allerdings reagierten nur mittelschwere (B. terrestris) und begrenzte Sammler (O. bicornis) auf den Landschaftskontext – sie erlebten ein geringeres Pestizidrisiko bei weniger landwirtschaftlicher Fläche. Das Pestizidrisiko korrelierte zwischen Bienenarten und zwischen Nahrungsquellen und war bei mit A. mellifera gesammeltem Pollen am größten – nützliche Informationen für die künftige Überwachung von Pestiziden nach der Zulassung. Wir liefern futtersuchende und landschaftsabhängige Informationen über das Vorkommen, die Konzentration und die Identität von Pestiziden, denen Bienen begegnen, um das Pestizidrisiko abzuschätzen. Dies ist für eine realistischere Risikobewertung erforderlich und liefert wichtige Informationen zur Verfolgung politischer Ziele zur Reduzierung des Pestizidrisikos.

Die Intensivierung der Landwirtschaft geht mit der Verkleinerung naturnaher Flächen und einem verstärkten Einsatz von Pestiziden einher1,2, was eine Bedrohung für nützliche Insekten wie Bienen darstellt, die die Funktion und Dienste des Ökosystems aufrechterhalten3,4. Pestizide haben besondere Aufmerksamkeit erhalten, da sie häufig eingesetzt werden, aber manchmal schädliche Auswirkungen auf Bienenindividuen5, Bienenvölker6,7, Populationen8,9 und Bestäubungsdienste10,11 haben. Da das Pestizidrisiko (summierte toxizitätsgewichtete Konzentrationen) von der Exposition (dem Ausmaß, in dem ein Organismus zu einem bestimmten Zeitpunkt und an einem bestimmten Ort Pestiziden ausgesetzt ist) abhängt, ist es wichtig zu bestimmen, wie sich Bienenaktivitätsmuster mit dem Vorkommen, der Konzentration und der Identität von Pestiziden überschneiden12.

Mit Pestiziden behandeltes Ackerland, insbesondere von intensiv bewirtschafteten Obst- und Gemüsekulturen, kann die Menge und Vielfalt von Pestiziden in der Landschaft erhöhen13,14,15,16. Pestizide wirken sich jedoch nicht nur auf Zielkulturen und deren Schädlinge aus; Sie können abdriften und in die umgebende Luft, den Boden und das Wasser gelangen, um nicht angebaute Pflanzen zu kontaminieren17,18,19,20,21. Daher sind naturnahe Lebensräume, die Schutz vor Pestiziden bieten könnten, in intensiv bewirtschafteten Agrarlandschaften mit größerer Wahrscheinlichkeit potenzielle Expositionsquellen22. Als zentrale Nahrungssuchende hängt die Fortpflanzung von Bienen von der Dichte und dem Wert der Nahrungsressourcen in ihrem Nahrungsgebiet ab23,24,25,26 und der Anteil des Nahrungsgebiets einer Biene, der vom Pestizideinsatz betroffen ist, sollte mit ihrer Pestizidexposition korrelieren15,27 ,28.

Auf der Grundlage der einzigartigen und miteinander verbundenen Merkmale von Bienen, einschließlich Sozialität, Kommunikation, Koloniegröße, Nahrungskapazität und Nahrungsbreite, beschreiben wir drei Gruppen von Nahrungsmerkmalen: „umfangreich“, „mittelmäßig“ und „begrenzt“ (Abb. 1a). . Diese Merkmale werden die Pestizidexposition von Bienen in Landschaften verändern (Abb. 1b; Linienabschnitte)29. Extensive Sammler sind beispielsweise möglicherweise am stärksten gefährdet, da sie große, äußerst eusoziale Kolonien bilden, die gewinnbringende, wenn auch möglicherweise behandelte, massenblühende Pflanzenressourcen kommunizieren, die sie über längere Zeiträume lagern können30. Andererseits sammeln begrenzte Sammler keine umfangreichen Ressourcen an und sind daher stärker auf naturnahe Lebensräume angewiesen, um kontinuierlich Futter bereitzustellen. Daher sind begrenzte Sammler möglicherweise weniger exponiert, wenn naturnahe Lebensräume verfügbar sind und nicht kontaminiertes Futter liefern (vergleiche Lit. 31). In intensiv bewirtschafteten Agrarlandschaften, in denen in den wenigen naturnahen Lebensräumen eine erhöhte Wahrscheinlichkeit einer Kontamination besteht, können begrenzte Sammler jedoch unverhältnismäßig stärker exponiert sein (Abb. 1b; Steigung der Linie).

a–d, Wir beschreiben drei Gruppen von Futtersuchmerkmalen von Bienen (basierend auf Lit. 23, 30, 82, 83) – „umfangreich“, „mittel“ und „begrenzt“ (a), in Bezug auf den Landschaftskontext (b) , wie in Landschaften mit geringer Intensität (c) und hoher Intensität (d) gezeigt, wobei sich ausgedehnte (graues Quadrat) und begrenzte (graues Dreieck) Sammler zwischen Lebensraumtypen innerhalb ihrer jeweiligen Nahrungsgebiete bewegen (konzentrische Kreise relativ zu X, der Mitte). Nester). Unsere Grundannahme (b, schwarze Kreise) ist, dass die Exposition und das Risiko von Pestiziden mit der Intensivierung der Landwirtschaft proportional zur landwirtschaftlichen Fläche im Nahrungsgebiet der Bienen zunehmen (c und d, konzentrische Kreise). Wir gehen davon aus, dass Bienen mit der größten Nahrungsreichweite, „extensive“ Sammler, unabhängig vom Landschaftskontext der höchsten Pestizidexposition und dem höchsten Risiko ausgesetzt sind (b, Linienschnittpunkt; c und d, graue Quadrate). Mit der Intensivierung der Landwirtschaft nimmt jedoch der Anteil landwirtschaftlicher Flächen im Nahrungsgebiet der Bienen zu und die Wahrscheinlichkeit, kontaminierte Lebensmittel zu fressen, steigt. Daher gehen wir davon aus, dass „eingeschränkte“ Sammler mit der Ausweitung der landwirtschaftlichen Nutzfläche einem unverhältnismäßig höheren Risiko durch Pestizidexposition ausgesetzt sind (b, Linienneigung; c und d, graue Dreiecke). N / a nicht anwendbar.

Um zu testen, ob Merkmale der Nahrungssuche die Exposition und das Risiko für Bienen in verschiedenen Landschaftskontexten verändern, haben wir Pestizidrückstände in Pollen und Nektar untersucht, die von A. mellifera, B. terrestris und O. bicornis gesammelt wurden, die extensiv, intermediär bzw. begrenzte Sammler auf drei Arten repräsentieren nacheinander blühende Pflanzen (Abb. 1 und 2). Dabei integrieren wir mehrere Bereiche der Pestizidexposition, die normalerweise auf einzelne Studien beschränkt sind: Landschaftskontext (z. B. Lit. 32), Bestäuberarten (z. B. Lit. 33), Nutzpflanzen (z. B. Lit. 15) und Lebensmittel Quellen (zum Beispiel Lit. 34). Wir gingen davon aus, dass die Pestizidexposition und das Pestizidrisiko mit (1) dem Anteil der landwirtschaftlich genutzten Fläche und (2) dem Ausmaß der Nahrungsmerkmale zunehmen würden. Darüber hinaus gingen wir davon aus, dass (3) begrenzte Sammler einer größeren Pestizidexposition und einem höheren Risiko ausgesetzt sind als extensiv arbeitende Sammler mit einem zunehmenden Anteil landwirtschaftlicher Nutzfläche. Darüber hinaus gingen wir davon aus (4), dass großblühende Nutzpflanzen die Hauptquelle der Pestizidexposition darstellen, insbesondere für Extensivsammler, und dass auf der Grundlage kulturspezifischer Schädlingsbekämpfungsempfehlungen möglicherweise kulturspezifische Risiken bestehen (Ergänzungstabelle 1). Schließlich gingen wir davon aus, dass (5) die Pestizidexposition und das Pestizidrisiko zwischen der Pollen- und Nektarbelastung der Bienen korrelieren, was eine mögliche Anwendung bei der Überwachung von Pestiziden nach der Zulassung zur Folge haben könnte. Angesichts der zu erwartenden drastischen Änderungen der Pestizidregulierung zur Erreichung aktueller Nachhaltigkeitsziele (z. B. Ref. 35) und der Forderung nach einer genaueren, zuverlässigeren und ganzheitlicheren Umweltrisikobewertung36 ist es wichtig zu verstehen, warum unterschiedliche Anbaumuster und Landschaftskontexte unterschiedliche Auswirkungen haben können Wichtige Bestäuberarten gefährdet.

a,b, Wir haben Wächter von drei Bienenarten, die sich in ihrer Sozialität und ihrem Nahrungsgebiet unterscheiden, auf Feldern mit drei bestäubungsabhängigen Nutzpflanzen (a) über einen Landnutzungsgradienten im südlichsten Schweden (b) eingeführt. Unsere Schwerpunktbienenarten waren A. mellifera, eine Extensivsammlerin; B. terrestris, ein Zwischenjäger; und O. bicornis, ein begrenzter Sammler. c, Die Aktivitätsperioden und die Blütephänologie von Bienen und Nutzpflanzen überschnitten sich, mit Ausnahme von Rotklee und O. bicornis. d, Nichtlandwirtschaftliche (andere Nicht-Agrar-)Pflanzenarten/-gruppen dominierten häufig die Pollennutzung an jedem Standort (x-Achse) und Bienen tendierten dazu, mehr Pollen der Schwerpunktpflanze zu nutzen als andere landwirtschaftliche (andere Ackerbau-)Arten. Für Rotklee und O. bicornis sind keine Daten zum Pollenverbrauch und zu Pestizidrückständen verfügbar, da sich die Phänologien nicht überschneiden (c). Aufgrund des Kolonieversagens fehlen auch Daten für B. terrestris-Kolonien an zwei Apfelstandorten. Bilder in a und Karte in b können unter Creative-Commons-Lizenzen (CC-BY und CC0) kostenlos verwendet werden.

Bei Bienenarten (A. mellifera, B. terrestris und O. bicornis) und Nutzpflanzen (Raps, Apfel und Klee) wurden für beide Nahrungsquellen (Pollen und Nektar) insgesamt 53 Verbindungen nachgewiesen (von den 120 untersuchten), darunter 24 Fungizide, 19 Herbizide, 5 Insektizide, 2 Akarizide, 2 Metaboliten von Herbiziden und 1 Metabolit eines Fungizids. Wir entdeckten mehr Verbindungen in Pollenproben von Rapsstandorten (42, n = 40) als von Apfel- (36, n = 36) und Kleestandorten (25, n = 32). Die vier Verbindungen mit dem größten verbindungsspezifischen Risiko waren Insektizide (Tabelle 1), aber auch einige Herbizide und Fungizide rangierten aufgrund ihrer hohen Konzentration oder Häufigkeit weit oben (Ergänzungstabelle 2). Herbizide und Fungizide machten 80 % der Gesamtnachweise und 65 % der Gesamtrückstände (in µg kg−1) aus, doch wenig überraschend stellten Insektizide den größten Teil des Pestizidrisikos dar und machten über 99 % des verbindungsspezifischen Risikos aus (Ergänzungstabelle 2).

Das Pestizidrisiko (additivtoxizitätsgewichtete Konzentrationen; Methoden) wurde durch die Schwerpunktkultur (F2,20,48 = 8,4, P <0,01) und eine Wechselwirkung zwischen Bienenarten und dem Anteil landwirtschaftlicher Nutzfläche in der Landschaft erklärt (Abb. 3a; R2m =). 0,39, F2,34,472 = 4,4, P = 0,02), jedoch nicht durch eine Interaktion zwischen Bienenart und der Schwerpunktfrucht (F3,28,196 = 0,1, P = 0,97) oder die Drei-Wege-Interaktion (F3,28,10 = 2,3, P = 0,10). Das Risiko stieg mit dem Anteil der landwirtschaftlichen Fläche für O. bicornis (Trendschätzung (Konfidenzintervall) 7,77 (2,53, 13,01)) und B. terrestris (7,00 (1,92, 12,08)), während das von A. mellifera (2,79 (− 2,25, 7,83)) war unabhängig vom Anteil der landwirtschaftlichen Fläche. Der Risikoanstieg war bei O. bicornis und B. terrestris ähnlich (Tukey-bereinigte Steigungsdifferenz P = 0,91), war jedoch bei O. bicornis stärker als bei A. mellifera (P = 0,03). Der Anteil der zentralen Ackerfläche (F2,34,15 = 1, P = 0,39) und die mittlere Feldgröße (F2,34,35 = 1,04, P = 0,36) in der Landschaft mit einem Radius von 2 km waren keine Prädiktoren für das Risiko einer Bienenart.

a: Die Ergebnisse zeigten, dass das pollenbasierte Pestizidrisiko für B. terrestris und O. bicornis mit der Menge an landwirtschaftlicher Fläche in der Landschaft zunahm, während das pollenbasierte Risiko für A. mellifera unabhängig von der Größe der landwirtschaftlichen Fläche war. b: Der Anteil der landwirtschaftlichen Fläche beeinflusste auch die Pollennutzung, wobei nur O. bicornis mit zunehmender landwirtschaftlicher Fläche mehr landwirtschaftliche Pollen verwendete. c: Risiko für A. mellifera korrelierte mit dem von O. bicornis (grau) und B. terrestris (gelb). d: Die Zusammensetzung der Pestizidverbindungen im Pollen unterschied sich zwischen A. mellifera und O. bicornis, während B. terrestris die beiden basierend auf PERMANOVA der Bray-Curtis-Unterschiede überlappte. Die Streuung variierte zwischen den Bienenarten (P = 0,03); Daher sollten diese Gemeinschaftsunterschiede mit Vorsicht interpretiert werden. Vorhersagen und 95 %-Konfidenzintervalle (a, b, c) stammen aus linearen Modellen mit Risiko-Log-Transformation und Logit-Transformation des Anteils landwirtschaftlicher Pollen. NMDS-Punkte (d) basieren auf standardisierten Bray-Curtis-Abständen.

Der Anteil des von Bienen gesammelten landwirtschaftlichen Pollens wurde auch durch die Schwerpunktkultur (F2,21,64 = 9, P <0,01) und eine Wechselwirkung zwischen Bienenarten und dem Anteil der landwirtschaftlichen Fläche erklärt (Abb. 3b; R2m = 0,44, F2,35,72 =). 4,4, P = 0,02), ohne eine Interaktion zwischen Bienenart und Schwerpunktfrucht (F3,28,70 = 1,99, P = 0,14) oder die Drei-Wege-Interaktion (F3,28,41 = 1,35, P = 0,27). Der landwirtschaftliche Pollenverbrauch von O. bicornis nahm mit dem Anteil der Landwirtschaft in der Landschaft zu (Trendschätzung 2,71 (0,55, 4,86)), nicht jedoch für A. mellifera (0,01 (–1,93, 1,96) oder B. terrestris (–0,88 (–2,87). , 1.12)). Im Durchschnitt sammelten Bienen an Rapsstandorten 30 % Rapspollen, an Apfelstandorten 29 % Apfelpollen und an Rotkleestandorten 12 % Kleepollen (Abb. 2d). Der Anteil Die Anzahl der Schwerpunktkulturen in der Landschaft hatte keinen Einfluss auf die Verwendung von Pollen der Schwerpunktkulturen durch Bienen (F2,35,01 = 1,35, P = 0,27). Das Pestizidrisiko stieg nicht mit dem Anteil landwirtschaftlicher Nutzpflanzen (F2,35,28 = 1,13, P = 0,33). oder fokaler Erntepollen (F2,35,64 = 1,40, P = 0,26).

Wir fanden heraus, dass Bienenarten einem ähnlichen Risiko auf Standortebene ausgesetzt waren – A. mellifera verwandt mit B. terrestris (Abb. 3c; R2 = 0,6, T = 4,19, df = 18, P < 0,01) und O. bicornis (Abb. 3c; R2 = 0,53, T = 3,57, df = 13, P <). 0,01) und O. bicornis verwandt mit B. terrestris (R2 = 0,65, T = 4,48, df = 11, P < 0,01). Pestizidrisiko und Exposition korrelierten (Abb. 4a; R2m = 0,74, F1, 55,92 = 111,31, P <0,01) und wir liefern in den ergänzenden Ergebnissen parallele Expositionsergebnisse (Additivkonzentrationen).

a: Die Ergebnisse zeigen, dass Pestizidrisiko und Exposition korrelieren (R2 = 0,74). b–d, das auf Pollen basierende Risiko (b), das Risiko im Verhältnis zum Zeitpunkt der Blüte der Hauptkulturen (c) und die Zusammensetzung der Pestizidverbindungen (d) unterschieden sich zwischen den Hauptkulturen aufgrund der PERMANOVA der Bray-Curtis-Unterschiede. Wir haben die Punkte in b anhand ihrer jeweiligen MCR (Methoden) skaliert, um das Risiko einer Pestizidmischung im Verhältnis zu ihrer risikoreichsten Einzelverbindung darzustellen. Ein Wert nahe eins zeigt an, dass eine einzelne Verbindung das Mischungsrisiko dominiert. Die MCR-Werte unterschieden sich nicht zwischen den Kulturen (ergänzende Abbildung 1). Die umrandeten Quadrate (b und c) stellen Mittelwerte und 95 %-Konfidenzintervalle dar (b, Raps n = 24, Apfel n = 22 und Klee n = 16; d, Raps n = 32, Apfel n = 28 und Klee n = 32 ). Wir haben die Punkte in d anhand der Anzahl der in einer Pollenprobe nachgewiesenen Pestizide skaliert. Vorhersagen und 95 %-Konfidenzintervalle (a, b, c) stammen aus linearen Modellen mit transformiertem Risikoprotokoll. NMDS-Punkte (d) basieren auf standardisierten Bray-Curtis-Abständen.

An Apfelstandorten gesammelter Pollen hatte im Vergleich zu Kleestandorten ein höheres Risiko (Abb. 4b; T = 4,09, df = 21,2, P < 0,01), war jedoch zwischen Raps- und Apfelstandorten ähnlich (T = –2,39, df = 19,5, P =). 0,07) und Raps- und Kleestandorte (T = 1,69, df = 20,8, P = 0,23) (Abb. 4b). Risiko (Abb. 4c) und Exposition (ergänzende Abb. 2) waren während der Blüte der Kulturpflanzen höher als nach der Blüte der Kulturpflanzen.

Die Zusammensetzung der Pollen unterschied sich zwischen den Schwerpunktkulturen (PERMANOVA F2,61 = 11,34, P < 0,01) und zwischen den Bienenarten (PERMANOVA F2,61 = 2,12, P = 0,01), ohne dass es eine Wechselwirkung zwischen Bienenarten und Schwerpunktkulturen (P >) gab 0,05). Zwischen den Bienenarten unterschied sich die Zusammensetzung der Verbindungen nur zwischen O. bicornis und A. mellifera (Abb. 3d und Ergänzungstabelle 3; F1,38 = 3,85, P <0,01). Alle paarweisen Vergleiche zwischen den Schwerpunktkulturen zeigten unterschiedliche Zusammensetzungen der Verbindungen (Abb. 4d und Ergänzungstabelle 3, alle P <0, 01).

Das Risiko war bei Pollen höher als bei Nektar (Abb. 5a; T = –10,66, df = 93,9, P < 0,01), und die Pestizidzusammensetzung unterschied sich zwischen diesen Probenmaterialien, ohne Berücksichtigung der Annahmen über die Aufnahme von Rückständen, beispielsweise durch Verzehr (Ergänzende Abbildung 3, PERMANOVA F1, 49 = 2,42, P = 0,04). Wir fanden heraus, dass das pollenbasierte Risiko mit dem nektarbasierten Risiko zusammenhängt (Abb. 5b; R2m = 0,10, T = 2,15, df = 53,99, P = 0,04).

a: Die Ergebnisse zeigen, dass das Pestizidrisiko bei Pollen größer war als bei Nektar, das Risiko korrelierte jedoch zwischen den Probenmaterialien. Wie in Abb. 4b sind die Punkte in a nach ihrem jeweiligen MCR skaliert, wobei ein kleinerer Punkt anzeigt, dass eine einzelne Verbindung das Risiko einer Pestizidmischung dominiert. Die umrandeten Quadrate (a) zeigen das mittlere logarithmische Transformationsrisiko (Nektar n = 70 und Pollen n = 61). Vorhersagen und 95 %-Konfidenzintervalle (a,b) stammen aus linearen Mixed-Effects-Modellen mit transformiertem Risikoprotokoll. b: Wir analysierten die Daten erneut, wobei der linke Ausreißer entfernt wurde. Die Ergebnisse waren qualitativ unverändert und die Modellanpassung verbesserte sich.

Die Pestizidexposition von Bienen ergibt sich aus ihrer Aktivität, die sich mit dem Einsatz von Pestiziden überschneidet12. Daher werden die Pestizidexposition und das damit verbundene Risiko (additive toxizitätsgewichtete Konzentrationen) für Bienen wahrscheinlich durch ihre lebensgeschichtlichen Merkmale37 beeinflusst, insbesondere durch ihre Nahrungsgewohnheiten23,26,38 sowie durch Landnutzungs- und Pestizidnutzungsmuster, insbesondere bei Bienen. attraktive Ernten39,40. Unter Verwendung eines ökologischen Ansatzes zum Pestizidrisiko haben wir herausgefunden, dass Extensivfresser (A. mellifera) unabhängig vom Anteil der landwirtschaftlichen Nutzfläche in der Landschaft dem größten Risiko ausgesetzt sind. Obwohl das Risiko zwischen den Bienenarten korrelierte, waren sowohl begrenzte Sammler (O. bicornis) als auch fortgeschrittene Sammler (B. terrestris) in Landschaften mit weniger landwirtschaftlicher Nutzfläche einem geringeren Risiko ausgesetzt als ausgedehnte Sammler (A. mellifera). Darüber hinaus korrelierte das Risiko zwischen den Probenmaterialien und war bei Pollen am größten. Folglich kann der von A. mellifera gesammelte Pollen im Vergleich zu Nektar und Pollen, die von anderen Bienenarten gesammelt wurden, unabhängig vom Landschaftskontext das Pestizidrisiko für Bienen vorsichtig vorhersagen, ohne die Rückstandsaufnahme zu berücksichtigen. Daher könnte der von A. mellifera gesammelte, auf Pollen basierende Pestizid-Risikoindikator eine vielversprechende Messgröße für die Überwachung von Pestiziden nach der Zulassung in terrestrischen Systemen sein, was allgemein von Referenz vorgeschlagen wird. 41 und mit Parallelen in aquatischen Systemen42.

Agrarlandschaften setzen A. mellifera mehreren Pestiziden aus15,27,32,43,44,45. Allerdings wissen wir weniger über das daraus resultierende Pestizidrisiko, insbesondere zwischen Bienenarten und in unterschiedlichen Landschaftskontexten (siehe aber Lit. 22,26,46,47). Wir fanden heraus, dass eine Erhöhung des Anteils landwirtschaftlicher Nutzfläche das Risiko für B. terrestris und O. bicornis erhöhte, nicht jedoch für A. mellifera. Wir vermuten, dass diese landschaftsabhängigen Risikounterschiede auf artspezifische Aktivitätsmuster zurückzuführen sind23,38. Die unterschiedliche Verwendung von Pflanzenpollen zwischen den drei Arten unterstützt dies in gewisser Weise: einheitliche Sammlung durch A. mellifera und B. terrestris im Vergleich zu zunehmender Sammlung durch O. bicornis mit einem zunehmenden Anteil landwirtschaftlicher Nutzfläche, was mit den Ergebnissen bei Äpfeln für A. mellifera32 und O. übereinstimmt. Cornifrons28. Folglich scheinen Massenblühpflanzen in landwirtschaftlichen Landschaften eine vorherrschende Nahrungsquelle für A. mellifera zu sein32,38,40,45. Im Gegensatz dazu bevorzugt O. bicornis trotz des Zugangs zu massenblühenden Pflanzen, sofern verfügbar, nicht-angebaute, überwiegend holzige Pollenressourcen48,49. Diese unterschiedlichen Präferenzen für Pflanzenpollen werden dadurch belegt, dass andere festgestellt haben, dass die Sammlung zentraler Pflanzenpollen bei A. mellifera (Apfel32) und B. impatiens (Heidelbeere27), nicht aber bei O. bicornis (Ölsaat) positiv mit dem Anteil dieser Kulturpflanze in der Landschaft korreliert Vergewaltigung31,48). Daher ist die Prävalenz von A. mellifera in Massenblüherkulturen wahrscheinlich auf verschiedene Futtermerkmale (z. B. große Koloniegröße und fortgeschrittene Kommunikation) und Futterpräferenzen zurückzuführen. In intensiv bewirtschafteten Agrarlandschaften mit wenigen naturnahen Lebensräumen und hohem Pestizideinsatz ist es immer wahrscheinlicher, dass O. bicornis in weniger bevorzugten Massenblütenpflanzen und naturnahen Lebensräumen neben Ackerland sucht31 und dadurch ihre Pestizidbelastung und ihr Pestizidrisiko erhöht. Folglich könnten Populationen von O. bicornis und ähnlichen, begrenzten Sammlern überproportional von der Intensivierung der Landwirtschaft betroffen sein, da ihre Merkmale die kombinierten Auswirkungen von Lebensraumverlust und erhöhter Pestizidexposition verstärken26. Unsere Verwendung von O. bicornis als Wächter ermöglichte es uns, die Exposition und das Risiko eines begrenzten Sammlers in Landschaften abzuschätzen, in denen sie möglicherweise nicht natürlich vorkommen, was in Kombination mit der relativ allgemeinen Ernährung von Osmia spp.26,48,50 bedeutet, dass unsere Bei den Einzelbienenarten handelt es sich bei den Schätzungen für begrenzte Sammelbienen wahrscheinlich um Vorsichtsmaßnahmen.

Die Schwerpunktkultur (Raps, Apfel oder Klee) war ein wichtiger Faktor für die pollenbedingte Exposition und das Risiko für alle Bienenarten, unabhängig vom Anteil der landwirtschaftlich genutzten Fläche. Beispielsweise waren alle Bienenarten an Apfelstandorten am stärksten exponiert und gefährdet, gefolgt von Raps- und Kleestandorten. Diese Ergebnisse spiegeln die zugelassene Anzahl an Wirkstoffen in Pflanzenschutzmitteln wider, die für den Einsatz in den drei Schwerpunktkulturen empfohlen werden, wobei die meisten im Apfel und die wenigsten in Klee vorkommen. Apfel- und andere Obstkulturen weisen im Allgemeinen einen höheren Pestizideinsatz51 und eine daraus resultierende Bienenexposition auf als einjährige Ackerkulturen oder Dauergrünland15. Wir fanden auch heraus, dass die Zusammensetzung der Pestizide im Pollen zwischen den drei Kulturpflanzen unterschiedlich war, und identifizierten Schädlingsbekämpfungsstrategien für bestimmte Kulturpflanzen und sogar bestimmte Verbindungen als Determinanten der Exposition und des Risikos auf Landschaftsebene. Das Risiko von Pollenpestiziden war bei allen drei untersuchten Kulturen während der Blüte der Kulturpflanzen größer als nach der Blüte. Es korrelierte jedoch weder mit der Pollensammlung in der Landwirtschaft noch mit der Sammlung von Pollen in Brennanbaugebieten, was möglicherweise darauf hindeutet, dass die behandelte Kulturpflanze und die damit verbundenen Blütenpflanzen, die von der Abdrift betroffen waren, Quellen der Pestizidexposition waren20,22,26,27. Wir konzentrierten uns auf räumlich und zeitlich übereinstimmende Pollen- und Nektarproben von A. mellifera und B. terrestris und stellten fest, dass die Exposition und das Risiko bei Pollen höher waren als bei Nektar, obwohl dies nicht die ungleiche Aufnahme von Rückständen durch Bienen, beispielsweise durch den Verzehr, erklärt zwischen Pollen und Nektar33. Dennoch stellten wir fest, dass das Risiko, nicht aber die Exposition, positiv zwischen Pollen und Nektar korrelierte; Somit kann Pollen ein vorsorgliches Material zur Abschätzung des Pestizidrisikos von Bienen und allgemeiner der Pestizidkontamination terrestrischer Umwelten sein34,52.

Die Zusammensetzung der Pollen-Pestizid-Mischung unterschied sich am stärksten zwischen A. mellifera und O. bicornis, während es bei B. terrestris zu Überschneidungen bei beiden kam. Die drei Arten teilten zwei der riskantesten Verbindungen, Indoxacarb und Acetamiprid, während die folgenden riskantesten Verbindungen für jede Art einzigartig waren: Thiacloprid für A. mellifera, Tebuconazol für B. terrestris und Imidacloprid für O. bicornis. Dennoch korrelierte das Risiko positiv zwischen den drei Arten, was darauf hindeutet, dass Risikoschätzungen für eine Art bis zu einem gewissen Grad Aufschluss über das Risiko für andere Bienenarten geben können. Die im Allgemeinen niedrigen MCR-Werte (Maximum Cumulative Ratio) deuten darauf hin, dass das Pestizidmischungsrisiko, unabhängig von der Bienenart und der Schwerpunktkultur, durch eine oder mehrere Hochrisikoverbindungen bestimmt wurde (ähnlich wie in Lit. 53). Bei den hochriskanten Verbindungen handelte es sich hauptsächlich um Neonicotinoid-Insektizide (Acetamiprid, Imidacloprid und Thiacloprid), die früher als hochriskant für Bienen eingestuft wurden33,54, aber die riskanteste Verbindung war Indoxacarb, ein Oxadiazin-Insektizid. Eine geringere Exposition gegenüber diesen hochriskanten Verbindungen würde das Risiko für die drei Bienenarten erheblich verringern. In der EU sind Pestizidbeschränkungen (Imidacloprid 2018, Thiacloprid 2021 und Indoxacarb 2022) regulatorische Schritte in diese Richtung55,56,57, selbst wenn Rückstände bestehen bleiben (wie Imidacloprid in unserer Studie58) oder neue Verbindungen mit ähnlichen Risikoprofilen auf den Markt kommen Zukunft59,60.

Die Risikobewertung von Pestiziden konzentriert sich hauptsächlich auf A. mellifera, teilweise aufgrund seines wirtschaftlichen Werts, der einfachen Handhabung und eines besseren Verständnisses der Biologie der Art61,62,63. Die Risikobewertung wird jedoch immer ganzheitlicher36, mit einem größeren Schwerpunkt auf Nicht-Apis-Arten64 in Anerkennung der Wildbienenvielfalt und ihres Beitrags zur Bestäubungsleistung65. Diese Änderung erfordert jedoch ein besseres Verständnis darüber, wie das Pestizidrisiko je nach Bienenart und Landschaftskontext variiert. Wir fanden heraus, dass das geschätzte Pestizidrisiko des von A. mellifera gesammelten Pollens im Allgemeinen höher oder ähnlich wie bei B. terrestris und O. bicornis war, insbesondere in Landschaften mit weniger landwirtschaftlicher Nutzfläche. Während Bienenmerkmale die Pestizidexposition und das Pestizidrisiko regulieren, besteht die Möglichkeit, das Risiko zwischen Bienenarten und Expositionsquellen zu extrapolieren, wobei höhere und damit vorsorgliche Risikoschätzungen auf der Grundlage von mit A. mellifera gesammeltem Pollen erfolgen. Die Pestizidexposition und unser ökologischer Indikator für das Pestizidrisiko berücksichtigen jedoch nicht die artspezifischen Prozesse, die über die Schnittstelle zwischen Pestizideinsatz und Bienenaktivität hinausgehen, wie z. B. der Verzehr im Nest oder indirekte Effekte, die die Fitness der Bienen beeinträchtigen könnten – wichtige Überlegungen beim Umzug von der Exposition bis zur Wirkung bei der Umweltrisikobewertung63.

Mithilfe unseres merkmalsbasierten Ansatzes kommen wir zu dem Schluss, dass der Landschaftskontext das Pestizidrisiko verändert, jedoch nur für begrenzte und mittlere Sammler (hier O. bicornis bzw. B. terrestris). Diese Ergebnisse unterstreichen das Potenzial naturnaher Lebensräume, pestizidbedingte Risiken für Wildbienen abzufedern26,46,66. Wir kommen auch zu dem Schluss, dass mit A. mellifera gesammelter Pollen das Risiko von Umweltpestiziden für andere Arten vorhersagen kann und vorsorglich ist, insbesondere in weniger landwirtschaftlich geprägten Landschaften. Wir schlagen daher vor, dass ein auf Pollen von A. mellifera gesammelter Pestizid-Risikoindikator eine vielversprechende Messgröße für die Überwachung von Pestiziden nach der Zulassung in terrestrischen Systemen ist (vergleiche Lit. 41). Es bleiben jedoch Fragen offen, wie sich diese Exposition auf Einzelpersonen und letztendlich auf Bienenpopulationen auswirkt – Aufgaben für eine ganzheitlichere und realistischere Umweltrisikobewertung, die darauf abzielt, die Exposition gegenüber Pestizidmischungen und Risiken innerhalb der vielfältigen Bienengemeinschaft zu erfassen67.

Wir konzentrierten uns auf 24 Standorte auf drei blühende Kulturpflanzen, die Bienen anlocken: Raps (8 Standorte), Apfel (8 Standorte) und Rotklee für die Saatgutproduktion (8 Standorte) in Südschweden (Abb. 2). Diese Pflanzen blühen nacheinander: Raps im April–Mai, Apfel im Mai–Juni und Rotklee im Juni–August (Abb. 2c). Sie werden von verschiedenen Schädlingen befallen und verfügen daher über unterschiedliche Schädlingsbekämpfungsstrategien. Die nationalen Schädlingsbekämpfungsempfehlungen für 2019 umfassten 26 Wirkstoffe in Raps, 32 in Äpfeln und 14 in Kleesamen sowie Akarizid- (2 Wirkstoffe), Fungizid- (20), Herbizid- (20) und Insektizid- (13) Produkte (Ergänzungstabelle). 1). Wir wählten Standorte auf der Grundlage ihres umliegenden Anteils an landwirtschaftlicher Fläche (2 km Radius) aus, um ein gleichmäßiges Gefälle (für jede Kulturart) der landwirtschaftlichen Fläche und damit den erwarteten Pestizideinsatz sicherzustellen15,16,68. Der durchschnittliche (± SD) Anteil der landwirtschaftlichen Fläche betrug 74 ± 24 % (Bereich 29–95 %) für Raps, 52 ± 29 % (6–85 %) für Apfel und 66 ± 20 % (44–93 %). Kleeblatt. Alle Standorte waren >6 km voneinander entfernt, mit Ausnahme von zwei Kleestandorten, die 2 km voneinander entfernt waren. Südschweden zeichnet sich durch eine jährliche Pflanzenproduktion und einen landesweit hohen Pestizideinsatz aus69. Die Landwirte bewirtschafteten ihre Kulturen konventionell, mit Ausnahme eines Feldes jeder Schwerpunktkultur, das biologisch bewirtschaftet wurde.

Im Jahr 2019 platzierten wir zu Beginn der Blüte Wächterbienen auf Schwerpunktfeldern und ließen sie ohne zusätzliche Nahrung frei nach Futter suchen. Auf jedem Feld platzierten wir: (1) zwei oder drei landesweit produzierte, standardisierte und konventionell verwaltete A. mellifera-Kolonien, (2) sechs kommerzielle B. terrestris-Kolonien (Biobest Biological Systems) in zwei großen belüfteten Holzkisten und (3) drei einzelne Bienenfallennesteinheiten (an den Raps- und Apfelstandorten), jeweils mit 50 männlichen und 50 weiblichen O. bicornis-Kokons (Wildbiene & Partner) besät (ergänzende Methoden). Wir haben O. bicornis nicht in Kleefeldern platziert, da sich ihre Phänologien nicht überschneiden (Abb. 2c).

Wir sammelten Pollen von (1) A. mellifera mithilfe von Pollenfallen, die 24 Stunden lang an zwei Bienenstöcken angebracht waren, (2) von B. terrestris, indem wir Sammler (ca. 20 in allen sechs Kolonien) einfingen und sie auf Trockeneis töteten, als sie in ihre Kolonien zurückkehrten und (3) mehrere O. bicornis-Brutzellenpollen, die von Weibchen in der zweiten Hälfte der Blütezeit gesammelt wurden. Wir haben in zwei Probenahmeintervallen Pollen von A. mellifera und B. terrestris gesammelt, die (1) mit dem Höhepunkt der Pflanzenblüte und (2) nach der Pflanzenblüte zusammenfielen und für O. bicornis nur am Ende der Pflanzenblüte (gleichmäßig aus allen). verfügbaren Pollen). Insgesamt haben wir 48 Proben (595 g) des von A. mellifera gesammelten Pollens, 44 Proben (11 g) des von B. terrestris gesammelten Pollens und 16 Proben (70 g) des von O. bicornis gesammelten Pollens gesammelt. Während und nach der Blüte wurden Proben sowohl für A. mellifera als auch für B. terrestris gepoolt, was zu 24 Proben von A. mellifera-gesammeltem Pollen, 22 Proben von B. terrestris-gesammeltem Pollen (alle Kolonien starben an zwei Standorten) und 16 Proben führte von O. bicornis gesammelten Pollen. Wir haben den Pollen von O. bicornis während der Blütezeit nicht gebündelt, da diese Art in unserem Namen bereits Pollenvorräte gesammelt hat.

Um die Rückstände zwischen Nektar und Pollen zu vergleichen, haben wir 1–2, 4–6 und 12–16 Tage später weitere zurückkehrende Sammler von A. mellifera (n ≈ 100 Individuen pro Probe) und B. terrestris (n ≈ 20 Individuen pro Probe) beprobt eine bekannte Pestizidanwendung an vier Raps-, zwei Apfel- und sieben Kleestandorten (Ergänzungstabelle 4). Von diesen Sammlern wurden korbikulärer Pollen- und Nektarmageninhalt gesammelt, um gepaarte Pollen- und Nektarproben für jeden Ort und jeden Sammelzeitpunkt zu produzieren (n = 54).

Wir haben Pollen- und Bienenproben vor der Nektarextraktion bei –20 °C eingefroren, bevor wir auf 120 Pestizidverbindungen untersucht haben, die im schwedischen nationalen Überwachungssystem enthalten sind (Ergänzungstabelle 5), und dabei die im Labor für organische Umweltchemie (SLU) festgelegten Protokolle befolgt haben (Ergänzungserklärung). Methoden).

Ein Teil jeder Pollenprobe wurde analysiert, um die Pollennutzung der drei Bienenarten an jedem Standort zu bestimmen. Zuerst sammelten wir Pollenproben pro Standort, Bienenart und Blütezeit in einem 5-ml-Röhrchen und schüttelten sie in 5 ml 70 %igem Ethanol, bevor wir 2 μl der Pollensuspension auf einen mit Fuchsin-Gel gefärbten und unter einem Deckglas fixierten Objektträger pipettierten . Als nächstes identifizierten wir (unter Verwendung einer Pollen-Referenzbibliothek am Department of Biology (Lund) und Ref. 70) und zählten >400 Pollenkörner pro Objektträger (7–20 Reihen, 163 μm breit über dem Objektträger) unter Verwendung einer 400-fachen Vergrößerung. Auf dieser Grundlage quantifizierten wir die proportionale Nutzung aller landwirtschaftlichen Pollen und Pollen von Brennfrüchten durch Bienen und kategorisierten letztere in eine Brassicacae-Gruppe (einschließlich Raps; Brassica napus), eine Malus-Gruppe (einschließlich Apfel; Malus Domestica) und Trifolium pratense-Gruppe (einschließlich Rotklee; T. pratense) (Ergänzungstabelle 6).

Wir haben die Landschaft rund um unsere Standorte auf mehreren räumlichen Maßstäben (1.000, 1.500 und 2.000 m, entsprechend der durchschnittlichen Nahrungsaufnahmekapazität von Bienen (Abb. 1a)) auf der Grundlage der vom schwedischen Landwirtschaftsamt bereitgestellten IACS Spatial Data Layer analysiert. Wir haben die Landbedeckungskategorien in zwei Gruppen eingeteilt: landwirtschaftliche Flächen (alle Arten der landwirtschaftlichen Nutzung, wie einjährige Nutzpflanzen, Obstgärten, Heuwiesen und naturnahe Wiesen) und nichtlandwirtschaftliche Flächen (einschließlich Wälder, städtische Gebiete und Gewässer). Diese Unterscheidung ist darauf zurückzuführen, dass unser Fokus auf der Pestizidexposition und dem Risiko für Bienen durch den Pestizideinsatz in der Landwirtschaft lag und die Pestizidexposition von Bienen in ländlichen Gebieten höher ist als in städtischen Gebieten22. Außerdem haben wir den Anteil des Brenngutes an den Radien und die durchschnittliche Feldgröße berechnet. Wir haben bestätigt, dass der Anteil der landwirtschaftlichen Nutzfläche über die drei räumlichen Skalen für jeden Kulturtyp hinweg konsistent (ergänzende Abbildung 8) und korreliert (ergänzende Abbildung 9) ist, und haben daher in allen folgenden Schritten die Landschaftsinformationen auf der größten Skala (2.000 m) verwendet Analysen.

Wir verwenden toxizitätsgewichtete Konzentrationen (TWC) als Grundlage für die Angabe des Pestizidrisikos für Bienen26, wobei der TWC jeder Verbindung (TWCi) das Verhältnis zwischen der Konzentration (ci) einer nachgewiesenen Verbindung in von Bienen gesammelten Pollen oder Nektar und ihrer Konzentration ist jeweiliger Endpunkt der akuten Toxizität (LD50i – die Dosis, die erforderlich ist, um in der Testpopulation eine Mortalität von 50 % zu verursachen)71. Dann haben wir nach einem Konzentrationsadditionsansatz – dem empfohlenen Standard für die Bewertung des Umweltrisikos von Gemischen72 (auch wenn einige Verbindungsklassen synergistisch wirken können73) – TWCs summiert, um die additive toxizitätsgewichtete Konzentration aller Verbindungen innerhalb einer Probe pro Standort und Bienenart zu berechnen ( TWCmix):

Von nun an bezeichnen wir diese Kennzahl, einen Indikator für das pestizidbedingte Risiko, als „Risiko“.

Wir haben den akuten oralen und Kontakt-LD50-Wert (Ref. 71) jeder Verbindung gemittelt, um einen Gesamtindikator für die Toxizität zu erhalten, der widerspiegelt, wie Bienen in der Landschaft mit Pestiziden in Kontakt kommen und welche Wege sie mehreren Expositionen ausgesetzt sind37. Wir haben LD50 für erwachsene A. mellifera verwendet, da unvollständige Toxizitätsdaten für andere Bienenarten und Lebensstadien vorliegen und, sofern Daten vorhanden sind, LD50 für andere Bienenarten mit dem entsprechenden LD50 von A. mellifera korreliert (Ref. 53,74). Darüber hinaus trennen wir durch die Verwendung des gleichen LD50-Werts für alle Bienenarten die Ökologie der Bienen von der Toxikologie, um relative Unterschiede in den Aktivitätsmustern von Bienen im Zusammenhang mit dem Pestizideinsatz zu untersuchen. Schließlich haben wir die getestete Dosis für LD50 verwendet, die auf Grenzwerttests71 basiert (wird verwendet, wenn von einer Verbindung eine geringe Toxizität erwartet wird oder Probleme mit der Löslichkeit bestehen75), wodurch die Toxizität einer Verbindung überbewertet werden kann. Drei dieser Verbindungen rangierten hinsichtlich des verbindungsspezifischen Risikos aufgrund ihrer hohen Konzentrationen und Nachweishäufigkeit und nicht aufgrund ihrer Toxizität an erster Stelle (Tabelle 1).

Mithilfe eines MCR76 haben wir auch den Faktor berechnet, um den das Mischungsrisiko (TWCmix) größer war als die zusammengesetzte riskanteste Verbindung (max(TWCi)). Somit weist ein MCR nahe eins darauf hin, dass eine einzelne Verbindung das Risiko dominiert. Die MCR variierte nicht zwischen Bienenarten oder Schwerpunktkulturen (ergänzende Abbildung 1).

Schließlich haben wir auch das verbindungsspezifische Risiko berechnet (Tabelle 1 und Ergänzungstabelle 2), um Hochrisikoverbindungen zu identifizieren, indem wir TWCi mit seiner bienenspezifischen Erkennungshäufigkeit multipliziert haben .

Wir führten vier Primäranalysen durch, um das Risiko landwirtschaftlicher Pestizide für Bienenarten zu verstehen, gefolgt von unterstützenden multivariaten Analysen der Zusammensetzung der Verbindungen. Wir führten Analysen und Datenvisualisierungen mit R v.4.1.1 durch, konstruierten lineare Mixed-Effects-Modelle (LMMs) mit dem lme4-Paket77 und analysierten die Zusammensetzung der Verbindungen mit dem veganen Paket78. Für die Primäranalysen wurden die Risikodaten logarithmisch transformiert und der Anteil des Pflanzenpollens logittransformiert, um die Annahmen der Normalität und Homogenität der Varianz zu erfüllen. Nachdem wir signifikante Haupteffekte festgestellt hatten, untersuchten wir die Signifikanz und den Unterschied der einzelnen Faktorniveaus durch paarweise Vergleiche der geschätzten Randmittelwerte unter Verwendung der Tukey-Methode mit dem Emmeans-Paket79. Abschließend haben wir Modelle auf Überdispersion untersucht und Residuen auf Normalität und Homoskedastizität überprüft, indem wir Diagnosefunktionen im Leistungspaket80 verwendet haben. Wir geben marginale R2-Werte an, die nach den Methoden von Ref. berechnet wurden. 81.

Wir haben LMMs verwendet, um (1) das Risiko durch Pollen und (2) die Verwendung landwirtschaftlicher Pollen zu untersuchen, wobei die Schwerpunktkulturen und Bienenarten mit dem Anteil der landwirtschaftlichen Fläche als feste Effekte und dem Standort als zufälligem Abschnitt interagieren. Wir haben für beide Analysen eine Interaktion zwischen Bienenart und Nutzpflanze einbezogen, diese war jedoch nicht signifikant und wurde daher entfernt. Darüber hinaus haben wir ein ähnliches Modell verwendet, das die Schwerpunktkultur, die Interaktion zwischen Bienenarten und den Standort als zufälligen Schnittpunkt umfasst, um den Pollen der Schwerpunktfrucht mit dem Anteil dieser Schwerpunktfrucht in der Landschaft in Beziehung zu setzen.

Wir haben getestet, ob das Risiko zwischen den verschiedenen Probenahmerunden variiert, indem wir ein LMM verwendet haben, bei dem die Stichprobenrunde, Schwerpunktkulturen und Bienenarten als feste Effekte und der Standort als zufälliger Schnittpunkt berücksichtigt wurden. Abschließend haben wir getestet, ob das Risiko mit dem Anteil der Pollen der Fokuskultur, der Bienenart und der Fokuskultur zusammenhängt, wobei Pollen der Fokuskultur mit Bienenarten als feste Effekte und der Standort als zufälliger Schnittpunkt interagieren.

Wir untersuchten Risikobeziehungen zwischen der ortsspezifischen Pollensammlung von Bienenarten mithilfe von drei linearen Modellen, eines für jede Art. Wir haben die verbleibenden Bienenarten und die Schwerpunktfrucht als feste Effekte einbezogen; Allerdings war der Fokusausschnitt in allen Modellen nicht signifikant (P > 0,05).

Wir haben Daten aus den gepaarten Pollen-Nektar-Sammlungen verwendet, um einen Risikounterschied zwischen Probenmaterialien (Pollen und Nektar) zu testen. Dabei haben wir LMMs mit Probenmaterial, Schwerpunktkulturen und Bienenarten als feste Effekte und in der Stätte verschachtelte Probenahmerunden als feste Effekte verwendet zufälliger Abfang. Darüber hinaus untersuchten wir Risikobeziehungen zwischen Probenmaterialsammlungen, indem wir ein LMM verwendeten, bei dem das Nektarrisiko als Antwortvariable und das Pollenrisiko, Schwerpunktkulturen und Bienenarten als feste Effekte sowie eine am Standort verschachtelte Probenahmerunde als zufälliger Abschnitt angegeben wurden.

Wir haben PERMANOVA verwendet, um die Zusammensetzung von Verbindungen zwischen Schwerpunktkulturen und Bienenarten zu vergleichen, indem wir einen Bray-Curtis-Unähnlichkeitsindex verwendet haben, der auf einer Hellinger-standardisierten Community-Matrix von Risikowerten unter Verwendung der adonis2()-Funktion in Vegan basiert. Wir verwendeten nichtmetrische mehrdimensionale Skalierung (NMDS), um verschiedene Verbindungscluster zu visualisieren. Wir haben mit der Funktion betadisper() in Vegan auf Unterschiede in der Streuung zwischen Schwerpunktkulturen oder Bienenarten getestet. Wir haben keine Unterschiede in der Verteilung der Verbindungen zwischen den Kulturpflanzen festgestellt. Wir fanden jedoch eine unterschiedliche Verteilung der Verbindungen zwischen den Bienenarten (P = 0,03); Daher sollten wir diese Unterschiede in der Gemeinschaft mit Vorsicht interpretieren.

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

Daten verfügbar über Figshare https://doi.org/10.6084/m9.figshare.20390751.

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Referenzen herunterladen

Wir danken den Landwirten und Grundbesitzern für den Zugang zu ihrem Land, den Imkern für das Bienenvolkmanagement, A. Bates, O. Ronsevych, G. Svensson, ET Talavan und T. Krausl für die Probenentnahme und -handhabung, M. Karlsson für die Pollenidentifizierung und D . Sponsler und C. Stuligross für ihr konstruktives und zum Nachdenken anregendes Feedback zum Manuskript. Diese Forschung wurde vom schwedischen Forschungsrat Formas (2018-02283 (MR und OJ)), 2018-01020 (MR und JRdM)), dem strategischen Forschungsbereich BECC (Biodiversity and Ecosystem Services in a Changing Climate; 2016/1873) unterstützt. MR)) und das European Union Horizon 2020 PoshBee (Pan-European Assessment, Monitoring and Mitigation of Stressors on the Health of Bees; 773921 (JRdM)).

Open-Access-Finanzierung durch die Universität Lund.

Jessica L. Knapp

Derzeitige Adresse: Department of Botany, Trinity College Dublin, Dublin, Irland

Fachbereich Biologie, Universität Lund, Lund, Schweden

Jessica L. Knapp, Charlie C. Nicholson und Maj Rundlöf

Abteilung für Wasserwissenschaften und -bewertung, SLU-Zentrum für Pestizide in der Umwelt, Schwedische Universität für Agrarwissenschaften, Uppsala, Schweden

Ove Jonsson

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

Joachim R. de Miranda

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JLK leistete wesentliche Beiträge zur Konzeption, Erfassung und Interpretation von Daten und verfasste den Artikel. CCN leistete wesentliche Beiträge zur Konzeption, Analyse und Interpretation von Daten und verfasste den Artikel. OJ war an der Beschaffung von Finanzmitteln sowie an der Beschaffung, Analyse und Interpretation von Daten beteiligt. JRdM half bei der Beschaffung von Finanzmitteln und Daten. MR trug zur Beschaffung von Fördermitteln bei, leistete wesentliche Beiträge zur Konzeption und Gestaltung, zur Erfassung und Interpretation von Daten und verfasste den Artikel. Alle Autoren überarbeiteten das Papier kritisch hinsichtlich wichtiger intellektueller Inhalte.

Korrespondenz mit Jessica L. Knapp oder Maj Rundlöf.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Nature Ecology & Evolution dankt Ben Woodcock und den anderen, anonymen Gutachtern für ihren Beitrag zum Peer-Review dieser Arbeit. Peer-Reviewer-Berichte sind verfügbar.

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

Ergänzende Methoden, Ergebnisse, Abbildungen. 1–9 und Tabellen 1, 3, 4 und 6.

In der Ergänzungstabelle 2 sind alle nachgewiesenen Verbindungen, ihre Häufigkeit, die mittlere LD50 und das damit verbundene Risiko aufgeführt. In der Ergänzungstabelle 5 sind alle untersuchten Verbindungen und die geschätzten Nachweisgrenzen (LODs) aufgeführt.

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

Nachdrucke und Genehmigungen

Knapp, JL, Nicholson, CC, Jonsson, O. et al. Ökologische Merkmale interagieren mit dem Landschaftskontext, um das Pestizidrisiko der Bienen zu bestimmen. Nat Ecol Evol 7, 547–556 (2023). https://doi.org/10.1038/s41559-023-01990-5

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Eingegangen: 28. April 2022

Angenommen: 22. Dezember 2022

Veröffentlicht: 27. Februar 2023

Ausgabedatum: April 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41559-023-01990-5

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Natur, Ökologie und Evolution (2023)