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5.6: Stickstoff und Nährstoffe - Geowissenschaften

5.6: Stickstoff und Nährstoffe - Geowissenschaften


Stickstoff ist das am häufigsten vorkommende Gas in der Atmosphäre und löst sich wie die anderen atmosphärischen Gase in den Oberflächenschichten des Ozeans auf. Die meisten Meeresorganismen können jedoch gelösten Stickstoff in der Form, in der er in der Luft vorliegt (N2), muss also erst in andere stickstoffhaltige Produkte umgewandelt werden. Diese Umwandlungen werden von Meeresbakterien vorgenommen, die das gelöste N . aufnehmen2 und wandeln es in Ammonium (NH4+), Nitrit (NO22-) oder Nitrat (NO3). Nitrat ist die wichtigste stickstoffhaltige Verbindung, die von Primärproduzenten im Ozean verwendet wird; es ist ein Hauptfach Nährstoff für die Photosynthese benötigt. Sie sind im Allgemeinen in geringen Mengen in den Ozeanen zu finden, da sie von den Primärproduzenten schnell verbraucht werden.

Da Nitrat einer der wichtigsten Nährstoffe ist, konzentrieren wir uns vorerst nur auf Nitrat, wenn wir die allgemeinen Nährstoffmuster im Ozean diskutieren. Andere wichtige Nährstoffe wie Phosphat und Kieselsäure zeigen ähnliche Muster wie Nitrat und werden im Abschnitt zur Primärproduktion (Kapitel 7) diskutiert.

Ein repräsentatives Nährstoffprofil (Nitrat) ist unten dargestellt (Abbildung (PageIndex{1})). An der Oberfläche sind die Nährstoffkonzentrationen gering, da dort die Primärproduzenten angesiedelt sind; die Nährstoffe werden schnell verbraucht und können sich nicht ansammeln. Die Nährstoffgehalte steigen in der Tiefe, da sie von den Produzenten nicht mehr verbraucht werden und durch den Abbau von organischem Material durch Bakterien regeneriert werden.

Vergleiche der Profile von Nährstoffen und gelöstem Sauerstoff zwischen dem Pazifik und dem Atlantik zeigen einige interessante Unterschiede (Abbildung (PageIndex{2})). Im Allgemeinen hat der Atlantik mehr gelösten Sauerstoff, aber niedrigere Nährstoffkonzentrationen als der Pazifik. Im Nordatlantik bilden sich sehr kalte und dichte Wassermassen, sodass das Wasser zu Boden sinkt. Dieses Wasser wird dann die nächsten tausend Jahre oder länger damit verbringen, sich entlang des Meeresbodens vom Atlantik über den Indischen Ozean und schließlich in den Pazifischen Ozean zu bewegen (siehe Abschnitt 9.8). Dieses Wasser ist zunächst sauerstoffreiches Oberflächenwasser und bringt beim Absinken Sauerstoff in den tiefen Meeresboden. Wenn sich das Bodenwasser durch die Ozeanbecken bewegt, wird Sauerstoff durch Atmung und Zersetzung entfernt, und als es im Pazifik ankommt, ist ihm ein Großteil seines Sauerstoffs entzogen. Gleichzeitig fügt die Zersetzung sinkender organischer Stoffe dem Tiefenwasser Nährstoffe hinzu, während es sich durch die Ozeane bewegt, so dass sich Nährstoffe ansammeln und das pazifische Wasser nährstoffreich wird. Ein Vergleich der Verhältnisse von Sauerstoff zu Nährstoffen im Tiefenwasser kann daher einen Hinweis auf das Alter des Wassers geben, also wie viel Zeit vergangen ist, seit es erstmals im Nordatlantik von der Oberfläche abgesunken ist. Wasser mit hohem Sauerstoff- und Nährstoffgehalt ist relativ jung, während älteres Wasser weniger Sauerstoff, aber höhere Nährstoffkonzentrationen hat.


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Kernideen

  • Die höchsten Weizenproteinertragswerte wurden mit N bei 140 kg ha –1 bei der Bestockung erzielt.
  • Das Verzögern von N bis zum Flag Leaf führte zu niedrigeren Proteinausbeuten.
  • Es wurde eine positive Linerkorrelation zwischen Ertrag und Getreideprotein beobachtet.
  • Die Stickstoffnutzungseffizienz war am höchsten, wenn N beim Bestocken und Verfugen aufgebracht wurde.
  • Stickstoff-Antwort-Versuche und historische Erträge schätzen die N-Raten nicht genau.

Das Ziel dieser Studie war es, die Wirkung von vier N-Gehalten (ungedüngte Kontrolle, 28, 84 und 140 kg N ha −1 ) zu bewerten, die auf unversehrten, harten roten Sommerweizen im Trockenland bei der Aussaat, Verfugung und dem Wachstum der Fahnenblätter angewendet wurden Stufen.


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2.6 Stickstoffumwandlung in Böden

Stickstoff kommt in Böden in verschiedenen reaktiven Formen vor, hauptsächlich in den organischen Formen Nitrat ( NO 3 - ) und Ammonium ( NH 4 + ), die in LPJmL5.0 durch unterschiedliche Pools repräsentiert werden. Transformationen zwischen verschiedenen Formen von N im Boden werden durch Mineralisierung, Immobilisierung, Nitrifizierung und Denitrifizierung dargestellt und nacheinander simuliert. Jeder Boden- und Streupool besteht aus Kohlenstoff- und Stickstoffvorräten und die resultierenden C : N-Verhältnisse sind flexibel. Verluste aus dem Boden werden durch die durchgeführten Prozesse Nitrifikation, Auswaschung, Denitrifikation und Verflüchtigung dargestellt. Die entsprechenden Pools und Flüsse sind in Abb. 3 dargestellt und einschließlich ihrer Parametrierung (siehe Tabelle S2) in diesem Abschnitt beschrieben.

Figur 3Stickstoffumwandlungen und -verluste in Böden. Pools und Flüsse sind durch Kästchen bzw. Pfeile gekennzeichnet.

2.6.1 Mineralisierung von Stickstoff

Die Mineralisierung von N aus organischem Bodenmaterial und die Zersetzung von Streupools folgen der von Kohlenstoff, wie von Schaphoff et al. (2013) . Zunächst werden für jede Bodenschicht die Kohlenstoffflüsse aus dem Boden in die Atmosphäre berechnet und die jeweiligen N-Flüsse, die die tatsächlichen C : N-Verhältnisse des Materials widerspiegeln, auf den NH 4 + -Bodenpool der entsprechenden Bodenschicht übertragen .

Flussmittel ( F ) von Kohlenstoff und Stickstoff für langsame ( S ) und schnell ( F ) Becken ( P ) abhängig von Parametern k Boden 10 f = 0,03 , k Boden 10 s = 0,001 (pro Jahr) und R(T,m) als Funktion der Temperatur ( T ) und Bodenfeuchtigkeit ( m ) pro Bodenschicht ( l ).

Die Mineralisierung des Bodens N , N Bergmann , Boden , l , in der Bodenschicht l wird gegeben von

Während die Mineralisierungsflüsse von Kohlenstoff vollständig als CO . in die Atmosphäre gelangen2 , mineralisierter N geht in die Mineralpools, wo er einer weiteren Umwandlung unterliegt (Parton et al., 2001) .

Der Abbau von N in organischem Bodenmaterial (N decom ) besteht aus einem Mineralisierungsteil ( EINF=0,6 , dimensionslos), das NH 4 + bildet und einen Humifizierungsanteil (1−EINF) , bei dem organischer N aus dem Streupool in die Bodenpools überführt wird. Der Humifizierungsfluss wird in Flüsse zum Verlangsamen ( S ) und schnell ( F ) N Bodenpools ( P ) für die der Parameter FF=0.98 (dimensionslos) gibt den Anteil an, der zum schnellen Bodenpool geht.

wobei die jährlichen Verschiebungsraten N shift , l s , f den Eintrag organischer Substanz aus den verschiedenen PFTs in die jeweilige Schicht aufgrund von Kryo- und Bioturbation beschreiben (Schaphoff et al., 2013) .

Nettomineralisiertes Material N Miner , Wurf , l is

was N zu einem Zwischen-N-Mineralisierungspool hinzufügt

Im Gegensatz zu Parton et al. (2001), in dem 20 % dieses Pools direkt zu NO 3 - nitrifiziert werden, folgen wir Schimel und Bennett (2004) und übertragen den gesamten mineralisierten N in den NH 4 + -Pool.

2.6.2 Stickstoffimmobilisierung

Die Immobilisierung, d. h. die Umwandlung von mineralischem N zu organischem N in Böden, wird pro Bodenschicht direkt nach Boden- und Streumineralisierung bestimmt, in Anlehnung an das LM3V-Landmodell von Gerber et al. (2010) . Wenn verfügbarer mineralischer Boden-N die Immobilisierung einschränkt, wird mineralischer N zuerst in den schnellen Bodenpool und dann in den langsamen Bodenpool immobilisiert. Das immobilisierte N , N immo,l , wird berechnet nach

wo CNBoden ist das gewünschte Boden-C : N-Verhältnis von 15 (dimensionslos) für alle Bodenarten, DBoden,l ist die Bodentiefe der Schicht l in Metern, k N = 5 × 10 - 3 (g N m −3 ) ist die Halbsättigungskonzentration für die Immobilisierung in Böden (Gerber et al., 2010) und N shift , lf ist der Parameter, der die Verteilung von bestimmt die humifizierte organische Substanz im Oberboden an die verschiedenen Bodenschichten l (Schaphoff et al., 2013). Das verfügbare mineralische N in der Bodenschicht l (N Summe,l in g N m −2 ) ist die Summe aus NH 4 + und NO 3 - .

Das immobilisierte N (N immo,l ) wird dem schnellen Boden-N-Pool der Schicht . hinzugefügt l und von den NH 4 + - und NO 3 - -Pools abgezogen.

Die Immobilisierung in den Slow-Boden-N-Pool ( P Boden , l , t + 1 s ) wird entsprechend wie in Gl. (30) aber mit (1−FF) anstatt FF .

2.6.3 Nitrifikation

Stickstoffflüsse aus der Nitrifikation im Boden werden modifiziert nach Parton et al. (2001) mit der schematischen Darstellung einer Reihe von Rohrleitungen für den Hauptstrom von NH 4 + über NO 3 - nach N2 woraus N2O leckt dazwischen. Wie von Parton et al. (2001, Gl. 2) wird die Nitrifikation als fester Anteil des Mineralisierungsflusses (siehe Abschn. 2.6.1) und ein expliziter Transformationsfluss F NO 3 - von Ammonium zu Nitrat in g N m −2 d −1 berechnet, die hier beschrieben wird.

wobei NH 4 , Boden , l + die vom Modell abgeleitete Bodenammoniumkonzentration ist (g N m −2 ), Kmax ist die maximale Nitrifikationsrate von NH 4 + ( K max = 0.1 d −1 ), F1(TBoden,l) ist die Grenzfunktion für die Temperatur, und F1(Wsaß,l) die entsprechende Begrenzungsfunktion für die Wassersättigung Wsaß,l . Partonet al. (2001) zeigen Nitrifikationsraten nach Daten von Malhi und McGill (1982) in Tabelle 3 ohne Formel. Unter Verwendung dieser Daten von drei verschiedenen Standorten in den USA, Kanada und Australien haben wir eine glockenförmige Funktion für die Temperaturabhängigkeit angepasst:

wo ein=18,79 ∘ C und B=5.26 geben den Daten die beste Faust (siehe Abb. S3). Die Funktion gilt auch für negative Werte.

Die Bodenwasserantwortfunktion F1(Wsatt) wird nach Doran et al. (1988), wie in Parton et al. (1996) :

wo Wsaß,l ist der wassergefüllte Porenraum der Bodenschicht l , und Parameter einnicht zu Dnicht sind für sandige und mittlere Böden angegeben (Tabelle S2).

Diese Boden-pH-Funktion basiert auf Parton et al. (1996).

Boden-pH-Werte werden dem WISE-Datensatz (Batjes, 2000) entnommen. Ein Teil des Stickstoffs geht bei der Nitrifikation als Lachgas ( N2Ö ). Partonet al. (2001) nehmen an, dass die N2Der O-Fluss F N 2 O (in g N m −2 d −1 ) ist proportional zur Nitrifikationsrate mit

wo K2 ist der Anteil an nitrifiziertem N, der als N . verloren geht2O-Fluss ( K2= 0,02). Schließlich werden Boden-NO 3 – und NH 4 + entsprechend aktualisiert.

2.6.4 Denitrifikation

Die Reduktion von NO 3 - zu NO2 und N2 wird für jede Bodenschicht mit der Implementierung in SWIM (Krysanova und Wechsung, 2000) bestimmt.

wo F2(Wsaß,l) ist die Wasserantwortfunktion und F2(T,C) die Bodentemperatur und die Kohlenstoffreaktionsfunktion. Die Wasserantwortfunktion hängt vom wassergefüllten Porenraum ab Wsaß,l auf die folgende Weise.

Die Wasserantwortfunktion zeigt ein qualitativ ähnliches Verhalten wie Gl. (151) von SWIM unter Wahrung der Kontinuität (siehe Abb. S4). Die Parameter werden so angepasst und angepasst, dass bei voller Bodenwassersättigung der Wert nicht größer als 1 ist. Die Bodentemperatur- und Kohlenstoffreaktionsfunktion wird gemäß

wobei CDN=1,4 der Formkoeffizient ist (Arnold et al., 2012) , Corg,l ist die Summe der schnellen und langsamen C-Pools und F2(TBoden,l) ist die Reaktionsfunktion der Bodentemperatur. F2(TBoden,l) wird durch Gl. (C5) von Smith et al. (2014) , die nur für positive gilt TBoden,l . Die ursprüngliche Funktion aus dem Boden- und Wasserbewertungsinstrument (SWAT) nähert sich 1 für hohe Temperaturen, während die Funktion von Smith abnimmt, was sinnvoller erscheint. Gleichung (C5) von Smith et al. (2014) ist Comins und McMurtrie (1993) entnommen.

Bessouet al. (2010) nehmen an, dass die N2O-Fluss von NO 3 -, F N 2 O (in g N m −2 d −1 ), ist proportional zur Denitrifikationsrate D NO 3 - mit

wo Rmx=0,11 ist der Anteil an denitrifiziertem N, der als N . verloren geht2O Fluss. Dann2 Fluss F N 2 ergibt sich dann aus

Die Boden-NO 3 -Pools müssen durch den Denitrifikationsfluss reduziert werden.

2.6.5 Stickstoffauswaschung und -bewegung

Die Nitratbewegung mit Wasserflüssen wird wie in SWAT simuliert (Neitsch et al., 2002, 2005) . Nitrat wird als vollständig in Wasser gelöst angenommen und bewegt sich mit Oberflächenabfluss, Seitenabfluss und Sickerwasser. Um die mit dem Wasser aus einer Bodenschicht transportierte Nitratmenge zu berechnen, berechnen wir zunächst die Nitratkonzentration im mobilen Wasser. Diese Konzentration wird dann mit dem Volumen des Oberflächenabflusses, Seitenabflusses oder Sickerwassers zwischen Bodenschichten oder in den Grundwasserleiter multipliziert. Die Menge des ausgewaschenen Nitrats hängt von den Klima- und Bodenverhältnissen sowie von der Art und Intensität der Bodenbearbeitung (z. B. Pflanzenbedeckung, Bodenbehandlung, Düngung) ab.

Die Nitratkonzentration im mobilen Wasser conc NO 3 - , mobil , l in der Schicht l (kg N m −3 ) ist

wobei NO 3 , Boden , l - der Nitratgehalt in der Schicht ist l (gNm -2 ), wHandy, Mobiltelefon ist die Menge an beweglichem Wasser in der Schicht (mm), θ=0,4 ist der Porositätsanteil, von dem Anionen ausgeschlossen sind (0,5 in Neitsch et al., 2002), und SATl ist der gesättigte Wassergehalt der Bodenschicht (mm).

Das mobile Wasser wHandy, Mobiltelefon,l in der Schicht l ist die Wassermenge, die durch Oberflächenabfluss, seitliche Strömung und Versickerung verloren geht:

wo QSurfen ist der Oberflächenabfluss (nur in der Oberbodenschicht mm), Qlat,l ist das durch seitliche Strömung aus der Schicht abgeleitete Wasser (mm) und wprozent,l ist die Wassermenge, die an einem bestimmten Tag in die darunter liegende Bodenschicht sickert.

Schließlich wird die Nitratmenge, die mit Oberflächenabfluss NO 3 -surf und Lateralflow NO 3 -lat entfernt wird, berechnet als

für die unteren Bodenschichten, wobei β NO 3 - der Nitratperkolationskoeffizient ist. Es steuert die Menge an NO 3 -, die im Abfluss aus der Oberflächenschicht entfernt wird, relativ zur Menge, die durch Perkolation entfernt wird (Neitsch et al., 2002) . Der Wert für βNO 3 - kann im Bereich von 0,01 bis 1,0 liegen. Für β NO 3 - → 0 nähert sich die Nitratkonzentration im Abfluss 0. Für β NO 3 - = 1.0 weist der Oberflächenabfluss die gleiche Nitratkonzentration wie das Sickerwasser auf. Wir wählen für β NO 3 - einen Wert von 0,4.

Mit Versickerung NO 3 - perc in die untere Bodenschicht bewegtes Nitrat, l wird berechnet als

NO 3 -perc, l wird vom aktuellen NO 3 - in der Bodenschicht abgezogen und dem NO 3 -Pool der folgenden Bodenschicht hinzugefügt.

2.6.6 Stickstoffverflüchtigung

Die Verflüchtigung von NH 4 + wird nach Montes et al. (2009). Es wird ein konvektives Stofftransportmodell angewendet, bei dem der Fluss mit der Lufttemperatur, der Luftgeschwindigkeit über der Oberfläche und dem NH .-Wert variiert3 Konzentrationsgradient zwischen dem Ammonium ( NH 4 + ) in Lösung und in der Luft:

wobei J NH 3 das NH . ist3 Verflüchtigungsfluss (g NH 3 -Nm -2 s -1 ), hm ist der konvektive Stoffübergangskoeffizient (m s −1 ), [NH3]Gas ist die Konzentration von gasförmigem NH3 im Gleichgewicht mit gelöstem NH3 in Lösung (g NH 3 − N m −3 Luft) und [NH3]Luft ist die Konzentration von NH3 in der Umgebungsluft (g NH 3 − N m −3 Luft), die meist sehr klein ist und vernachlässigt werden kann. Der konvektive Stoffübergangskoeffizient hm ist eine Funktion der Temperatur T (in K), Luftgeschwindigkeit U (in m s −1 ) und charakteristische Länge L (m) der emittierenden Oberfläche.

Die Konzentration von gasförmigem NH3 im Gleichgewicht mit dem gelösten NH3 wird nach dem Henry-Gesetz bestimmt. Das Gesetz von Henry Kh Konstante bezieht sich auf die Konzentration von gelöstem NH3 in Wasser auf eine Gleichgewichtskonzentration von NH3 in der Luft.

Die Henrysche Gesetzkonstante Kh in Abhängigkeit von der Lufttemperatur parametrierbar TLuft (K).

Der Anteil des gesamten ammoniakalischen N, der als NH . vorliegt3 kann nach thermodynamischen Gleichgewichtsprinzipien abgeschätzt werden:

wo Kein ist die Dissoziationskonstante, [H + ] ist die Protonenkonzentration in Lösung und pH = –log ([ H + ] ) . Die Dissoziationskonstante Kein wird als Funktion der Temperatur parametriert T (K).

Dann ist der Verflüchtigungsfluss Fvol (in g N m −2 d −1 ) berechnet sich nach

und Boden NH 4 + wird in der obersten Schicht reduziert l=1 entsprechend:


4. SCHLUSSFOLGERUNG

Die Stickstoffrate verbesserte signifikant den Weizenkornertrag, den Getreideproteingehalt, den Proteinertrag und die N-Aufnahme an beiden Standorten und NUE an einem von zwei Standorten. Die Aussaatrate von 135 kg ha –1 hatte keinen Vorteil gegenüber der Aussaatrate von 67 kg ha –1 PLS, was zu vergleichbaren Weizenkornparametern, N-Aufnahme und NUE führte. Weizenertrag und -qualität waren mit 140 kg N ha am höchsten – 1 höhere N-Rate (insbesondere bei Split-Anwendung) könnte die Weizenproduktion (insbesondere Getreideproteingehalt) weiter verbessert haben. Die Tatsache, dass (i) der Ertrag an der ertragreicheren Stelle nicht maximiert wurde, (ii) das Getreideprotein nicht maximiert wurde und (iii) keine inverse Ertrag-Protein-Beziehung bestand, könnte darauf hindeuten, dass der höchste N-Gehalt von 140 kg ha − 1 in dieser Studie angewendet, war nicht ausreichend, um die Weizenproduktion zu optimieren. Es ist möglich, dass eine höhere Aussaatmenge ein Potenzial zur Steigerung des Weizenkornertrags und/oder der Qualität bei höheren N-Raten als den in dieser Studie verwendeten gezeigt hätte.


5. Nährstoffaufnahmeziele der Bevölkerung zur Vorbeugung ernährungsbedingter chronischer Krankheiten

Die Ziele der Nährstoffaufnahme der Bevölkerung stellen die durchschnittliche Aufnahme der Bevölkerung dar, die als mit der Erhaltung der Gesundheit einer Bevölkerung vereinbar beurteilt wird. Gesundheit ist in diesem Zusammenhang durch eine geringe Prävalenz ernährungsbedingter Erkrankungen in der Bevölkerung gekennzeichnet.

Selten gibt es einen einzigen „besten Wert“ für ein solches Ziel. Stattdessen gibt es im Einklang mit dem Konzept eines sicheren Bereichs der Nährstoffaufnahme für den Einzelnen oft eine Reihe von Bevölkerungsdurchschnitten, die mit der Erhaltung der Gesundheit vereinbar wären. Wenn bestehende Bevölkerungsdurchschnitte außerhalb dieses Bereichs liegen oder Trends bei der Aufnahme darauf hindeuten, dass sich der Bevölkerungsdurchschnitt außerhalb dieses Bereichs bewegen wird, sind wahrscheinlich gesundheitliche Bedenken aufkommen. Manchmal gibt es keine untere Grenze, dies bedeutet, dass es keine Beweise dafür gibt, dass der Nährstoff in der Nahrung benötigt wird, und daher sollte eine niedrige Aufnahme kein Grund zur Besorgnis sein. Es wäre bedenklich, wenn ein Großteil der Werte außerhalb der definierten Ziele liegen würde.

5.1.2 Beweiskraft

Idealerweise sollte die Definition eines erhöhten oder eines verringerten Risikos auf einem Zusammenhang basieren, der durch mehrere randomisierte kontrollierte Studien mit Interventionen an Populationen, die für das Ziel einer Empfehlung repräsentativ sind, nachgewiesen wurde, aber diese Art von Evidenz ist oft nicht verfügbar. Die empfohlene Ernährungs-/Ernährungspraxis sollte das zurechenbare Risiko einer unerwünschten Exposition in dieser Bevölkerungsgruppe modifizieren.

Die folgenden Kriterien werden verwendet, um die Stärke der Evidenz in diesem Bericht zu beschreiben. Sie basieren auf den Kriterien des World Cancer Research Fund (1), wurden jedoch von der Expertenkonsultation modifiziert, um die Ergebnisse kontrollierter Studien einzubeziehen, sofern relevant und verfügbar. Darüber hinaus wurden bei der Kategorisierung von Risiken konsistente Erkenntnisse über gesellschaftliche und Umweltfaktoren berücksichtigt, die zu Verhaltensänderungen führen und dadurch Risiken modifizieren. Dies gilt insbesondere für die komplexe Wechselwirkung zwischen Umweltfaktoren, die eine übermäßige Gewichtszunahme beeinflussen, ein Risikofaktor, der in der Konsultation als Beitrag zu vielen der betrachteten Probleme anerkannt wurde.

  • Überzeugende Beweise. Evidenz basierend auf epidemiologischen Studien, die konsistente Assoziationen zwischen Exposition und Krankheit zeigen, mit wenigen oder keinen gegenteiligen Beweisen. Die verfügbare Evidenz basiert auf einer beträchtlichen Anzahl von Studien, einschließlich prospektiver Beobachtungsstudien und gegebenenfalls randomisierter kontrollierter Studien ausreichender Größe, Dauer und Qualität, die konsistente Wirkungen zeigen. Die Assoziation sollte biologisch plausibel sein.
  • Wahrscheinliche Beweise. Evidenz auf der Grundlage epidemiologischer Studien, die einen ziemlich konsistenten Zusammenhang zwischen Exposition und Krankheit zeigen, aber bei wahrgenommenen Mängeln der verfügbaren Evidenz oder gegenteiliger Evidenz, die eine genauere Beurteilung ausschließt. Mängel in der Evidenz können folgende sein: unzureichende Dauer der Studien (oder Studien) unzureichende Studien (oder Studien) verfügbare unzureichende Stichprobengrößen unvollständige Nachbeobachtung. Labornachweise sind in der Regel unterstützend. Auch hier sollte die Assoziation biologisch plausibel sein.
  • Mögliche Beweise. Evidenz basiert hauptsächlich auf Ergebnissen aus Fall-Kontroll- und Querschnittsstudien. Es liegen nicht genügend randomisierte kontrollierte Studien, Beobachtungsstudien oder nicht-randomisierte kontrollierte Studien vor. Belege, die auf nicht-epidemiologischen Studien beruhen, wie klinische und Laboruntersuchungen, sind unterstützend. Weitere Versuche sind erforderlich, um die vorläufigen Assoziationen zu untermauern, die auch biologisch plausibel sein sollten.
  • Unzureichende Beweise. Evidenz auf der Grundlage der Ergebnisse einiger Studien, die zwar anregend sind, jedoch nicht ausreichen, um einen Zusammenhang zwischen Exposition und Krankheit herzustellen. Aus randomisierten kontrollierten Studien liegen begrenzte oder keine Evidenz vor. Um die vorläufigen Assoziationen zu unterstützen, ist mehr gut konzipierte Forschung erforderlich.

5.1.3 Eine Zusammenfassung der Nährstoffaufnahmeziele der Bevölkerung

Die Ziele der Nährstoffaufnahme der Bevölkerung, die von nationalen und regionalen Gremien zur Erarbeitung von Ernährungsempfehlungen zur Prävention ernährungsbedingter chronischer Krankheiten zu berücksichtigen sind, sind in Tabelle 6 dargestellt. Diese Empfehlungen werden in Zahlen ausgedrückt und nicht als Zunahmen oder Abnahmen der Aufnahme bestimmter Nährstoffe, weil die wünschenswerte Änderung von der bestehenden Aufnahme in der jeweiligen Bevölkerung abhängt und in beide Richtungen gehen könnte.

In Tabelle 6 wird die Aufmerksamkeit auf die energieliefernden Makronährstoffe gelenkt. Dies darf nicht als mangelnde Sorge um die anderen Nährstoffe verstanden werden. Es ist vielmehr eine Anerkennung der Tatsache, dass frühere Berichte der FAO und der WHO nur begrenzte Hinweise zur Bedeutung einer „ausgewogenen Ernährung“ gegeben haben, die in Bezug auf die Anteile der verschiedenen Energiequellen beschrieben wird, und dass offensichtlich ein Konsens darüber besteht dieser Aspekt der Ernährung in Bezug auf die Auswirkungen auf die chronischen Mangelkrankheiten.

This report therefore complements these existing reports on energy and nutrient requirements issued by FAO and WHO (2-4). In translating these goals into dietary guidelines, due consideration should be given to the process for setting up national dietary guidelines (5).


Structure

We currently have 8.5 tenure-track faculty and 1 lecturer, approximately 40 undergraduate majors, and approximately 25 graduate students. We offer two undergraduate degrees, a B.S. in Geosciences and a B.S. in International Field Geosciences. At the graduate level, we offer M.S. and Ph.D. degrees in Geosciences.  

We host several major facilities, including the UM Seismic Network, the UM River Center, the Paleontology Center, the Environmental Biogeochemistry Laboratory, and the Earth Materials Instrumentation Facility.

We share 2 staff and an office with the Department of Physics & Astronomy.  Undergraduate students receive academic advising through the H&S Advising Center.


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