Die Bedeutung von Wild: Genetische und adaptive Konsequenzen aus dem Großen

May 18, 2023

Communications Biology Band 6, Artikelnummer: 819 (2023) Diesen Artikel zitieren

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Die Umsiedlung von Individuen auf der ganzen Welt führt zu einer zunehmenden Häufigkeit anthropogener Hybridisierungen, insbesondere zwischen heimischen und wildlebenden Kongeneren. Wir wenden einen landschaftsgenomischen Ansatz für Tausende von Stockentenproben (Anas platyrhynchos) aus kontinentalen und Inselpopulationen an, um das Ergebnis von über einem Jahrhundert an Nahrungsergänzungspraktiken zu ermitteln. Wir stellen fest, dass eine einzige einheimische Wildfarm-Stockentenrasse die Quelle für zeitgenössische Auswilderungsprogramme in Eurasien und Nordamerika sowie für etablierte Wildpopulationen in Neuseeland und Hawaii ist. Insbesondere identifizieren wir Mitteleuropa und den Osten Nordamerikas als Epizentren der anhaltenden anthropogenen Hybridisierung und kommen zu dem Schluss, dass die Freisetzung von Stockenten aus Wildfarmen weiterhin die genetische Integrität wilder Stockenten beeinträchtigt. Umgekehrt zeigen selbsterhaltende Wildpopulationen in Neuseeland und Hawaii nicht nur eine starke Differenzierung von ihrem ursprünglichen Bestand, sondern auch Anzeichen lokaler Anpassung, die in weniger als einem halben Jahrhundert seit dem Ende der Freilassung von Stockenten auf Wildfarmen stattgefunden hat. Wir kommen zu dem Schluss, dass „wild“ kein Einzelfall ist und dass sogar wilde Populationen in der Lage sind, auf natürliche Prozesse zu reagieren. Auch wenn dies als paradox für den biologischen Naturschutz angesehen wird, ist das Verständnis der Wildheitsfähigkeit wilder und mit Wildtieren vermischter Populationen in menschlichen Landschaften von entscheidender Bedeutung, da solche Wechselwirkungen im Anthropozän zunehmen.

Eine offene, aber sich entwickelnde Frage in der Evolutions- und Naturschutzbiologie ist, welche genetischen Konsequenzen die Hybridisierung hat, die aus vom Menschen verursachten Störungen resultiert?1,2 Leider scheint der Kontakt zwischen wilden und heimischen Formen mit zunehmenden anthropogenen Landschaftsveränderungen unvermeidbar zu sein, was Bedenken hinsichtlich der hervorruft Fehlanpassungsfolgen solcher Wechselwirkungen auf die allgemeine Fitness und das zukünftige Anpassungspotenzial wildlebender Populationen1,2,3,4. Neben der Veränderung der Lebensräume kommt es weltweit immer häufiger zu Freisetzungen im Inland, was zu einer erhöhten genetischen Integrität verschiedener Wildpopulationen führt5,6,7,8. In Fällen, in denen es zu häufigen und intensiven Freisetzungen kam, stellt der Genfluss von Haustieren heute tatsächlich eine große Bedrohung für diese verschiedenen ökologisch und wirtschaftlich wichtigen Wildarten dar (z. B. Reis9, Forelle10, Lachs11, Schwein12, Wachteln13, Gänse14, Enten15,16). ,17,18,19,20, Katzen21, Wölfe und andere wilde Caniden22,23). Allerdings haben genomische Daten auch unser Verständnis dahingehend überarbeitet und verfeinert, dass der Kontakt zwischen heimischen und wilden Kongeneren nicht immer zu einer weit verbreiteten introgressiven Hybridisierung führt24. Allgemeiner gesagt bleibt die Vorhersage der Ergebnisse heimischer Einführungen eine Herausforderung, da das Eindringen maladaptiver Merkmale in Wildpopulationen additiv ist und negative Folgen nicht immer sofort erkennbar sind25. Angesichts der sich schnell ändernden klimatischen Bedingungen wird immer deutlicher, dass ein wachsender Bedarf besteht, die genetischen Grundlagen solcher Ereignisse zu verstehen, um zukünftige Herausforderungen im Naturschutz vorherzusagen26,27,28. Tatsächlich ist es möglich, dass wilde Populationen zwar im Allgemeinen nicht für das Überleben in wilden Lebensräumen geeignet sind, in von Menschen dominierten Gebieten jedoch ein größeres Anpassungspotenzial haben29. Hier verwenden wir einen landschaftsgenomischen Ansatz für globale wilde und wilde Stockentenpopulationen (Anas platyrhynchos), um zu verstehen, wie Abstammungslinien mit unterschiedlichen demografischen Geschichten und Selektionsregimen (dh natürlicher versus künstlicher Selektionsdruck) auf natürliche versus menschliche Einflüsse reagieren.

Beginnend in Zentralchina domestizierten Menschen seit kurz nach 500 v. Chr. Stockenten30,31. Seitdem wird die Nahrungsergänzung mit heimischen Stockenten auf der ganzen Welt praktiziert, wobei die intensivsten Freisetzungsprogramme erst im frühen 20. Jahrhundert begannen8,32. Während die Stockenten auf natürliche Weise in der gesamten Holarktis verbreitet sind, hat die absichtliche oder versehentliche Freisetzung ihr Verbreitungsgebiet auf fast den gesamten Globus außerhalb der Pole ausgeweitet33. Als Ergebnis dieser Bemühungen stellt die weit verbreitete Introgression etablierter Wildpopulationen nun eine genetische Bedrohung für Populationen wilder Stockenten und anderer eng verwandter Wasservögel dar, die in ganz Eurasien, Nordamerika und im Südpazifik vorkommen20,34,35,36,37. Unter den Regionen ist die jährliche Ergänzung derzeit in Europa und Ost-Nordamerika am größten, wo jährlich fast fünf Millionen38,39 bzw. mindestens zweihunderttausend (500.000 von 1920er bis 1960er;40,41,42) Stockenten auf Wildfarmen gehalten werden freigelassen wird. Beachten Sie, dass Stockenten auf Wildfarmen in Gefangenschaft gezüchtet werden, um sie zu Jagd- und Hundetrainingszwecken auf Jagdgehegen freizulassen43 (Abb. 1). Dieser beträchtliche Zustrom domestizierter Individuen hat bereits Auswirkungen auf die genetische Zusammensetzung eurasischer44 und nordamerikanischer16 wilder Stockenten. Tatsächlich bestätigte die DNA-Sequenzierung historischer Stockenten aus der Zeit vor groß angelegten Wildfarm-Erweiterungsmaßnahmen (vor 1920), dass die genetische Konstitution der heutigen östlichen Stockenten Nordamerikas durch den umfassenden Genfluss mit Stockenten in Wildfarmen grundlegend verändert wurde43.

Darstellung von Rassen, die aus der Domestizierung der wilden Stockente hervorgegangen sind.

Die [unbeabsichtigte] Freisetzung heimischer Stockenten in Regionen mit unterschiedlichem Lebensraum und unterschiedlicher Ökologie liefert aussagekräftige Experimente, die uns helfen können zu verstehen, wie eingeführte Population(en) auf unterschiedliche Selektionsdrücke reagieren, was ein zugrunde liegender Mechanismus der lokalen Anpassung ist. Wir untersuchen die genetischen und adaptiven Konsequenzen groß angelegter Nahrungsergänzungspraktiken bei heimischen Stockenten, indem wir die teilweise Genomsequenzierung von Tausenden von Proben aus Wild- und Wildpopulationen in ganz Eurasien, Nordamerika und Neuseeland koppeln. Nachdem wir die Abstammung von Wild- und Wildpopulationen festgestellt haben, kombinieren wir demografische und phylogenetische Analysen, um die Quellen der derzeit freigelassenen Bestände (z. B. auf dem nordamerikanischen Festland und in Eurasien) und von zwei sich selbst erhaltenden Wildpopulationen (Hawaii und Neuseeland) zu identifizieren. Als nächstes verwenden wir das Programm „Gradient Forest“, um die adaptive Landschaft wilder und wilder Populationen zu rekonstruieren, indem wir auf Genotyp-Umwelt-Assoziationen testen, einschließlich natürlicher und anthropogener Indizes45,46,47, und so ihren genetischen Nischenraum rekonstruieren47. Darüber hinaus ermitteln wir, ob die Assoziation mit Umweltfaktoren durch viele oder wenige Loci bestimmt wird und ob dieselben Loci durchgängig dem selektiven Druck der einzelnen Wild-/Wildpopulationen ausgesetzt sind. Da wilde Stockenten von Natur aus wandernd sind, gehen wir insbesondere davon aus, dass Assoziationen mit Umwelteinflüssen (z. B. mittlere Tagesreichweite, Temperatur und Niederschlag) für Wildpopulationen über alle Standorte hinweg konsistent sein werden47. Darüber hinaus gehen wir davon aus, dass die genetische Vielfalt innerhalb wilder Stockentenpopulationen, die nachweislich eher von Menschen dominierte Lebensräume nutzen, durch Loci bestimmt wird, die mit anthropogenen Indizes (z. B. der Intensität der Urbanisierung) verbunden sind.

Insgesamt wurden 2951 ddRAD-seq-Loci (358.999 Basenpaare (bp)) über die Chromosomen hinweg gewonnen, darunter 2751 autosomale (333.731 bp), 193 verknüpfte Z-Geschlechtschromosomen (24.331 bp) und 7 verknüpfte W-Geschlechtschromosomen (937). bp), das unsere Sequenzierungsabdeckung und die Kriterien für fehlende Daten für 1916 Proben erfüllte (ergänzende Abbildung S1). Wir haben eine durchschnittliche mittlere Tiefe von 167 Sequenzen/Locus erhalten, mit einem mittleren Sequenzierungstiefenbereich von 26–235 Sequenzen über alle Proben hinweg. Wichtig ist, dass das Geschlecht in allen Proben zuverlässig anhand der Sequenzierungstiefenverhältnisse des Geschlechts und der autosomalen Chromosomen identifiziert wurde (Ergänzungsdaten 1 und Ergänzungsabbildung S2). Schließlich wurden in den 1862 Proben (von 1916) insgesamt 600 überlappende Basenpaare der mtDNA-Kontrollregion erhalten; Beachten Sie noch einmal, dass mtDNA für die wilden Stockenten von Hawaii fehlte (siehe Einzelheiten in den Zusatzdaten 1).

Wir haben bekannte Haplogruppen der Alten Welt (OW) A und der Neuen Welt (NW) B in unserem mtDNA-Haplotyp-Netzwerk wiederhergestellt (Abb. 2a; 48, 49, 50). Zunächst wurden alle heimischen, verwilderten Khaki-Campbells und bis auf eine eurasische Wildstockente innerhalb der OW-A-Haplogruppe geborgen. Die einzige wilde Stockente aus China besaß einen NW-B-Haplotyp, der einen nordamerikanischen Einwanderer darstellen könnte; Da dieser Haplotyp jedoch einzigartig ist, ist es auch möglich, dass er eine Introgression mit endemischen Fleckenschnabelenten (A. poecilorhyncha) darstellt, die auch B-Haplogruppenvarianten besitzen51. Darüber hinaus wurde eine einzelne wilde Stockente aus den Niederlanden im Haplotyp von Khaki Campbell gefunden. Obwohl die wilden Stockenten Neuseelands hauptsächlich OW-A-Haplotypen trugen (91 % der Proben), enthielten acht Proben sechs NW-B-Haplotypen, die mit keiner anderen wilden Stockente gemeinsam waren (Abb. 2a; Einzelheiten zu den Proben finden Sie in den Zusatzdaten 1).

a Ein Haplotyp-Netzwerk, das auf 600 Basenpaaren der mitochondrialen Kontrollregion basiert und über wilde Stockenten, bekannte Wildfarm-Stockenten und wilde Stockentenpopulationen sequenziert wurde. b Auftragen des Anteils der gewonnenen Proben mit dem Haplotyp Old World (OW) A oder New World (NW) B über die beprobten Standorte hinweg. Beachten Sie, dass Nordamerika nach den vier bekannten Zugrouten gruppiert wurde, die Wasservögel während ihrer jährlichen Wanderungen nutzen.

Im Gegensatz zu eurasischen Stockenten wurden 56 % bzw. 44 % der wilden nordamerikanischen Stockenten in den Haplogruppen OW A bzw. NW B geborgen. Noch wichtiger ist, dass 75 % (568 von 791) aller in Nordamerika gefundenen OW-A-Haplotypen innerhalb derselben 15 OW-A-Haplotypen lagen, die unter den beprobten Stockenten auf Wildfarmen verbreitet waren. Während unter den wilden Stockenten Neuseelands 13 OW A-mtDNA-Haplotypen gefunden wurden, trugen 65 % dieser Proben denselben Haupt-OW A-Haplotyp (Abb. 2a; Einzelheiten zu den Proben finden Sie in den Zusatzdaten 1). Nach Berücksichtigung der von Wildfarmen abgeleiteten Haplotypen zeigten wilde Stockenten in den Haplogruppen OW (Nhap = 151) und NW (Nhap = 297) eine hohe Einzigartigkeit und Variabilität, wohingegen Wildfarm- und Wildpopulationen mit nur 32 gefundenen Haplotypen den völlig entgegengesetzten Trend zeigten über 249 Proben (Abb. 2a).

Obwohl bei der Auftragung des Anteils der Proben mit OW A- und NW B-Haplotypen alle europäischen Länder mit Ausnahme einer Stockente aus China als OW A identifiziert wurden, nahm das Vorkommen von OW A-mtDNA-Haplotypen in Nordamerika nach Osten zu16 (Abb. 2b).

Populationsstrukturanalysen basierten auf 36.637 (von 36.641) unabhängigen bi-allelischen SNPs. Die Darstellung der ersten beiden Komponenten der PCA lieferte klare Gruppierungen wilder und heimischer Stockenten mit Individuen im Zwischenraum als Hybriden (Abb. 3a, ergänzende Abb. S3A). Eine zusätzliche Trennung im PCA-Raum wurde für wilde Stockenten aus Grönland und für alle drei untersuchten Wildpopulationen (dh Neuseeland, Hawaii und Khaki Campbell; Abb. 3a) festgestellt. Obwohl für unsere ADMIXTURE-Analyse über alle Proben hinweg ein optimales K-Populationsmodell von 4 (ergänzende Abbildung S3B) ermittelt wurde, wurde eine zusätzliche Auflösung bis zu einem K-Populationswert von 7 erhalten (Abb. 3b). Zunächst fanden wir drei wilde Stockentenpopulationen, zu denen Grönland, das übrige Eurasien und Nordamerika gehörten. Während wilde Populationen von Khaki Campbells und Stockenten aus Neuseeland einzigartige genetische Cluster umfassten, haben wir bestätigt, dass die derzeit in Eurasien und Nordamerika freigelassenen Wildfarm-Stockentenbestände sowie die Abstammung der wilden Population Hawaiis demselben genetischen Cluster zugeordnet sind ( dh genetischer Cluster von Wildfarm-Stockenten; Abb. 3b). Schließlich fanden wir heraus, dass Referenz-Stockenten aus Wildfarmen, die in Eurasien52 und von einem Züchter in Nordamerika53 bezogen wurden, in jüngerer Zeit mit wilden Stockenten aus ihren jeweiligen Regionen vermischt wurden, was mit der Geschichte ihrer gezielten Bemühungen übereinstimmt, sie mit Wildvögeln zu vermischen.

Analysen der Kernpopulationsstruktur basieren auf 36.637 unabhängigen bi-allelischen Kern-SNPs, die in 1916 Proben von wilden Stockenten, bekannten Wildfarm-Stockenten und wilden Stockentenpopulationen untersucht und auf der Grundlage einer (a) Hauptkomponentenanalyse sowie mit erhaltenen ADMIXTURE-Zuordnungswahrscheinlichkeiten visualisiert wurden für (b) alle Proben oder (c) nur bekannte Wildfarm-Stockenten und wilde Stockenten aus Eurasien und Nordamerika. d Anschließend haben wir den Anteil der Proben, die als Wild (WMA), GFM-Wild/GFM-Wild × WMA oder Wild gewonnen wurden, an den beprobten Standorten grafisch dargestellt. Beachten Sie, dass Nordamerika nach den vier bekannten Zugrouten gruppiert wurde, die Wasservögel während ihrer jährlichen Wanderungen nutzen.

Da die Wiederherstellung aller einzigartigen genetischen Cluster in ADMIXTURE es erforderte, dass wir steigende Werte von K-Populationen bis zu sieben bewerten mussten, testeten wir als Nächstes, ob sich die Abstammungszuordnungen zwischen gemischten Individuen änderten, indem wir wilde Populationen ausschlossen. Wir analysierten bekannte Wildfarmen und wilde Stockenten in Eurasien und auf dem nordamerikanischen Festland mithilfe eines 36.637 unabhängigen bi-allelischen SNP-Datensatzes und befolgten dieselben Protokolle, um Zuweisungswahrscheinlichkeiten aus ADMIXTURE zu erhalten, wie in den Methoden für den K-Populationswert von 2–4 beschrieben (Abb . 3c). Wir stellten erneut eine einzigartige genetische Struktur zwischen wilden Stockenten Eurasiens und Nordamerikas fest, fanden aber auch Stabilität in den Zuordnungswahrscheinlichkeiten über die Proben hinweg, sobald die interspezifischen Zuordnungen >10 % betrugen. Tatsächlich waren die Bootstrapping-Standardabweichungen (SD), die einzelne Punktschätzungen für den genetischen Cluster der Wildfarm-Stockenten umgeben, am stärksten abgestimmt und betrugen durchschnittlich ±3 %, mit einer maximalen SD von ~6 %, unabhängig davon, welcher ADMIXTURE-Datensatz analysiert wurde (ergänzende Abbildung). S4); und jede Probe mit einer Zuordnung von ≤6 % ist nicht mehr von reiner wilder Stockente zu unterscheiden. Umgekehrt waren die SD-Werte rund um einzelne Punktschätzungen für wilde Stockentenhaufen viel variabler und wichen oft um > 10 % ab (ergänzende Abbildung S4), insbesondere da wir die Auswertung zusätzlicher Populations-K-Werte erzwangen. Daher verwendeten wir unsere ADMIXTURE-Analyse unter einem K-of-3-Populationsmodell und ordneten Individuen als Hybriden zu, wenn sie eine interspezifische Zuordnung von >10 % aufwiesen, und alle anderen als rein wild (d. h. eine Zuordnungswahrscheinlichkeit von <10 % zur Abstammung von Stockenten aus Wildfarmen). oder wild (d. h. Zuordnungswahrscheinlichkeit von ≥ 90 % zur Abstammung von Stockenten aus Wildfarmen). Wir erkennen an, dass einige Proben mit einer Zuordnungswahrscheinlichkeit von 90–95 % möglicherweise Rückkreuzungen späterer Generationen enthalten. Wir waren jedoch eher darauf bedacht, in unserem Hybridprobensatz kein Rauschen zu erzeugen, indem wir Individuen einbeziehen, die wahrscheinlich bereits biologisch wild sind. Dieselben Abstammungsgrenzen wurden in früheren Studien verwendet16,43,54,55.

Basierend auf unserem festgelegten Abstammungsgrenzwert wurden nur 16 bzw. drei wild gefangene Proben aus Nordamerika und Eurasien als Wildfarm-Stockenten identifiziert (Abb. 3d; ergänzende Daten 1), was etwa 1 % der gesamten Probensätze ausmacht jeweiligen Regionen. Die Darstellung des Anteils wilder, wilder und hybrider Individuen in der Landschaft ergab die höchsten Raten hybrider Prävalenz in Mitteleuropa und Ost-Nordamerika, wobei der Anteil wilder Vorfahren mit der Entfernung von diesen Gebieten zunahm (Abb. 3d). Der Rückgang der Hybridprävalenz von Wildfarmen × wilden Stockenten in Nordamerika nach Westen stimmte mit den mtDNA-Mustern überein (Abb. 2b).

Schließlich wurden neun Gruppen in TreeMix analysiert: (1) drei genetische Cluster wilder Stockenten, darunter Festland-Eurasien, Grönland und Nordamerika, (2) ein einzelner Stockenten-Cluster aus heimischen Wildfarmen aus Eurasien und zwei aus Nordamerika und (3 ) wilde Populationen von Khaki Campbell sowie auf Hawaii und Neuseeland. Bei Einbeziehung von bis zu zwei Migrationskanten wurde ein optimaler TreeMix-Baum und> 99% der erklärten Varianz wiederhergestellt (Abb. 4; ergänzende Abb. S3C). Es wurden zwei Hauptkladen geborgen, die wildlebende oder heimische Gruppen repräsentieren. Unter diesen wurde die eurasische wilde Stockente als Basis aller anderen gefunden und steht im Einklang damit, dass es sich hierbei um den Vorfahren handelt30,31. Als nächstes wurden Khaki Campbells basal zu den verbleibenden Gruppen innerhalb der heimischen Gruppe geborgen, zu denen die eurasische Wildfarm-Stockente, basal zu nordamerikanischen Wildfarm-Stockenten und wilde Populationen von Hawaii und Neuseeland gehörten (Abb. 4). Interessanterweise stiegen die Driftparameter im Allgemeinen bei Gruppen innerhalb der Stockentengruppe der Wildfarm an, während die Stockenten von Khaki Campbell und Grönland vergleichbare und höchste Driftparameter aufwiesen. Zu den beiden statistisch signifikanten Genflussereignissen gehörten schließlich der Genfluss vom wilden Stockenten-Vorfahren zur zweiten Stockentengruppe der nordamerikanischen Wildfarm (dh GFM 2; Abb. 4) und von der basalen Hauslinie zu neuseeländischen Stockenten; beide stehen im Einklang mit ihren jeweiligen gemischten Nahrungsergänzungsverläufen53,56,57.

Beziehungen zwischen beprobten Wild-, Wildfarm- und wilden Stockentengruppen sowie Genflussereignisse, die in Baumrekonstruktionen wiederhergestellt wurden, wie sie im Programm TreeMix implementiert sind und auf 36.637 unabhängigen bi-allelischen Kern-SNPs basieren. Die Gruppierung der Proben basierte auf den jeweiligen ADMIXTURE-Zuordnungswahrscheinlichkeiten (Abb. 3; siehe auch Zusatzdaten 1). Beachten Sie, dass zeitgenössische Hybriden aus Wildfarmen und Wildtieren, die in Nordamerika und Eurasien identifiziert wurden, von den Analysen ausgeschlossen wurden.

Genomische Vergleiche wurden an denselben neun Stockentengruppen durchgeführt wie in den phylogenetischen Analysen (siehe oben). Da wir an allgemeinen Unterschieden zwischen den Gruppen interessiert waren, ermittelten wir einen Durchschnitt und eine Standardabweichung (ΦST ~ 0,071 ± 0,12) über paarweise und Ort-für-Ort-Vergleiche, um einen willkürlichen Zwei-Standardabweichung-ΦST-Schwellenwert von 0,31 für Ausreißer festzulegen Erkennung (Ergänzende Abbildung S5). Erstens stellten zusammengesetzte und ortsspezifische ΦST-Schätzungen eine geringe Gesamtdifferenzierung des Genoms wieder her (zusammengesetzter ΦST ~ 0,004; ergänzende Abbildung S5) und keine mutmaßlichen Ausreißer beim Vergleich der Genome wilder eurasischer und nordamerikanischer Stockenten (Abb. 5; ergänzende Abbildung). S6; Ergänzende Daten S2). Umgekehrt waren Grönlands wilde Stockenten am differenziertesten (zusammengesetzter ΦST ~ 0,15–0,20; ergänzende Abbildung S5A), einschließlich stark erhöhter zusammengesetzter ΦST-Schätzungen mit 123–670 mutmaßlichen Ausreißerorten bei paarweisen Vergleichen (ergänzende Abbildung S6; ergänzende Daten S2). . Während in der gesamten Genomlandschaft grönländischer Stockenten mutmaßliche Ausreißer gefunden wurden, wurden bei paarweisen Vergleichen 66 Loci als potenzielle „Differenzierungsinseln“ ermittelt (Ergänzende Abbildung S6; Ergänzende Daten S2).

Demografische Zeitreihenanalysen pro Art, geschätzt unter Verwendung des ∂a∂i-Modells für einzelne Arten, basierend auf 36.637 unabhängigen bi-allelischen Kern-SNPs über Gruppen von Proben, die basierend auf ihren jeweiligen ADMIXTURE-Zuordnungswahrscheinlichkeiten aufgeteilt wurden (Abb. 3; siehe auch ergänzende Daten 1). ). In Nordamerika und Eurasien identifizierte zeitgenössische Wildfarm-x-Wild-Hybriden wurden von den Analysen ausgeschlossen. Acht Gruppen wurden analysiert: (a) wilde Stockenten aus Eurasien, Nordamerika und Grönland, (b) bekannte Wildfarm-Stockenten (GFM) aus Eurasien und Nordamerika sowie (c) wilde Khaki Campbell- und Stockentenpopulationen auf Hawaii und Neuseeland. Für jede der analysierten Gruppen überlagern wir den Durchschnitt (schwarze Linie) und die jeweiligen 95 %-Konfidenzintervalle (zinnoberrote Linien) mit den 95 %-Konfidenzintervallen der eurasischen wilden Stockente (in Grau), um die geschätzte effektive Populationsgröße vergleichen zu können. Kästchen zeigen Beispiele dafür, wie unterschiedliche Bevölkerungsverläufe das Ahnensignal abschwächen (Hawaii), positiv akzentuieren (eurasisches GFM) oder negativ akzentuieren (Nordamerika – GFM 1 und Neuseeland).

Als nächstes stellten die zusammengesetzten ΦST-Schätzungen bei Wildfarm-Stockenten nur wenig genetische Differenzierung zwischen den beiden nordamerikanischen Gruppen wieder her (zusammengesetzter ΦST ~ 0,013), aber etwas höhere Werte aus eurasischen Gruppen (zusammengesetzter ΦST ~ 0,03; ergänzende Abbildung S5A), einschließlich 0–2 mutmaßliche Ausreißer bei paarweisen Vergleichen (Ergänzende Abbildung S6; Ergänzende Daten S2). Schließlich fanden wir beim Vergleich zwischen und innerhalb wilder Abstammungslinien ziemlich konsistente zusammengesetzte Schätzungen der relativen Differenzierung für jede Gruppe, wobei die meisten zwischen 0,05 und 0,20 lagen, mit Ausnahme der wilden Khaki Campbells, die paarweise durchweg hohe Schätzungen (zusammengesetzter ΦST > 0,20) aufwiesen -weise Vergleiche (Ergänzende Abbildung S5A). Die relativ hohen zusammengesetzten ΦST-Schätzungen von Khaki Campbell wurden über das gesamte Genom übertragen, wobei > 10 % der Marker als mutmaßliche Ausreißer identifiziert wurden, darunter 89 Loci, die das Z-Geschlecht abdecken, und 22 autosomale Chromosomen (Ergänzende Abbildung S6; Ergänzende Daten S2).

In allen Gruppen wurden ähnliche Werte an Nukleotidvielfalt festgestellt (durchschnittlicher π-Bereich = 0,0044–0,0055), mit Ausnahme der wilden Khaki Campbells, die fast ein Drittel der Nukleotidvielfalt aufwiesen (~ 0,0016; ergänzende Abbildung S5B). Trotz ähnlicher genetischer Vielfalt konnten wir deutlich unterschiedliche demografische Verläufe zwischen den Gruppen feststellen (Abb. 5). Erstens wurden nahezu identische demografische Verläufe für genetisch reine wilde Stockenten aus Nordamerika und Eurasien ermittelt, die bis etwa 200.000 Jahre vor der Gegenwart eine effektive Populationsgröße von ca. 1,5 Millionen beibehielten, als sie begannen, exponentiell auf eine aktuelle effektive Populationsgröße von ca 4,2 Millionen (Abb. 5a). Betrachtet man die demografische Geschichte der wilden Stockenten als Referenzstaat, stellten wir fest, dass die widersprüchlichsten demografischen Geschichten für die wilden Stockenten Grönlands und die verwilderten Khaki Campbells festgestellt wurden (Abb. 5c). Unter den Wildfarm-Stockenten wiesen die eurasische Gruppe und die zweite nordamerikanische Gruppe (d. h. GFM-2) nicht nur übertriebene zyklische demografische Muster in längerer Zeit auf, sondern verzeichneten auch einen plötzlichen Anstieg der effektiven Populationsgröße zum Zeitpunkt Null (Abb. 5b). ). Umgekehrt wies die nordamerikanische Wildfarm-Stockente, die keine gemischte Abstammung aufwies (Abb. 2; d. h. GFM-1), in jüngerer Zeit übertriebene Muster auf, einschließlich eines Populationsabsturzes zum Zeitpunkt Null. Zweitens hatten die wilden Stockenten Neuseelands eine nahezu identische demografische Geschichte wie die wilden Stockenten Nordamerikas, wohingegen die wilde Population auf Hawaii bis vor kurzem eher den wilden Stockenten Grönlands ähnelte, wo sie ein erhebliches Wachstum verzeichneten. Obwohl die Domestikation der Stockenten um 500 v. Chr. begann30,31, deuten interessanterweise demografische Abweichungen vom angestammten Zustand auf eine tiefe zeitliche Divergenz zwischen Haus- und Wildtiergruppen hin.

Der mittlere R2-Wert für GF-Modelle wilder Festland-Nordamerikaner (R2 = 0,10, t-Test(62) = 11,19, p < 0,001) und Eurasiens (R2 = 0,15, t-Test(39) = 2,94, p < 0,01) sowie wilde Populationen von Stockenten in Neuseeland (R2 = 0,13, t-test(99) = −2,6528, p < 0,01) und Hawaii (R2 = 0,47; t-test(261) = 35,44, p < 0,0001) Alle schnitten besser ab als ihre jeweiligen randomisierten Datensätze (ergänzende Abbildung S7). Für jede Gruppe basierten die GF-Ergebnisse auf den fünf wichtigsten Umweltfaktoren mit den höchsten angepassten R2-Werten (Tabelle 1; ergänzende Abbildung S7). In allen Gruppen wurde keine Umgebungsvariable als signifikant ermittelt, wobei alle bis auf fünf Variablen spezifisch für eine einzelne Gruppe waren (Tabelle 1). Wir stellen jedoch fest, dass GF eine begrenzte Genauigkeitsbedeutung (dh den Out-of-Bag-Fehler für GF; ergänzende Abbildung S7) für die wichtigsten Umgebungsvariablen wiedererlangte, was darauf hindeutet, dass winzige Unterschiede zwischen den Auswirkungen einzelner Prädiktoren nicht analysiert werden konnten. Während dies zu einer gewissen Unsicherheit hinsichtlich des Einflusses einzelner Variablen führt, deutet die Konsistenz zwischen den in einzelnen Modellen identifizierten Top-10-Variablen darauf hin, dass sich die Gesamtbeziehung zwischen der Umwelt und dem genotypischen Umsatz widerspiegelt. Um dem Mangel an genauerer Differenzierung Rechnung zu tragen, haben wir daher bei der Erstellung des kombinierten GF-Modells alle 13 eindeutigen Umgebungsvariablen (Tabelle 1) einbezogen (Abb. 6e). Beachten Sie, dass GF-Modelle ohne menschliche Indizes für die wilden Stockenten Hawaiis erstellt wurden, da die Variabilität zwischen den Standorten für eine ordnungsgemäße Analyse nicht ausreichte (Abb. 6c). Die unter den anderen Gruppen berechnete kombinierte Funktion der kumulativen Bedeutung wurde jedoch auf die unbekannten Bevölkerungsstandorte (z. B. Hawaii; Abb. 6e) ausgeweitet.

Kartierte Genotyp-Umwelt-Assoziationen aus Gradientenwäldern (GF) basierend auf den fünf prädiktivsten Umwelt- und/oder menschlichen Indexvariablen (Tabelle 1; ergänzende Abbildung S7) in (a) Eurasien (wild), (b) dem nordamerikanischen Festland ( wild), (c) Hawaii (wild) und (d) Neuseeland (wild). Beachten Sie, dass GF-Modelle keine Einheiten haben und Farbänderungen erwartete Änderungen der Allelfrequenz darstellen. Schließlich wird ein (e) kombiniertes GF-Modell bereitgestellt, das alle vier Gruppen überlappt und auf den (f) 11 Umgebungsvariablen und 2 menschlichen Indizes basiert, die in mindestens einer der vier Analysen als signifikant befunden wurden (Tabelle 1). Das + im kombinierten Diagramm gibt die mittlere Platzierung für die PCA der wichtigsten Prädiktorvariablen als Referenz an. Beachten Sie außerdem, dass die Probenahmestellen für jede der unabhängigen Analysen basierend auf ihrer im kombinierten Diagramm ermittelten Beziehung farblich gekennzeichnet sind.

Zu den fünf wichtigsten Umweltvariablen für wilde Stockenten in Eurasien gehörten die allgemeine Saisonalität von Temperatur und Niederschlag und insbesondere Variablen, die mit der Durchschnittstemperatur und dem Niederschlag während des wärmsten Viertels des Jahres sowie der Höhe verbunden sind. Obwohl bei der grafischen Darstellung der PCs der GF-Ausgänge ein scheinbar ziemlich eingeschränkter genetischer Raum wiederhergestellt wurde (ergänzende Abbildung S7A), wurden bei der Darstellung des genotypischen Umsatzes in ganz Eurasien drei Gruppen wiederhergestellt (Abbildung 6a), darunter: (1) Färöer-Inseln, Großbritannien, Norwegen, und Slowenien, (2) Russland, die Ukraine, Finnland, Schweden, Estland, Pakistan und China und (3) Regionen von Frankreich und Spanien bis Zypern und Portugal. Interessanterweise unterschied sich Gruppe eins aufgrund ihrer Reaktion auf Niederschläge und anthropogene Einflüsse am stärksten von den beiden anderen eurasischen Gruppen (Abb. 6e, f).

Als nächstes gehörten zu den fünf wichtigsten Variablen für wilde Stockenten, die in den Herbst- und Wintermonaten in Nordamerika gesammelt wurden, das Wetter (d. h. die mittlere Temperatur im feuchtesten Viertel und die Niederschlagsmengen im wärmsten Viertel) und der Vegetationsindex im Winter sowie der Mensch- Wirkungsindizes (Tabelle 1); Die grafische Darstellung von PCs der GF-Ausgaben zeigte, dass wilde Stockenten einen ziemlich vielfältigen Anpassungsraum besetzten (ergänzende Abbildung S7B). Der genotypische Umsatz wurde in den nördlichsten arktischen Regionen Kanadas, den westlichen Rocky Mountains, den südlichen Regionen von Mexiko bis Florida und vielen Teilen östlich des Mississippi, einschließlich des nordöstlichen Küstenlebensraums, wiederhergestellt (Abb. 6b). Allgemeiner gesagt rekapitulierte das primäre adaptive Verbreitungsgebiet, das aus überwinternden wilden Stockenten rekonstruiert wurde, Regionen, die sich südwärts von der Prärie-Schlaglochregion Zentralkanadas bis in die USA erstrecken und die bekanntermaßen kritische Migrations- und Überwinterungsgebiete für die Mehrheit der wilden Stockenten Nordamerikas sind59. Tatsächlich stimmt die Erholung von Temperatur, Niederschlag und Vegetationsindizes als wichtige Variablen mit anderen Modellen überein, die diese als Schlüsselsignale identifizieren, die bei der Migrationsinitiierung in Nordamerika verwendet werden60,61,62. Umgekehrt wurde im kombinierten GF-Diagramm der genotypische Umsatz zwischen Ost- und West-Nordamerika deutlich, was durch den positiven bzw. negativen Zusammenhang mit den Indizes für menschliche Auswirkungen erklärt wurde (Abb. 6).

Unter den beiden Wildpopulationen basierten die GF-Erträge für Neuseeland auf den durchschnittlichen Temperaturbereichen, die an Nass-Trocken-Zyklen gebunden waren, sowie auf beiden menschlichen Indizes (Tabelle 1; ergänzende Abbildung S7D). Bei der Prognose des genotypischen Umsatzes in ganz Neuseeland wurden westliche Teile der Nord- und Südinseln am Rande des adaptiven Verbreitungsgebiets dieser Stockenten wiederhergestellt (Abb. 6d). Im kombinierten GF-Modell gruppierten sich neuseeländische Stockenten mit wilden Stockenten aus Westeuropa und Ost-Nordamerika; Dies deutet darauf hin, dass diese Gruppen in ähnlicher Weise auf menschliche Indizes reagieren (Abb. 6e, f). Schließlich ergab die GF-Analyse der wilden Stockenten auf Hawaii einen viel geringeren genetischen Raum aller Gruppen (ergänzende Abbildung S7C) und ergab im kombinierten Modell keine vorhersehbare Clusterbildung (Abb. 6e).

Unter Anwendung eines Landschaftsgenomik-Ansatzes stellen wir fest, dass genetisch reine wilde Stockenten Nordamerikas und Eurasiens nicht nur wie erwartet an der mitochondrialen DNA strukturiert sind (Abb. 2; 50, 63, 64), sondern auch zuvor eine feine Kernunterstrukturierung identifizieren (Abb. 3). unentdeckt65. Obwohl grönländische Stockenten zuvor als genetisch einzigartig befunden wurden64,65, berichten wir über eine bisher unentdeckte genetische Struktur zwischen wilden Stockenten aus dem übrigen Eurasien und Nordamerika, die auf geringe Häufigkeitsunterschiede in ihren Genomen zurückzuführen ist (ergänzende Abbildung S6)65. Im Allgemeinen werden unterschiedliche Muster der mito-nuklearen Struktur durch bekannte lebensgeschichtliche Merkmale von Stockenten erklärt, zu denen eine starke weibliche Brutphylopatrie und eine von Männchen voreingenommene Ausbreitung gehören33, was häufig zu einer starken mtDNA bzw. einer schwachen oder keiner Kernstrukturierung führt48,66. Trotz der Populationsstruktur waren wilde eurasische und nordamerikanische Stockenten im Allgemeinen hinsichtlich der genetischen Vielfalt ähnlich, es wurden keine signifikanten Ausreißerorte festgestellt und die demografische Geschichte war identisch (Abb. 2–3 und 5; ergänzende Abb. S6). Dennoch deutet die starke Strukturierung der grönländischen Stockenten darauf hin, dass in einigen Teilen der holarktischen Verbreitung der Stockenten eine Unterteilung der Population stattgefunden hat; Dies erfordert jedoch zusätzliche Probenahmen, um zu bestätigen, ob die grönländischen Stockenten durch lokalen Selektionsdruck divergierten und/oder durch Gründerereignisse eine schwere genetische Drift durchgemacht haben.

Als nächstes liefern wir weitere Beweise dafür, dass die wilde Stockente der Hauptvorfahre domestizierter Rassen ist (Abb. 4; 67, 68, 69) und dass Stockenten aus Wildfarmen aus Eurasien die Vorfahren aller Bestände auf der ganzen Welt waren. Während wilde Stockenten ein hohes Maß an mtDNA-Haplotyp-Diversität aufweisen, enthalten Proben aus Wildpopulationen und Regionen, in denen Freisetzungen häufig vorkommen, einen viel kleineren Satz einzigartiger Haplotypen (Abb. 2). Beispielsweise waren im Osten Nordamerikas 75 % der Proben mit einem OW-A-Haplotyp in nur 15 einzigartigen Haplotypen enthalten. Dadurch entsteht das sternförmige Muster, das wir im Netzwerk gefunden haben (Abb. 2a), was mit der Geschichte von Stockentenbeständen auf Wildfarmen übereinstimmt, die aus einer einzigen oder wenigen gemeinsamen Abstammungslinie(n) stammen48. Darüber hinaus sind wir der Meinung, dass diese Ergebnisse die Debatte darüber klären, wie OW-A-Haplotypen in Nordamerika ankamen und sich dort verbreiteten. Während frühere Hypothesen auf natürlichere Wege für die Einführung von OW A in Nordamerika schließen ließen50,51,70,71,72, sprechen die geografische Verteilung und der Zusammenhang mit der nuklearen Abstammung von Wildfarmen stark dafür, dass es sich eher um eine direkte Folge des Genflusses mit eingeführtem Wild handelte. Zuchtstockenten16 und dadurch anthropogen bedingt.

Unter den Domestikationsversuchen gehörten Stockenten zu den erfolgreichsten73; über 20 Rassen wurden künstlich für verschiedene Verwendungszwecke und Funktionen selektiert (Abb. 1). Interessanterweise ist die Hybridisierung mit einheimischen Rassen, insbesondere unserer Referenzpark-Stockente (z. B. Khaki Campbell's), äußerst begrenzt, was sich daran zeigt, dass fast keine wilden Individuen irgendeine nukleare Abstammung mit ihnen teilten (Abb. 3). Es ist vielmehr klar geworden, dass die Freisetzung von Stockenten aus Wildfarmen der Hauptweg der Introgression in Eurasien und Nordamerika ist und bereits zu sich selbst erhaltenden und möglicherweise lokal angepassten Wildpopulationen in Hawaii und Neuseeland geführt hat (Abb. 6). In Neuseeland ist die sich selbst erhaltende Wildtierpopulation trotz der Einstellung der Freilassungen vor ca. 70 Jahren34,35,36 heute hinsichtlich Brut und Überleben mit wilden nordamerikanischen Stockenten vergleichbar74. Darüber hinaus scheinen neuseeländische Stockenten auf einzigartige Weise an ihre aktuelle Umgebung und Landschaft angepasst zu sein (Abb. 6e), was sie zu einem Naturschutzparadoxon macht, da ihre Anwesenheit nach wie vor ein großes Schutzproblem für die endemischen neuseeländischen Grauenten (A. superciliosa superciliosa) darstellt, dies jedoch der Fall ist möglicherweise besser für die zunehmend landwirtschaftlich geprägten und städtischen Landschaften dieser Region geeignet (Ergänzende Abbildung S6; 75, 76, 77). Wichtig ist, dass unsere Ergebnisse im Gegensatz zum allgemeinen Konsens unter Wildtiermanagern stehen, dass Stockenten in Wildfarmen selten lange genug überlebt haben, um das Gebiet, in dem sie freigelassen wurden, zu verlassen, da aus unseren Ergebnissen hervorgeht, dass sie so schnell überlebt haben, dass ihre genetische Variation leicht gefunden werden konnte überall dort, wo sie freigesetzt wurden und werden (Abb. 2 und 3;78).

Trotz der Möglichkeiten zur Interaktion sind die Gründe dafür, warum Haus-/Wildstockentenhybriden das Ergebnis von Stockenten aus Wildfarmen und nicht von alternativen Hausrassen sind, unbekannt. Wir gehen davon aus, dass es möglich ist, dass phänotypische Ähnlichkeiten zwischen Wild- und Wildfarm-Stockenten möglicherweise nicht zu einer negativen assortativen Paarung führen, die zwischen wilden Stockenten und anderen Hausrassen wie der von Khaki Campbell bestehen kann (Abb. 1). Darüber hinaus ist es möglich, dass der Domestikationsprozess zu sehr unterschiedlichen genomischen Veränderungen in Ausmaß und Art führt (z. B. Chromosomeninversionen), die zu einer reproduktiven Isolation führen können; die aber bei Wild- und Wildfarm-Stockenten offensichtlich fehlt. Tatsächlich weichen Khaki Campbells über ddRAD-seq-Loci hinweg im Vergleich zu Wildfarm-Stockenten im Vergleich zu wilden Stockenten stark voneinander ab (ergänzende Abbildung S6). Verhaltensuntersuchungen und vollständige Genomdaten werden erforderlich sein, um zwischen diesen jeweiligen Hypothesen zu testen und mögliche Mechanismen besser zu verstehen, die zu unterschiedlichen Ebenen des interaktiven Potenzials und/oder der Lebensfähigkeit der Nachkommen führen, die zwischen wilden Stockenten und ihren verschiedenen domestizierten Arten bestehen können Rassen.

Angesichts der Tatsache, dass Koaleszenzereignisse die demografische Geschichte bestimmen79,80, zeigen wir, wie schwerwiegender Verlust und der Zustrom neuer genetischer Vielfalt durch genetische Drift (z. B. Inzucht, Domestizierung) bzw. Genfluss zu Abweichungen in der Allelgeschichte von ihren wahren Vorfahrenzuständen führen können. was zu einer verzerrten demografischen Geschichte führt47,81. Erstens stellen wir fest, dass extreme demografische Veränderungen im Vergleich zum wilden Vorfahrenstaat bei stark eingeschränkten Gruppen auftreten (z. B. wilde Stockenten aus Grönland, Khaki Campbell und Hawaii; Abb. 5; siehe auch Driftwerte in Abb. 4). Als nächstes korrespondiert das Vorhandensein und die Übertreibung zyklischer demografischer Muster in einem längeren Zeitraum im Allgemeinen mit dem Ausmaß und der Aktualität des Genflusses (Abb. 5). Während zum Beispiel alle drei analysierten Wildfarm-Stockentengruppen im Langzeitverlauf variable, aber übertriebene zyklische Muster zeigten, zeigte jede Gruppe entweder einen plötzlichen Anstieg (d. h. Eurasischer GFM und GFM-2) oder einen Absturz (d. h. GFM-1). Zeitpunkt Null (Abb. 5b), der darauf folgte, ob die Gruppe kürzlich eine wilde Introgression erlebte oder nicht (Abb. 3). Tatsächlich wurden ähnliche Verzerrungsmuster in PSMC-Analysen vollständiger Genome bei heimischen und wilden Stockenten gefunden68,69. Beispielsweise schlussfolgerten Guo et al.67 auf der Grundlage demografischer Rekonstruktionen, dass die Abstammungslinien der Hausbewohner vor über 40.000 Jahren auseinander gegangen seien, sodass die Domestikation der Stockenten noch früher als erwartet stattgefunden haben muss. Angesichts der Tatsache, dass die Tierhaltung und Domestikation in menschlichen Zivilisationen im Allgemeinen vor 15.000 bis 36.000 Jahren begann und die Domestizierung von Geflügel in den letzten 5.000 Jahren erfolgte73,82,83,84, argumentieren wir jedoch, dass diese Schlussfolgerungen zur demografischen Geschichte aufgrund von Verzerrungen verzerrt waren entstanden durch die schwerwiegenden Engpässe, die zwischen den heimischen Stockentenlinien auftraten. Das gleiche Muster kann bei Stockenten aus Wildfarmen beobachtet werden. Obwohl das wahre Datum der Stockentenvermehrung unbekannt bleibt, wurde die Aufzucht von Stockenten für die Sportjagd und damit der wahrscheinliche Aufstieg der Wildfarm-Stockente erstmals im Jahr 1631 in England für König Charles II.85 berichtet, und die Verwendung von Wildfarm-Stockenten wurde erstmals erwähnt in Zucht- und Beringungsbetrieben im England der 1890er Jahre86. Folglich sind unsere demografischen Ergebnisse, die auf eine starke zeitliche Divergenz zwischen Wildfarm- und wilden Stockenten hinweisen (Abb. 4), eindeutig ungenau, basierend auf Aufzeichnungen, die darauf hinweisen, dass diese Rasse, wie sie heute vorkommt, zwischen 150 und 400 Jahre alt ist. Insgesamt warnen wir davor, dass zukünftige Studien, die sich mit der Rekonstruktion der demografischen Geschichte befassen, die häufig bei Naturschutzbewertungen und Entscheidungsprozessen verwendet wird, bei der Auswahl der Individuen vorsichtig sein müssen, um Verzerrungen zu reduzieren, insbesondere bei Abstammungslinien, die von Natur aus ingezüchtet oder domestiziert sind oder einen hohen Gehalt aufweisen gemischte Individuen47,81.

Die Manipulation der Biodiversität durch Landnutzungsänderungen oder verschiedene menschliche Interaktionen spielt in vielen Bereichen der Gesellschaft eine wichtige Rolle, darunter Landwirtschaft, Stadtentwicklung, Wildtiermanagement und fast alle Formen des Naturschutzes87,88; Insbesondere die Domestizierung von Tieren war für den Aufstieg vieler Gesellschaften von entscheidender Bedeutung82,83,84. Allerdings können die durch künstliche Selektion während der Domestizierung begünstigten Merkmale in wilden Umgebungen oft schädlich sein und dadurch das Anpassungspotenzial, die Fitness und das Gesamtüberleben einer Wildpopulation verringern8,89,90,91,92,93,94. Bedauerlicherweise kommt es immer häufiger zu Wechselwirkungen zwischen wilden und wilden Tieren, und obwohl diese im Allgemeinen zu negativen Folgen für die einheimischen wildlebenden Taxa führen, können wilde Populationen in einigen Fällen davon profitieren und in zunehmend urbanisierten Landschaften gedeihen29. Solche Szenarien könnten seit langem bestehende Schutzprioritäten in Frage stellen; Wenn wir uns beispielsweise für den Erhalt der Artenvielfalt einsetzen, sollten wir dann damit beginnen, das Potenzial eingeführter wildlebender Taxa zu nutzen, um in städtischeren und landwirtschaftlich genutzten Lebensräumen zu gedeihen, und wenn ja, würde dies auf Kosten der lokal anpassungsfähigen wilden Vielfalt gehen oder diese ergänzen? Insbesondere wild lebende Taxa, die bereits im Fokus der Erhaltungsbemühungen stehen und alte Abstammungslinien mit relevanter genetischer oder kultureller Bedeutung repräsentieren, können perfekte Fälle einer Einbürgerung sein, mit dem Potenzial, Anerkennung und Schutz zu erhalten95.

Wildpopulationen unterscheiden sich aufgrund ihrer Geschichte der künstlichen Selektion von Natur aus von einheimischen Wildpopulationen. Daher hängt die Wahrscheinlichkeit, dass eine Gruppe einheimischer Individuen verwildert, von ihrer Reaktion auf den Selektionsdruck ihrer neuen Umgebung ab27. Zu diesem Zweck liefert die Geschichte der Freilassung heimischer Stockenten und der etablierten Wildpopulationen natürliche Experimente, die genutzt werden können, um unser Verständnis von „Verwilderung“ als Prozess sowie der Etablierung und Ausbreitung von Arten zu verbessern. Zunächst stellten wir fest, dass der genetische Nischenraum der wilden Stockenten Neuseelands sowie der wilden Stockenten in Europa und im Osten Nordamerikas durch Niederschlagsmengen in Dürrejahren und Wintervegetation erklärt wird und im Gegensatz zu anderen Gruppen auf menschliche Störungen reagiert ( Ergänzende Abbildung S7). Tatsächlich rekapitulieren Karten des genotypischen Umsatzes für jede dieser drei Gruppen Regionen auf der Welt mit einem starken menschlichen Fußabdruck (Abb. 6a, b, d; 26). Umgekehrt reagiert der genetisch adaptive Nischenraum wilder Stockenten in Ost-Eurasien und West-Nordamerika sowie in Frankreich, Spanien und Portugal weitgehend auf die Temperatur- und Niederschlagsregime ihrer Regionen (Abb. 6). Darüber hinaus stellen wir fest, dass neuseeländische Stockenten innerhalb wilder Populationen einen einzigartigen Anpassungsraum einnehmen, der das Ergebnis einer umfassenden Introgression lokal angepasster Grauenten sein könnte36. Insgesamt zeigen diese Ergebnisse, dass die Definition von „wild“ im Anthropozän möglicherweise nicht eindeutig ist und dass wilde Populationen in der Lage sind, relativ schnell auf vom Menschen verursachte und natürliche ökologische Veränderungen zu reagieren.

Während wir 1141 und 1360 Ausreißerorte aus der paarweisen ΦST- bzw. Umgebungsassoziation wiederhergestellt haben (ergänzende Abbildungen S6 und S7), gab es bei den Analysen einen allgemeinen Mangel an Konsistenz. Allerdings fanden wir in den Analysen eine Übereinstimmung zwischen 23 % (750 Loci) der wiederhergestellten mutmaßlichen Ausreißer-Loci (Supplementary Data 2). Dennoch lässt der Mangel an ΦST-Ausreißerkonsistenz bei jeweiligen paarweisen Vergleichen für wilde eurasische, wilde nordamerikanische und neuseeländische wilde Stockenten darauf schließen, dass erfahrene Selektionsdrücke aus ihren jeweiligen Nischenräumen unterschiedliche Auswirkungen auf Teile ihrer jeweiligen Genomen haben. Tatsächlich waren etwa 57 % der in GF-Modellen als signifikant assoziierten Loci gruppenspezifisch, was darauf hindeutet, dass Loci unabhängig voneinander durch unterschiedliche Selektionsdrücke zwischen den Gruppen beeinflusst werden. Das Fehlen überlappender Kandidatenorte ist angesichts der Art unseres ddRAD-seq-Datensatzes nicht überraschend, der auf nicht kodierende Regionen beschränkt ist, was bedeutet, dass wir die Auswirkungen der Selektion nur durch Trampen erkennen können96,97,98. Obwohl wir also viele Loci mit vermeintlich geringer Wirkung finden, erfordert die Identifizierung einer gemeinsamen genetischen Grundlage der Anpassung zwischen diesen Gruppen vollständige Genomdaten und mehr Informationen über Proteinfunktionen und ihre Reaktion auf diese verschiedenen Selektionsdrücke99,100.

In Zukunft wird die Naturschutzwissenschaft neue Ansätze und Praktiken benötigen, um die Herausforderungen des Klimawandels und unseres wachsenden menschlichen Fußabdrucks zu bewältigen100,101. Die Einführung von Stockenten in Neuseeland und Hawaii liefert Beweise dafür, dass sich wilde Populationen stabilisieren und selbsterhaltend werden können, da die Ergänzung und Einführung heimischer Varianten es ermöglicht, dass adaptive Allele vorherrschen, sobald die natürliche Selektion eine dominantere Kraft wird. Es ist jedoch möglich, dass diese Wildpopulationen das Ergebnis günstiger Inselbedingungen sind, auf denen Raubtiere und saisonale Veränderungen begrenzt sind. Daher gehen wir davon aus, dass die zunehmende Häufigkeit der Abstammung von Wildfarm-Stockenten bei wilden kontinentalen Stockenten angesichts der anspruchsvolleren Aspekte der Migration, der Raubtiere und der starken saisonalen Veränderungen besorgniserregend ist. Zusammengenommen werfen diese Ergebnisse die Frage auf, ob der derzeitige Rückgang der Stockentenpopulationen in Eurasien und Nordamerika auf den Zustrom von Fehlanpassungsmerkmalen freigelassener Stockenten auf Wildfarmen zurückzuführen ist oder einfach auf die Unfähigkeit verwilderter und mit Wildtieren vermischter Individuen zurückzuführen ist, sich weitaus mehr richtig an Ökosysteme anzupassen komplexer als Captive-Einstellungen. Es muss ermittelt werden, wie die Domestikation die Morphologie, das Verhalten und/oder die Ökologie von Wildfarm-Stockenten verändert hat, um zu testen, ob die Introgression solcher Merkmale für Wildpopulationen in einer Weise schlecht angepasst ist, die zu sinkenden Populationsparametern (z. B. Überleben und Fruchtbarkeit) und -größen führt . Ungeachtet dessen wird die zunehmende Prävalenz wilder und nicht heimischer Populationen zu einem großen Naturschutzproblem und ist unter anderem die Hauptursache für die biotische Homogenisierung102,103, insbesondere da immer mehr endemische Arten im Anthropozän gefährdet werden29. Daher erfordern die Interaktion von Wild- und Haustieren sowie die potenzielle Etablierung wilder oder mit Wildtieren vermischter Populationen aufgrund der dynamischen Natur selektiver Umweltbelastungen, der Urbanisierung und des Klimawandels eine kontinuierliche Überwachung.

Gewebe, Blut, DNA oder vergleichbare veröffentlichte Sequenzen wurden für insgesamt 1916 Proben wilder und wilder Stockentenpopulationen erhalten, die ihre Verbreitungsgebiete auf dem nordamerikanischen Festland, Eurasien, Hawaii und Neuseeland repräsentieren (Abb. 7; ergänzende Daten 1). Darüber hinaus wurden bekannte inländische Bestände von Wildfarm-Stockenten aus zwei bzw. drei Reservaten in Eurasien und Nordamerika beprobt. Schließlich wurden auch mehrere wilde Khaki-Campbell-Stockenten (N = 13; siehe auch Abb. 1) einbezogen, die als Ersatz für alternative heimische Park-Stockenten dienten.

Größe und geografische Standorte der Proben, die in (a) eurasischen Ländern, (b) nordamerikanischen Staaten und (c) beiden neuseeländischen Inseln entnommen wurden. Wilde Stockenten, bekannte Wildfarm-Stockenten und drei Wildpopulationen sind auf der Karte farblich gekennzeichnet.

Wir extrahierten genomische DNA aus Blut oder Gewebe mithilfe eines DNeasy Blood & Tissue-Kits gemäß den Protokollen des Herstellers (Qiagen, Valencia, CA, USA). Die DNA-Integrität basierte auf dem Vorhandensein einer Bande mit hohem Molekulargewicht, die durch Gelelektrophorese unter Verwendung eines 1 %igen Agarosegels bestimmt wurde104.

Wir führten eine PCR-Amplifikation durch und Sanger sequenzierte die mitochondriale Kontrollregion (mtDNA) in allen Proben105,106 und befolgte die in Lavretsky et al.107 beschriebenen Protokolle (Einzelheiten finden Sie auch unter „Ergänzende Methoden“). Wir haben zuvor veröffentlichte Daten für 739 Proben und neue Sequenzen mit Sequencher v. 4.8 (Gene Codes Corporation, Ann Arbor, MI, USA) abgeglichen und bearbeitet. Alle neuen Sequenzen werden in der GenBank hinterlegt (Zugangsnummer: OR089157-OR090779; probenspezifische Informationen finden Sie in den Zusatzdaten 1).

Stockenten zeichnen sich durch die mtDNA-Haplogruppen der Alten Welt (OW) A und der Neuen Welt (NW) B aus, die Individuen eurasischer bzw. nordamerikanischer Abstammung unterscheiden48,49,108. Da alle heimischen Stockenten eurasischer Abstammung sind, tragen sie OW-A-Haplotypen und sind somit ein Unterscheidungsmerkmal bei der Beurteilung, ob eine Introgression von Stockenten in Wildfarmen wahrscheinlich innerhalb einer wilden Stockentenlinie in Nordamerika aufgetreten ist43,109. Daher wurden die Proben mithilfe eines Median-Joining-Netzwerks, das mit dem Programm POPART110 durchgeführt wurde, anhand eines Median-Joining-Netzwerks visualisiert und so sortiert, dass sie Haplogruppen OW A gegenüber NW B aufweisen. Beachten Sie, dass für dieselben Stockenten aus Hawaii zwar keine vergleichbaren Sequenzen verfügbar waren, bei diesen jedoch zuvor gezeigt wurde, dass sie OW-A-Haplotypen besitzen20,111. Schließlich haben wir den Anteil der Proben mit Haplotypen OW A gegenüber NW B nach europäischem Land oder der nordamerikanischen Flugroutenregion für Wasservögel aufgezeichnet, die im Allgemeinen Migrationswege in ArcMap v. 10.7.1 (Esri) definiert.

Wir folgten den ddRAD-seq-Bibliotheksprotokollen unter Verwendung der Restriktionsenzyme SbfI und EcoRI und wie in DaCosta und Sorenson112 beschrieben (siehe auch Lit. 96). Die Größenauswahl folgte den Gelelektrophoreseprotokollen, wie in DaCosta und Sorenson112 für Proben, die vor 2016 gesammelt wurden, beschrieben, wobei die nach der Größe gesammelten Proben nach einer optimierten doppelseitigen Magnetkügelchenauswahl ausgewählt wurden, wie in Hernandez et al.113 beschrieben. Da im letzten Jahrzehnt Proben gesammelt wurden, wurden Multiplex-Bibliotheken an verschiedene Genomeinrichtungen zur 150-Basenpaar-Single-End-Chemiesequenzierung auf Illumina-Plattformen gesendet, darunter HiSeq 2000, HiSeq 2500, HiSeq 4000, HiSeq X und Novoseq. Weitere Einzelheiten zu den Protokollen zur DNA-Extraktion und zur Vorbereitung der ddRAD-seq-Bibliothek finden Sie in den ergänzenden Methoden. Alle rohen Illumina-Sequenzen sind im National Center for Biotechnology Information Sequence Read Archive verfügbar (BioProject-Zugangsnummern: PRJNA980669, PRJNA51603516, PRJNA911832114, PRJNA800412115, PRJNA59191243, PRJNA84779247, PRJNA74536653, PRJNA5775). 8120, PRJNA718623116; Probenspezifische Zugangsnummern finden Sie in den Zusatzdaten 1 ). In allen Fällen wurden rohe Illumina-Lesevorgänge mithilfe des ddRADparser.py-Skripts der BU ddRAD-seq-Pipeline112 auf der Grundlage perfekter Barcode-/Indexübereinstimmungen demultiplext.

In 1916 Proben verwendeten wir benutzerdefinierte interne Python-Skripte (Python-Skripte verfügbar unter https://github.com/jonmohl/PopGen; siehe43), um die Sequenzfilterung, Ausrichtung und Genotypisierung mithilfe einer Kombination aus Trimmomatic117, Burrows Wheeler Aligner v . 07.15 bwa;118 und Samtools v. 1.7117 (ausführliche Methoden finden Sie in den ergänzenden Methoden). Beachten Sie, dass die Lesevorgänge auf ein Referenzgenom wilder Stockenten auf Chromosomenebene ausgerichtet waren119. Wir haben die VCF-Dateien außerdem nach Basenpaaren gefiltert, denen mehr als 5 % der Proben fehlen, und die außerdem eine Basenpaartiefe von mindestens 5X (d. h. 10X pro Genotyp) und einen PHRED-Qualitäts-pro-Base-Score von ≥30 mit VCFtools v. 0.1 aufwiesen. 15120.

Schließlich wurde jeder Probe das Geschlecht zugewiesen, basierend auf Unterschieden in der Sequenzierungstiefe zwischen autosomalen und geschlechtschromosomengebundenen Loci121. Insbesondere für das homogametische Geschlecht (d. h. Männer = ZZ) erwarten wir, dass die Sequenzierungstiefe bei W-Geschlechtschromosomen-gekoppelten Loci nahe Null liegt, bei Z-Geschlechtschromosomen-gekoppelten Loci jedoch nahezu die gleiche Tiefe im Vergleich zu autosomalen Loci. Für das heterogametische Geschlecht (d. h. Frauen = ZW) erwarten wir, dass sowohl an W- als auch an Z-Geschlechtschromosomen-verknüpften Loci im Vergleich zu autosomalen Loci etwa die Hälfte der Sequenzierungstiefe wiederhergestellt wird.

Die gesamte Kernpopulationsstruktur basierte auf unabhängigen bi-allelischen ddRAD-seq-autosomalen Einzelnukleotid-Polymorphismen (SNPs) und ohne eine apriorische Zuordnung von Individuen zu Populationen oder Arten. Der endgültige Datensatz wurde erhalten, indem VCFtools v. 0.1.15120 verwendet wurde, um zunächst bi-allelische SNPs zu extrahieren, und dann PLINK v. 1.9122, um nach Singletons zu filtern, wobei jedem SNP ≥ 5 % der Daten in den Proben fehlen oder er sich im Kopplungsungleichgewicht (LD) befindet ( Detaillierte Methoden finden Sie in den ergänzenden Methoden.

Die Bevölkerungsstruktur wurde zunächst mit einer Hauptkomponentenanalyse (PCA) visualisiert, wie sie in PLINK v. 1.9122 implementiert wurde. Anschließend wurden Zuordnungswahrscheinlichkeiten (Q-Werte) mit dem Programm ADMIXTURE v. 1.3123,124,125 geschätzt. Zusätzlich zur Ermittlung der durchschnittlichen Q-Werte über 100 Iterationen basierten die Standardfehler für jede Analyse auf 100 Bootstrap-Replikaten für jedes ausgewertete K-Populationsmodell. Wir haben ausgewertet, ob der gemittelte Q-Score und der entsprechende Standardfehler eine Populationszuordnung von ≥98 % überlappten, die wir als genetisch reines Elternteil betrachteten, während die Individuen, die mehreren genetischen Clustern zugeordnet waren, als Hybriden eingestuft wurden16. Detaillierte Methoden finden Sie in den ergänzenden Methoden. Wir haben in ArcMap v. 10.7.1 (Esri) den Anteil der als hybrid oder wild eingestuften Proben nach europäischem Land und nordamerikanischem Wasservogel-Zugweg aufgezeichnet.

Um die Auswirkungen zeitgenössischer Genflussereignisse auf Schlussfolgerungen zu verringern, haben wir als Nächstes alle Hybriden ausgeschlossen, die in Populationsstrukturanalysen identifiziert wurden (dh zeitgenössische Hybriden), wenn wir die relative Differenzierung (ΦST), die Nukleotiddiversität und die Rekonstruktion phylogenetischer Beziehungen der großen Wild- und Hausstockenten schätzen Abstammungslinien. Zu diesem Zweck haben wir aus den oben genannten Populationsgenetikanalysen gewonnene genetische Cluster verwendet, um Proben zu kategorisieren und diejenigen Proben abzugrenzen, die Eltern- und zeitgenössische Hybriden darstellen. Anschließend haben wir mithilfe des PopGenome-Pakets im Programm R126 die paarweise relative Populationsdifferenzierung (ΦST) und die Nukleotiddiversität pro Population über ddRAD-seq-Loci geschätzt. Zusätzlich zu zusammengesetzten paarweisen Populationsschätzungen unter Verwendung verketteter autosomaler und Z-Chromosomen-Datensätze wurden auch Schätzungen der relativen Differenzierung pro Ort über ddRAD-seq-Loci hinweg geschätzt. Zur Erkennung von Ausreißern wurde ein Zwei-Standard-Abweichungsschwellenwert aus dem Durchschnitt der ΦST-Schätzungen verwendet, die über paarweise und Ort-für-Ort-Vergleiche erhalten wurden. Obwohl wir einen im Allgemeinen willkürlichen Grenzwert verwendeten, konnten wir auf diese Weise dennoch unser Hauptinteresse untersuchen, ob dieselben oder unterschiedliche Loci bei paarweisen Vergleichen erhöhte Schätzungen der relativen Differenzierung zeigten127,128.

Schließlich wurde das Programm TreeMix Version 1.12129 verwendet, um die Evolutionsgeschichte zwischen den wichtigsten wilden und heimischen Stockentenlinien zu rekonstruieren und zu vergleichen. Neben der Rekonstruktion von Beziehungen wurde in TreeMix auch auf den historischen Genfluss geschlossen. Kurz gesagt, TreeMix schätzt gleichzeitig einen Artenbaum mit maximaler Wahrscheinlichkeit (ML) sowie die Richtung und das Gewicht (w) des Genflusses zwischen Taxa, der die analysierten Allelfrequenzen zwischen Gruppen am besten erklärt. Die optimale Anzahl von Migrationskanten wurde durch sequentielles Addieren von Migrationsereignissen bis zu 36 (-m 0–36) und anschließendes Bewerten des Anteils der durch jedes Migrationsmodell erklärten Varianz bestimmt. Standardfehler (-se) wurden berechnet, um die Signifikanz zwischen wiederhergestellten Migrationskanten zu bewerten. Um ein übermäßiges Vertrauen in das Baummodell zu begrenzen, wurden Migrationskanten hinzugefügt, bis >99 % der Varianz im Baummodell erklärt wurden. Schließlich wurden Wahrscheinlichkeitsverhältnisse mithilfe von Wahrscheinlichkeitsschätzungen berechnet, um die Signifikanz zwischen möglichen Baummodellen zu bewerten.

Die langfristige demografische Geschichte jeder Stockentenpopulation wurde nach dem Ansatz von Hernandez et al.113 geschätzt, der ∂a∂i verwendet, um Veränderungen der effektiven Populationsgröße im Laufe der Zeit auf der Grundlage multiindividueller Teilgenomdaten zu modellieren. Das SFS jeder Art wurde gefaltet und maskiert, bevor es nach unten projiziert wurde, um fehlende Daten zwischen den Gruppen zu berücksichtigen113,130,131. Anschließend haben wir die Konfidenzintervalle (CI) mithilfe der in ∂a∂i131,132 enthaltenen Parameterunsicherheitsmetriken geschätzt. Kurz gesagt berechnet ∂a∂i Unsicherheitswerte mithilfe einer Fisher-Informationsmatrix (FIM), die eine Varianzberechnung ermöglicht, indem sie misst, wie viele Informationen aus den Daten in Bezug auf einen unbekannten Parameter abgeleitet werden können. Wir haben die Anzahl der Parameter, für die ∂a∂i eine echte Schätzung der Unsicherheit zurückgeben kann, maximiert, indem wir die Unsicherheit über einen Bereich von Schrittgrößen berechnet haben (ε = 10−2–10−9132,133; siehe auch detaillierte Methoden zu Unsicherheitsmetriken113). ). ∂a∂i-Parameter wurden dann in biologisch informative Werte umgewandelt (Einzelheiten siehe ergänzende Methoden).

Wir haben hochauflösende (d. h. ~1 km2) globale Umweltdaten aus mehreren öffentlichen Datenbanken erhalten, wobei der Schwerpunkt auf 27 jährlichen und saisonalen Umweltvariablen lag, die nachweislich Auswirkungen auf die Physiologie und Ökologie der Vögel haben (Tabelle 1; 47,134). Konkret haben wir 19 Klimavariablen aus der Worldclim-Datenbank Version 1.4 (https://www.worldclim.org/version1;134) einbezogen; Daten zum Landsat Normalized Difference Vegetation Index (NDVI), Enhanced Vegetation Index (EVI) und Net Primary Productivity (NPP) aus der USGS AppEEARS-Datenbank (https://lpdaacsvc.cr.usgs.gov/appeears); und Höhendaten von der Global Land Cover Facility (http://www.landcover.org/). Um die Bedeutung menschlicher Störungen auf die genetische Vielfalt in Wild- und Wildpopulationen zu testen, haben wir zusätzlich Daten von der Human Impact Wildlife Conservation Society135 heruntergeladen die Human Footprint Wildlife Conservation Society136 Indizes.

Individuen, die in Wildfarmen gemischt waren, wurden aufgrund von Abstammungsschätzungen von ADMIXTURE von diesen Analysen ausgeschlossen; Darüber hinaus wurden für Eurasien und Nordamerika nur im Winter gesammelte Proben verwendet (Stockenten aus Hawaii und Neuseeland sind nicht wandernd). Dem Ansatz von Bay et al. folgend (siehe auch Lit. 47,137) verwendeten wir eine Genotyp-Umwelt-Assoziationsanalyse, wie sie im R-Paket GradientForest (GF)46 implementiert ist. Die GF-Analyse wurde ursprünglich entwickelt, um Auswirkungen von Umgebungsprädiktorvariablen auf den Artenumsatz in einer Landschaft zu erkennen46, wurde jedoch seitdem zur Identifizierung und Modellierung von Änderungen in der Allelfrequenz47,137,138 angepasst. Kurz gesagt, wir haben genetische Umweltzusammenhänge für jede der Populationen visualisiert138 und die kombinierte GradientForest-Funktion verwendet, um Unterschiede im genetischen Nischenraum zwischen den Gruppen zu bestimmen (siehe Lit. 47; Einzelheiten siehe auch ergänzende Methoden).

Statistische Analysen wurden entweder in Softwarepaketen oder in R durchgeführt, wobei laufbereite Eingabedateien in figshare hinterlegt waren (Zugang https://doi.org/10.6084/m9.figshare.23396225). Diese Studie umfasste insgesamt 1916 Proben, es wurden jedoch verschiedene Teilmengen dieser Gesamtmenge ausgewählt, um spezifischere Fragen zu beantworten (Einzelheiten finden Sie auch unter „Ergänzende Methoden“).

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

Mitochondriale DNA-Sequenzen sind in der GenBank hinterlegt (probenspezifische Zugangsnummern finden Sie in den Zusatzdaten 1). Alle rohen Illumina-Sequenzen sind im National Center for Biotechnology Information Sequence Read Archive (BioProject-Zugangsnummern: PRJNA980669, PRJNA516035, PRJNA911832, PRJNA800412, PRJNA591912, PRJNA847792, PRJNA745366, PRJNA577581, PRJNA718623; Probe) verfügbar Spezifische Zugangsnummern finden Sie in den Zusatzdaten 1 ). Alle anderen Quelldaten (z. B. FASTA (Abb. 2), ADMIXTURE-Eingabe (Abb. 3), TREEMIX-Eingabe (Abb. 4), ∂a∂i-Eingabe (Abb. 5) und Gradient Forest-Eingabedateien (Abb. 6). ), die für alle Abbildungen und Tabellen verwendet werden, sind auch auf Figshare verfügbar (Zugang https://doi.org/10.6084/m9.figshare.23396225). Alle anderen Daten sind auf begründete Anfrage beim entsprechenden Autor (oder ggf. anderen Quellen) erhältlich.

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Wir möchten insbesondere allen staatlichen und bundesstaatlichen Behörden der Vereinigten Staaten, den Canadian Wildlife Services, New Zealand Fish and Game und allen Privatpersonen auf der ganzen Welt danken, die Proben zur Verfügung gestellt und dieses Projekt ermöglicht haben. Wir möchten E. Fricke, M. Kaminski, F. Hernandez, V. Musni, M. Cone, E. Duenez und P. Cavarrubias für ihre Hilfe im Labor danken. Die Finanzierung erfolgte durch das Ducks Unlimited Canada Institute for Wetlands and Waterfowl Research, die Waterfowl Research Foundation, die National Institutes of Health (NIH-NIMHD-Zuschuss 5U54MD007592) und die National Science Foundation (DEB Grant ID 2010704). Darüber hinaus wurde PS von der schwedischen Umweltschutzbehörde finanziert (Grant ID V-205-09) und RHSK von Martin Wikelski am Max-Planck-Institut für Verhaltensbiologie finanziert. Abschließend möchten wir der AE und zwei anonymen Gutachtern für ihre Kommentare danken.

Abteilung für Biowissenschaften, University of Texas at El Paso, El Paso, TX, 79668, USA

Philip Lawretsky und Joshua I. Brown

Fakultät für Mathematische Wissenschaften, University of Texas at El Paso, El Paso, TX, 79668, USA

Jonathan E. Mohl

Fakultät für Naturwissenschaften, Universität Kristianstad, SE-291 88, Kristianstad, Schweden

Pär Söderquist

Abteilung Migration, Max-Planck-Institut für Verhaltensbiologie, 78315, Radolfzell, Deutschland

Robert HS Kraus

Abteilung für Umweltbiologie, State University of New York College of Environmental Science and Forestry, Syracuse, NY, 13210, USA

Michael L. Schummer

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PL konzipierte die Studie; PL & MLS finanzierten das Projekt; Von PL und JIB entworfene Experimente; Die Probenentnahme erfolgte durch PL, PS, RHSK, MLS und JIB; PL, JM und JIB haben molekulare Daten erhalten; PL, JM und JIB führten Bioinformatik und molekulare Analysen durch; PL, JM, PS, RHSK, MLS und JIB haben gleichermaßen zum Verfassen des Manuskripts beigetragen.

Korrespondenz mit Philip Lawretsky.

Alle Autoren haben keine konkurrierenden Interessen.

Communications Biology dankt Filippo Barbanera und den anderen, anonymen Gutachtern für ihren Beitrag zum Peer-Review dieser Arbeit. Hauptredakteure: Luke Grinham und David Favero.

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

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Nachdrucke und Genehmigungen

Lavretsky, P., Mohl, JE, Söderquist, P. et al. Die Bedeutung von Wild: Genetische und adaptive Konsequenzen aus großflächigen Freilassungen heimischer Stockenten. Commun Biol 6, 819 (2023). https://doi.org/10.1038/s42003-023-05170-w

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Eingegangen: 25. Oktober 2022

Angenommen: 24. Juli 2023

Veröffentlicht: 05. August 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s42003-023-05170-w

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