土壤健康差距：建立土壤健康管理基准的概念
导 读
文章提出了“土壤健康差距”新概念，并将其定义为给定农业生态系统中原状土壤中土壤健康与农田中当前土壤健康之间的差异。土壤健康差距为土壤健康管理决策和目标建立了基准，并且可以从特定地点扩展到区域甚至全球。
译者:陈能场（广东省生态环境技术研究所研究员、中国科协环境生态领域首席传播专家）
文章：Maharjan B, Das S and Acharya BS. 2020. Soil Health Gap: A concept to establish a benchmark for soil health management. Global Ecology and Conservation. 23：Article e01116
摘要
日益增长的呼吁和对可持续农业的需求已引起对土壤以及改善或保持土壤健康的努力的应有关注。大量研究和田间试验从理化和生物学指标的角度报告了土壤健康，并确定了可以改善土壤健康的不同管理方法。但是，问题仍然是，自农业诞生以来，有多少耕地退化了？最大或实际可达到的土壤健康目标是什么？确定一个定义实际退化幅度并同时设定潜在土壤健康目标的基准，将优化采用不同做法改善土壤健康的努力。在本文中，我们讨论了一个新的术语“土壤健康差距”，其定义为给定农业生态系统中原状土壤中土壤健康与农田中当前土壤健康之间的差异。土壤健康差距可以根据一般或特定的土壤特性（例如土壤碳）来确定。在原生草地、免耕、常规耕作和底土暴露的农田中测量土壤有机碳。基于土壤有机碳的土壤健康差距为免耕< 常规耕作< 底土暴露的农田，随后，采用保护措施的最大可达到的土壤健康目标将因现有的管理措施或条件而异。土壤健康差距为土壤健康管理决策和目标建立了基准，并且可以从特定地点扩展到区域甚至全球。
关键词：土壤健康；土壤健康差距；土壤质量；农业生态系统；基准；土壤碳
1. 前言
“土壤健康”的核心概念可以追溯到100年前，并且一直在发展（Brevik, 2018）。Doran 等(1996)将土壤健康定义为“土壤在生态系统和土地利用边界内发挥重要生命系统功能，维持动植物生产力，维持或改善水和空气质量以及促进动植物健康的能力。”。简而言之，土壤健康（有时被称为土壤质量）是土壤作为维持植物、动物和人类的重要生命生态系统的持续能力 (NRCS, 2017)。
土壤是一种有限、动态和脆弱的生物资源，在时间和空间上具有不同的物理、化学和生物特性 (Lal, 2009)。土壤退化，气候变化和人口增长对全球粮食安全和环境质量构成严重威胁 (Allen et al., 2011; Oliver and Gregory, 2015)。土壤退化通常归因于土壤和养分管理不善、过度放牧、清除过多的农作物残渣以及大规模的非农业活动(Karlen and Rice, 2015)。土壤健康概念的基础是土壤是一个活的生态系统，土壤的福祉对于实现生态系统服务（包括高质量的空气和水）、促进多样化的生物和微生物群落结构，对支持着高水平的生物多样性、提高作物生产力，促进人类健康至关重要。
近年来，土壤健康引起了越来越多的关注。然而，量化它的努力一直是充满挑战和演变。通常，健康的土壤具有足够的矿物质营养素、足够的生根深度、促进生长的微生物、较低的害虫和杂草压力以及对土地退化的抵抗力和复原力 (Magdoff, 2001)。因此，健康的土壤可以抑制病虫害，增加产量并改善作物品质(Van Bruggen and Semenov, 2000)。气候变化和人口扩张增加了全球紧迫性，需要优化土壤资源管理和恢复退化的土地，以维持或增强土壤健康和生态系统服务，并确保到2050年将达到92亿的人口的粮食安全。
缺乏相关的特定地点和/或特定属性的土壤健康基准限制了研究工作，难以衡量不同管理实践对某些或几种土壤健康指标的影响 (Silveira and Kohmann, 2019)。基准可以是农业生态系统中未开垦/未受干扰的原生土壤中的土壤健康的参考，从而可以确定受管理农田中土壤健康状况的差距。在大多数情况下，在给定的农业生态系统中，原生土壤（native soils）的土壤健康指标得分高于耕地。由于气候及其对土壤的影响，这种基于得分或基于土壤特性的基准将是特定于位置的。在很难找到原生土地的地方，可以使用附近农庄或附近没有耕种或受到最小干扰的农田围栏的土壤来确定土壤健康基准。但是，在大平原，农用围栏将是一个较差的参考区域，因为围栏的土壤过去可能已受到干扰，并且由于反复的风蚀事件而接收了粉尘，导致原生土壤的代表性较差。
一旦确定了某个区域的基准，就可以根据一般或特定的土壤特性（例如土壤碳或土壤团聚体）来确定土壤健康状况。土壤碳是许多土壤健康计划的基础，因为它与土壤生态系统服务相对应。由于耕种和土地使用造成的土壤碳损失增加了土壤侵蚀，减少了全球土壤的养分供应。根据未受干扰土壤的一般或特定土壤特性确定土壤健康基准，将衡量土壤退化程度，同时设定潜在的土壤健康目标。这种对耕地土壤健康差距的理解，将为土壤健康管理决策提供信息，从而优化改善土壤健康的努力。
本文的目的是定义“土壤健康差距”，并使用一个具体的例子来说明这一概念。该示例比较了当前管理的农田和具有原生多年生植被并且未被干扰的类似土壤。定义之后，土壤健康差距（SHG）概念可以从特定地点的案例扩展到区域，然后扩展到全球范围。预计具体的量化SHG会因地点、管理和农业生态系统的不同而有所差异，因此，适当的土壤健康管理工具也会有所不同。在本地、区域和全球层面了解SHG有助于确定改善土壤健康的潜在区域并确定其优先级。
2.土壤健康差距的定义
土壤健康差距定义为“在给定的农业生态系统中，未受干扰的原生土壤的土壤健康与农田中当前的土壤健康之间的差异”（图1）。
SHGx= (SH)n – (SH)m （I）
式中，SHGx =土壤健康差距，下标表示一般或特定性质，(SH)n和(SH)m分别表示原生土壤和管理下耕地土壤健康。
图1.土壤健康差距的概念图
土壤特性（例如渗透、大孔、团聚体的大小和稳定性、土壤有机质（SOM）、通气、地表水和地下水质量，以及土壤生物群落（如微生物，无脊椎动物）共同界定了土壤健康 (Doran and Parkin, 1994; Parr et al., 1992)。已经有一些努力来确定和建立表征不同农业系统土壤健康的关键限制性指标，我们付出了许多努力(Sánchez-Navarro et al., 2015)。对于像土壤这样复杂的系统，土壤健康指数将是若干指标的函数，并且可能必须针对给定的土壤或农业生态系统来制定。
有几个基准对于土壤健康管理至关重要。土壤健康阈值提出管理实践将影响土壤健康的限度。如果不采用土壤健康管理措施，土壤健康临界值将决定土壤健康恶化的限度。这些限度是动态的，并随气候和土壤特性而变化 (Arshad and Martin, 2002)。 SHG将基于原生未受干扰土壤的土壤健康基准特性，代表土壤退化的程度，并设定最大的潜在土壤健康目标。
原生未受干扰的土壤为一直未开垦、不受干扰的土壤提供了基线参考。表土和碳的流失主要是由于种植和土地使用，使全球土壤和土壤生态系统服务恶化。基于特定或一般属性的原始原生土壤的土壤健康状况可能是提出最高土壤健康管理目标的基准。由于确定了管理方法以解决农田中的一般或特定问题，因此这种定量基准将提供一个最大目标，以尝试并实现长期的可持续性。
应根据一年中不同时间戳（timestamps ）的最大可能采样数来建立特定于站点的基准，以避免采样误差和季节性影响造成的混淆影响。“土壤健康差距”将有助于识别土壤健康问题，以实现最大的长期可持续发展目标，并从质量上改善土壤健康。 SHG与作物生产以及生态系统服务的相关性，包括土壤剖面中的养分浸出、温室气体排放、生物群落在时间和空间上的多样性，将更好地了解不同的土壤健康指标及其对土壤健康的定量影响。这种差距概念允许在必要时处理土壤健康的具体指标，并考虑农民、环保主义者、工程师或经济学家的观点。随着制定土壤健康指数的努力，我们将针对特定的土壤健康指标详细阐述SHG的概念。在这里，选择土壤有机碳来确定SHG，土壤健康指标的选择将取决于某个地区土壤健康测量的知识和经验以及支持数据的可用性。
2.1. 从土壤碳角度看土壤健康差距
土壤碳是重要的土壤健康指标，并且会成为发展任何土壤健康指数的关键因素，因为它会影响土壤的理化和生物学特性(Lal, 2016)。土壤碳库包含有机碳（SOC）和无机碳形式。土壤有机碳（SOC）库是动态的，会影响水的渗透，养分保留，团聚体的稳定性，并能有复原力抵御极端气候。它还有助于维持多样化和动态的土壤生物群落，并控制养分循环的生物地球化学。土壤管理在不同层面影响土壤。 Ingram 和 Fernandes (2001).很好地介绍了土壤中受各种因素和农艺方法影响的土壤中"潜力"、"可达到的"和"实际的"碳水平的概念。他们得出的结论是，改善全球土壤的作物和土壤管理将导致土壤碳含量增加，进而改善整体土壤健康状况。确定土壤碳水平的基准就可设定现实的目标。
在土壤C的背景下，SHG将是“在给定的农业生态系统中，土壤C从原生地到管理耕地的差异或枯竭”。
SHGC = (Soil C)n– (Soil C)m （II）
式中 SHGC = 关于土壤碳的土壤健康差距，（ (Soil C)n和 (Soil C)m是指原生土壤（n）和管理下的耕地土壤（m）。
Davidson 和 Ackerman(1993)展示了以前未受干扰的土壤的种植如何在最初的5年内导致SOC损失20％，并在接下来的15年内SOC增加5％。 Wei等(2014) 研究表明，长期种植期间SOC储备损失更大（43.1±1.1％）。自农业诞生以来，地球从最上面的2 m土壤中损失了133 Pg C（=全球总土壤C的8％）(Sanderman et al., 2017)。在2015年联合国气候变化大会COP21上发起的“千分之四倡议”推动了每年将全球土壤C储量增加0.4％的需求，以遏制人为温室气体的空前增加，改善土壤健康并增强气候变化的适应性(Minasny et al., 2017)。
减少耕作，特别是免耕制度，增加作物轮作的多样性，在作物中或作物后增加覆盖作物，以及添加有机改良剂，都是可以改善有机碳含量的一些措施。碳分布的时空估计和土壤固碳的技术潜力具有高度不确定性，并且会随着测量和建模技术、土壤气候变量以及农艺措施等而变化 (Bai 等., 2019)。了解和估算与土壤C有关的SHG可能会提供一种衡量当前土壤退化程度的方法，以帮助指导未来的土壤健康管理决策，并为实现目标提供最大价值。
2.2. 土壤健康差距：一个例子
这项初步研究的目的是确定美国半干旱高平原上受管理耕地中SOC的SHG。其假设是，不同的耕作系统会产生不同程度的SHG。到2020年春季，在内布拉斯加州西部的斯科茨布拉夫县，从未受干扰的原始草原、免耕和常规耕种的农田以及裸露的土壤中收集了几个0-20厘米的土壤样品并制成混合样。土壤特征是沙质壤土（粗粉质，混合型，超活性，中性的干旱Haplustolls）。原始草原土地未被干扰，也没有任何管理记录。自2005年以来，免耕农场一直处于免耕状态。最初的种植系统包括冬小麦（Triticum aestivum）、玉米（Zea mays）和扁豆（Phaseolus vulgaris）。 2006年，在小麦之后种植了春季油菜（Brassica napus）。这让整个种植体系具有两种草料作物和两种阔叶作物。常规耕作的农场在玉米-糖用甜菜（Beta vulgaris）-玉米-扁豆的轮作下进行，每年春季都在30厘米深的地方进行有壁犁耕作（moldboard plowing ）。2003年一个裸露底土的农场为了便于管理平整了一座小山丘。该田地进行了条带耕作，并进行玉米-甜菜-扁豆轮作。用燃烧损失法来测量从所有这些地点收集的土壤样品中的SOC (Hoogsteen et al., 2015)。
2.2.1. 结果和讨论
在不同耕作历史的农场之间测得的SOC呈指数级下降，从草地（4.4％）到免耕（2.2％）到常规管理（1.8％）的耕地到下层土壤暴露的田地（0.7％）（图2）。这些农场之间SOC的差异说明了这些农场之间的SHG不断增加。有许多混杂因素，例如作物去除、表土深度、土壤流失、作物轮作、灌溉以及其他可能影响SOC的管理措施。无论造成当前土壤健康状况的因素如何，SHG提供了与天然原状土壤相比土壤退化程度的衡量标准，并采用保护做法，提出了可达到的最大土壤健康目标。
图2.内布拉斯加州斯科茨布拉夫的特里普非常细的沙质壤土上的天然草原、免耕地和常规耕种的农田下的土壤有机碳。带回归方程的红线描述了四个位置上SOC的回归拟合。
根据方程式（II），
免耕：SHGC = 44–22 = 22 g C kg-1
常规耕种的农田：SHGC = 44–18 = 26 g C kg-1
裸土暴露的农田：SHGC = 44–7 = 37 g C kg-1
通过引入管理实践来增强这些领域的SOC，SHG提供了一个最大可实现的目标。在没有SHG测量的情况下，则由于缺乏可能的最高目标的度量，人们可能会低估或高估土壤健康目标。以SOC计算的SHG建议在给定农业生态系统土壤健康改善方面实现最大可达到的目标。 SHG越大，土壤健康改善的机会就越大。
对于给定的一组气候条件，SOC水平处于稳定状态，原始未受干扰土地的SOC水平将高于农田 (Wortmann et al., 2017)。增加SOC在农业学和环保方面是可取的，但对于气候、土壤和管理条件而言并不总是可行的，因为SOC会向稳定状态水平发展，除非做法发生重大变化。当SOC低于未受干扰的土地时是改善农田土壤健康的最佳机会。耕地转为草地、作物残留管理和免耕种植都显示出碳含量的增加(Minasny et al., 2017)。在一项荟萃分析中，Poeplau和Don (2015) 估计，在22 cm的农业土壤中，覆盖作物可以使SOC增加0.32 Mg C公顷-1年-1。生物炭改良剂、覆盖作物和保护性耕作可能分别使农田中的C固存增加39％、6％和5％ (Bai et al., 2019)。随着不同管理做法的好处被记录下来，因此从SOC角度了解SHG可以为最大潜在目标提供基准，从而为土壤健康管理决策和目标提供依据。
3.土壤健康差距：挑战与机遇
科学地确定初级土壤健康指标，在此基础上制定土壤健康指数，是可靠地、定量地衡量土壤健康的关键。当前的研究工作旨在确定不同管理实践对特定或几种土壤健康指标的影响。土壤健康差距将提供一个亟需的普遍体系，以确定土壤健康管理的基准，而无需考虑是否根据多个指标或特定的土壤健康指标来衡量土壤健康。
SHG 分析将为确定限制当前农业生产力的重要土壤健康指标奠定基础，并有助于制定农艺实践计划以缩小差距。它将有助于针对特定地点或农田开展特定的的研究、开发和干预某一特定的土壤健康指标。
可以使用自下而上的方法像使用“产量差距”那样来开发土壤健康差距图，将特定地点的数据缩放到区域和全球水平，以评估区域、国家和全球尺度上的土壤健康管理潜力 (Ittersum et al., 2013)。这种关于SHG的信息，无论是在本地还是在更广泛的范围内，都可以帮助确定最有潜力的地区，以提高土壤健康，确定工作的优先次序，并有效地投资资源。因此，我们强烈强调按照全球协议开发具有SHG评估的可公开访问的网站，并为用户提供所有资源。这将提高不同管理实践的可复制性和效率，以改善土壤健康。考虑到缺乏真正的定量目标，在不同的修正案和农艺实践的情况下，来自全球不同农业生态系统的SHG的可用性将降低土壤健康改善结果的不确定性。对可开发 SHG 的地理空间评估将提供机会，改善土壤健康，进而优化全球农艺生产，并随着土地利用模式的变化更好地预测未来的粮食安全。
项目资助
这项研究未获得公共、商业或非营利部门资助机构的任何特定资助。
参考文献
D.E. Allen, B.P. Singh,R.C. Dalal. Soil Health Indicators under Climate Change: A Review of CurrentKnowledge. Springer, Berlin, Heidelberg (2011), pp. 25-45,10.1007/978-3-642-20256-8_2.
M.A. Arshad, S. Martin.Identifying critical limits for soil quality indicators in agro-ecosystems.Agriculture, Ecosystems and Environment, Elsevier (2002), pp. 153-160,10.1016/S0167-8809(01)00252-3.
X. Bai, Y. Huang, W. Ren,M. Coyne, P. Jacinthe, B. Tao, D. Hui, J. Yang, C. Matocha. Responses of soilcarbon sequestration to climate-smart agriculture practices: a meta-analysis.Global Change Biol., 25 (2019), pp. 2591-2606, 10.1111/gcb.14658.
Eric Brevik. A briefhistory of the soil health concepts. Soil Science Society of America JournalField/Historical Notes. -2018.
E.A. Davidson, I.L.Ackerman. Changes in soil carbon inventories following cultivation ofpreviously untilled soils. Biogeochemistry, 20 (1993), pp. 161-193,10.1007/BF00000786.
J.W. Doran, M.Sarrantonio, M.A. Liebig. Soil health and sustainability. Advances in Agronomy(1996), pp. 1-54, 10.1016/S0065-2113(08)60178-9.
John W. Doran, T.B.Parkin. Defining and assessing soil quality. J.W. Doran, D.C. Coleman, D.F.Bezdicek, B.A. Stewart (Eds.), Defining Soil Quality for a SustainableEnvironment, vol. 35, SSSA/ASA; Special Publication (1994), pp. 3-21,10.2136/sssaspecpub35.c1.
M.J.J. Hoogsteen, E.A.Lantinga, E.J. Bakker, J.C.J. Groot, P.A. Tittonell. Estimating soil organiccarbon through loss on ignition: effects of ignition conditions and structuralwater loss. Eur. J. Soil Sci., 66 (2015), pp. 320-328, 10.1111/ejss.12224.
J.S.I. Ingram, E.C.M.Fernandes. Managing carbon sequestration in soils: concepts and terminology.Agric. Ecosyst. Environ., 87 (2001), pp. 111-117,10.1016/S0167-8809(01)00145-1.
M.K.V. Ittersum, K.G.Cassman, P. Grassini, J. Wolf, P. Ztittonell, Z. Hochman. Yield gap analysiswith local to global relevance—a review. Field Crop. Res., 143 (2013), pp.4-17.
D. Karlen, C. Rice. Soildegradation: will humankind ever learn?. Sustainability, 7 (2015), pp.12490-12501, 10.3390/su70912490.
R. Lal. Soil health andcarbon management. Food Energy Secur. (2016), 10.1002/fes3.96.
R. Lal. Laws ofsustainable soil management. Sustainable Agriculture, Springer, Netherlands(2009), pp. 9-12, 10.1007/978-90-481-2666-8_2.
F. Magdoff. Concept,components, and strategies of soil health in agroecosystems. J. Nematol., 33(2001), pp. 169-172.
B. Minasny, B.P. Malone,A.B. McBratney, D.A. Angers, D. Arrouays, A. Chambers, V. Chaplot, Z.S. Chen,K. Cheng, B.S. Das, D.J. Field, A. Gimona, C.B. Hedley, S.Y. Hong, B. Mandal,B.P. Marchant, M. Martin, B.G. McConkey, V.L. Mulder, S. O’Rourke, A.C.Richer-de-Forges, I. Odeh, J. Padarian, K. Paustian, G. Pan, L. Poggio, I.Savin, V. Stolbovoy, U. Stockmann, Y. Sulaeman, C.C. Tsui, T.G. V?gen, B. vanWesemael, L. Winowiecki. Soil Carbon 4 Per Mille. Geoderma (2017),10.1016/j.geoderma.2017.01.002.
NRCS. Soil health. [WWWDocument]. NRCS. URL.https://www.nrcs.usda.gov/wps/portal/nrcs/main/soils/health/ (2017). accessed4.23.20.
M.A. Oliver, P.J. Gregory.Soil, food security and human health: a review. Eur. J. Soil Sci., 66 (2015),pp. 257-276, 10.1111/ejss.12216.
J.F. Parr, S.B. Hornick,R.E. Meyer, R.I. Papendick. Soil quality: attributes and relationship to alternativeand sustainable agriculture. Am. J. Alternative Agric., 7 (1992), pp. 5-11,10.1017/S0889189300004367.
C. Poeplau, A. Don. Carbonsequestration in agricultural soils via cultivation of cover crops - ameta-analysis. Agric. Ecosyst. Environ. (2015), 10.1016/j.agee.2014.10.024.
A. Sánchez-Navarro, J.M.Gil-Vázquez, M.J. Delgado-Iniesta, P. Marín-Sanleandro, A. Blanco-Bernardeau,R. Ortiz-Silla. Establishing an index and identification of limiting parametersfor characterizing soil quality in Mediterranean ecosystems. Catena, 131(2015), pp. 35-45, 10.1016/j.catena.2015.02.023.
J. Sanderman, T. Hengl,G.J. Fiske. Soil carbon debt of 12,000 years of human land use. Proc. Natl.Acad. Sci. U.S.A., 114 (2017), pp. 9575-9580, 10.1073/pnas.1706103114.
M.L. Silveira, M.M.Kohmann. Maintaining soil fertility and health for sustainable pastures.Management Strategies for Sustainable Cattle Production in Southern Pastures,Elsevier (2019), pp. 35-58, 10.1016/B978-0-12-814474-9.00003-7.
A.H.C. Van Bruggen, A.M.Semenov. In search of biological indicators for soil health and diseasesuppression. Appl. Soil Ecol., 15 (2000), pp. 13-24,10.1016/S0929-1393(00)00068-8.
X. Wei, M. Shao, W. Gale,L. Li. Global pattern of soil carbon losses due to the conversion of forests toagricultural land. Sci. Rep., 4 (2014), pp. 1-6, 10.1038/srep04062.
C.H. Wortmann, J.B.Garcia, C.B. Shapiro, T.M. Shaver, R.B. Ferguson, B. Maharjan, H. Blanco, S.Ruis, R.S. Little. Soil Management for Increased Soil Organic Matter, vol.2283, University of Nebraska-Lincoln Extension NebGuide (2017).
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