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Guzm—n, G. I.， E. Aguilera, R. Garc—a-Ruiz, E. Torremocha, D. Soto-Fern—ndez, J. Infante-Amate, M. Gonz—lez de Molina. 2018。农业代谢作为评估农业可持续性的工具，及其在西班牙农业中的应用(1960-2008)。生态和社会23(1): 2。
https://doi.org/10.5751/ES-09773-230102
农业代谢作为评估农业可持续性的工具及其在西班牙农业中的应用(1960-2008)
摘要
农业代谢将社会代谢框架应用于农业。它的重点是研究社会与其环境之间物质和能量流动的交换，以生产有用的生物量。这些资金流动必须使农业生态系统的资金要素保持足够的数量和质量，以便继续提供生态系统服务。这一方法被应用于1960年至2008年之间的西班牙农业，这一时期的特征是基于外部投入的深度集约化过程。我们特别关注氮(N)、磷(P)、钾(K)、碳(C)和能量流，以及它们维持的三个资金要素，如土壤、生物多样性和林地。结果表明，环境影响因子的增加打破了传统农业所需的土地和生物量利用之间的平衡，降低了内部能量循环的密度。在农田上，未收获生物量的相对下降对生物多样性和土壤都产生了负面影响，这减少了1960 - 1990年有机C的补充。1990年至2008年期间，用于动物饲料的生物量内外流动的急剧增加几乎没有促进土壤有机碳(SOC)的增加，因为这些流动的碳氮比越来越低。饲料和矿物肥料中大量输入氮(2000年分别为553和1150克)增加了氮的过剩和损失，这反过来可能对生物多样性、水和大气产生负面影响。在没有进口动物饲料的情况下，氮素过量对环境的影响将会减少，对有机碳补充几乎没有任何负面影响，并以总生物量、未收获生物量和累积生物量的形式提高能量回报率。介绍
农业代谢是指特定社会与其农业环境之间能量和物质的交换。它源于社会代谢框架(Haberl等人，2004年，Giampietro等人，2009年)对农业的应用，这意味着该框架的一些概念和方法方面的修改。AM专门为人类目的生产生物质和生态系统服务(Guzmán Casado和González de Molina 2017)。必须知道这种交换是否以可持续的方式进行。这需要在代谢模式中添加一些关键的方面。
首先，我们的AM提案将农业生态系统视为一个参考系统，理解农业生态系统是由农民设计和管理的耗散结构，通过它，能量和物质流进入、退出和循环。农业生态系统从其环境、自然和/或社会中获得能量和物质流动，使其能够以对人类有用的生物量和环境服务的形式产生秩序。因此，农业生态系统是社会-生态关系的结果(Guzmán Casado和González de Molina 2017)。
其次，根据Georgescu-Roegen(1971)和Giampietro et al.(2009)的建议，区分农业生态系统流量和资金。经济的最终目标不是商品和服务的生产和消费，而是生产和消费商品和服务所需的一系列过程的再生产和改进。从生物物理学的角度来看，经济农业活动的主要目标的这种变化意味着将重点从能源和材料的流动转移到资金要素上。这种方向上的转变使我们能够评价进出农业部门的能源和材料的流动是否能够在连续的生产周期中再生甚至改善资金成分。换句话说，将注意力从生物质的生产和消费转向可持续性，以确定生产和消费是否可以无限期地保持下去，进而确定生态系统服务的供应，因为这些也取决于农业生态系统基金要素的状态(Cornell 2010, Burkhard et al. 2011, Costanza 2012)。
第三，从代谢的角度来看，我们必须分析农业生态系统中能量流所起的作用，这是评估其可持续功能的一个关键因素(Guzmán Casado和González de Molina 2017)。事实上，农业的社会代谢方法通常是基于生物质的国内提取(DE)，而把生态系统的结构和功能放在一边。然而，从农业生态的角度来看，DE的水平和可持续性还取决于未被提取的生物量，因此，这些生物量仍保留在生态系统内，可供其他异养成分使用。众所周知，农业生态系统的可持续管理取决于生物多样性和有机质水平、土壤肥力的适当补充以及在当地规模上关闭生物地球化学循环的可能性等因素(Gliessman, 1998年)。这是一种成本，因为所产生的生物量中有很大一部分必须再循环才能执行农业生态系统的基本生产和繁殖功能:种子、动物劳动、土壤有机质、生物多样性等等。因此，根据Ho和Ulanowicz(2005: 441, 45)以及后来Ho(2013)的建议，农业生态系统的可持续性与其内部循环或循环的数量和质量呈正相关，在某种程度上，与循环中循环的能量流呈正相关，其功能是复制资金元素。简而言之，农业生态系统内部循环的维持直接关系到使用相当大一部分净初级生产为其提供燃料。这在计算净初级生产力(NPP)时具有重要意义，然后必须根据其生产或繁殖功能将其分成不同的类别(Guzmán Casado和González de Molina 2017)。
在这种程度上，一个具有资金元素的农业生态系统需要耗散低水平的能量，通过这些再循环过程来维持它，进而在周围环境中产生低熵，并使外部能量流最小化。相反，当农业生态系统的内部复杂性大幅降低，内部循环减少时，它需要输入能量来生成内部秩序。在这种情况下，总熵也会增加，农业生态系统的可持续性可能会受到影响。
换句话说，当农业生态系统的功能和资金要素的维持以高密度的内部循环为基础时，输入的能量流也是最小的。在另一个极端，当一个复杂的农业生态系统被简化到承载单一文化的程度时，外部能量流必须显著增加(政府科学办公室2011:10)。这意味着农业生态系统在不增加外部能源投入的情况下长期维持生物量生产的能力是可持续管理的首要表现(Guzmán Casado和González de Molina 2017)。我们选择了这两个标准，即能否再现生物物理资金要素的能力，以及在不增加外部能源使用的情况下再现生物物理资金要素的能力，来衡量农业工业化所造成的环境破坏。
对基金组成部分的维持情况的评价使我们能够认识到哪些组成部分正在恶化，哪些组成部分正在改善和恢复。此外，它使我们能够预测为改善一个资金要素而修改一个资金要素是否会损害另一个资金要素，以及在两种用途之间可以获得补偿的程度。这是因为能量和物质的流动是相互联系的。这一分析可能为确定特定农业气候和技术条件下农业生态系统可持续性程度的可能限度提供新的认识。因此，该方案成为一个有意的动态模型，在不断变化的环境中相互关联农业生态系统的不同组成部分。简而言之，我们的建议将农业生态系统视为一个holon (Bland and Bell 2007)，必须探索其联系。正如凯斯特勒在其开创性的holon概念中所言:“有机体和社会是由半自治的子整体组成的多层层次，它们分支成较低层次的子整体，以此类推。”术语holon的引入是指这些中介实体，相对于它们在层级中的下属，它们作为自包含的整体发挥作用;相对于他们的上级作为独立的部分。这种整体与局部、自主与依赖的二分法，是等级秩序概念中固有的”(Koestler 1967:58)。 Therefore, the recognition of the complexity of agroecosystems as social-ecological systems led to postulating a multiscalar analysis because of the hierarchical structure of organization.
另一方面，农业生态系统的状态不能被认为是其资金要素状态的总和。因此，分析不同资金要素状态后得到的结果需要与一个评价农业生态系统整体的稳健指标相一致。我们使用了实际的净初级生产能源投资回报率(NPPact EROI;Guzmán和González de Molina 2015, Galán等人2016,Guzmán Casado和González de Molina 2017, Guzmán等人2017)，因为当应用于不同的案例研究时，它已被证明是一个非常一致的指标，因此，允许必要的方法三角测量来测试其他指标，并获得更可靠的结果。
我们已经将这一建议应用于西班牙农业，它代表了过去50年地中海农业环境条件。在此期间，西班牙农业在使用外来投入方面比其他地中海国家经历了大幅度的集约化过程。这种情况使西班牙农业成为一个最佳的研究案例，因为它提供了在这些农业环境条件下，土地利用强度非常不同的历时情景。具体而言，我们的目标如下:(a)量化西班牙农业在1960年至2008年间的生物物理流动，即能量、宏量营养素和碳;(b)测试这些流动是否能够在连续的生产周期中再生甚至改善资金要素，即土壤、生物多样性和林地;以及(c)通过将该方法应用于特定流量被修改的场景，证明该方法对可持续农业生态系统设计的有效性。
数据收集、概念和方法
数据收集
我们使用的主要来源是西班牙政府提供的统计数据(MAGRAMA 2015)。我们重建了西班牙所有陆地地区的总生物量生产的演变，不包括在研究期间几乎保持不变的非生产地区(见附录1中的表A1.1)，以及1960年至2008年期间六个时间点的总投入消耗(TIC)，使用五年平均值来缓冲年度变化。Soto等(2016)和Guzmán等(2017)对生物量生产的重建进行了详细描述。
生物质的进出口是根据外贸来源计算的。对于1960年和1990年，我们使用FAOSTAT数据库(粮农组织2015年)。从2000年到2008年，我们使用西班牙海外贸易的DATACOMEX数据库(MINECO 2015)。研究期间西班牙农业使用的外部投入数量主要直接从官方统计数据中收集，辅以技术报告和研究研究(Guzmán等，2017)。
概念
NPPact是指现有生态系统在人为干预下实际产生的净生产力，与之相反的是，在没有人为干预的情况下，生态系统可能产生的潜在NPP。它包括根系生物量以及杂草。
社会化蔬菜生物量(SVB)是指被人类社会直接利用的植物体，被认为是在工业加工之前从农业生态系统中提取出来的。社会化动物生物量(SAB)是由社会直接分配的动物生物量，即农场门口的肉、牛奶、羊毛等的活重。SVB和SAB之和为社会化生物量(SB)，即社会占有的总生物量。
重复利用生物量(RuB)是指农民有意恢复到农业生态系统中的植物体。因此，RuB没有跨越农业生态系统和社会之间的边界(见图1)。这意味着植物体通过人类劳动重新融入农业生态系统，并具有农民认可的农艺目的，例如，获取产品或服务，即用于提供肉或奶的种子和动物饲料。这一类包括被火摧毁的生物量，例如，烧残茬，因为它涉及有意识的工作，具有农业目的。DE是SVB和RuB的和。
未收获生物量(UhB)是指在不追求任何特定目标、不投入任何人工工作的情况下，通过废弃恢复到农业生态系统中的植物体，例如，除收获根系的作物外，垃圾和根系。UhB可分为地上未采收生物量(AUhB)和地下未采收生物量(BUhB)。
累积生物量(AB)是指每年在大气结构和多年生植物(如林木、木本作物和灌木)根系中积累的植物体的部分。农业生态系统NPPact为SVB + RuB+ UhB + AB之和。
外部投入(ei)包括人类劳动，以及源自农业生态系统之外的所有投入，如化肥、农药、机械、饲料等。它们可以分为工业投入，例如化肥、机械等，和非工业投入，例如植物、人力等。
通常，农业中的EROIs被用来衡量为社会挪用而生产的净生物量的“能源成本”(Scheidel和Sorman 2012) (Martinez Alier 2011)，无论是以食品、原材料还是生物燃料的形式。然而，最近有人提议将其应用范围扩大到农业可持续性的评估。为此而开发的EROIs被命名为“农业生态EROIs”，它们以维持农业生态系统资金要素的生物量流动的形式估计了社会投资的能源的回报。NPPact EROI、生物多样性EROI和木材化EROI是农业生态EROI。农业生态EROI计算方法由Guzmán Casado和González de Molina(2017)和Guzmán等人(2017)提出。
NPPact EROI(等式1)估计了农业生态系统的实际生产能力，无论其接收的能源来源是什么，例如，生物量是太阳能，环境影响因子的重要部分是化石。这是一项指标，提供了关于农业生态系统状况的综合信息，超越了每个资金组成部分的具体情况。随着时间的推移，农业生态系统NPPact EROI值的下降趋势表明生产能力的退化。
NPPact EROI = NPPact/TIC(公式1)
而TIC的计算方法为RuB + UhB + EI。生物多样性EROI提供了农业生态系统中投入的能量在多大程度上有助于维持异养物种(如节肢动物、哺乳动物等)的食物链的有用信息，并根据公式2计算。生态学家根据经验研究提出了能量流动和生物多样性之间的关系，这些研究表明，进入食物网的能量越多，生态系统就能支持更长的食物链，因此生物多样性也就越丰富(Thompson et al. 2012)。在农业生态系统的特殊情况下，不同的作者发现，饲料资源的增加是目前传统农场向有机农场转变相关的生物多样性增加的驱动因素之一(Döring and Kromp 2003, Gabriel et al. 2013)。这一EROI的下降趋势表明生物多样性基金部分的恶化。
生物多样性EROI = UhB/TIC (Eq. 2)
林地EROI估计添加到系统中的能量是否有助于将能量作为AB储存在系统中。该EROI的下降趋势表明林地资金要素的恶化。该EROI的计算方法如下:
木质EROI = AB/TIC(等式3)
方法
农业生态系统的功能
NPPact及其组成部分以及环境影响因子的能量计算详见Guzmán Casado和González de Molina(2017)和Guzmán等人(2017)。
基金要素状况
1.土壤:这种资金元素的维持主要包括两个过程:营养物质(氮[N]、磷[P]和钾[K])的补充和有机碳的补充。第一种是基于物质流动，这些物质可能来自矿物燃料，如矿物肥料，或来自太阳能资源，如粪肥、豆类、绿肥等。后者只需要来自太阳能来源(生物质)的流。
补充土壤肥力(氮[N]、磷[P]和钾[K]):从1960年到2008年，西班牙全国农业部门(即农田和牧场)的氮、磷和钾预算每10年进行一次。为此，计算了牧草和农田的N、P、K的投入和产出。各种合成肥料的氮、磷和钾的输入数据来自国际化肥工业协会(https://www.fertilizer.org/)．为了估算大气湿沉降的氮输入，我们采用了Garcia-Ruiz等人(2012)的方法，并考虑了分布在西班牙各地的17个气象站的年平均降雨量和雨水的硝态氮和铵态氮浓度。通过灌溉进行的氮投入的估算考虑了农业灌溉量和河水中有效氮的浓度(欧洲环境署的水数据库[EEA];http://www.eea.europa.eu/data-and-maps)．对西班牙28种主要固氮作物的固氮能力进行了估算。固定氮是根据产生的总氮生物量计算的，包括地下和地上未收获的部分，并假设其中60%(来自Gathumbi等人[2002]的综述的总平均值)是从大气中固定的。牧草的固氮量是根据西班牙潮湿、干燥和半干旱地区牧草年平均地上生物量生产力估算的，并考虑到豆科植物平均破坏了8.5%的生物量(MMARM 2010年)。根据氮、磷和钾的摄取量与产量之间的平衡来估计肥料氮、磷和钾的产量。氮、磷和钾的摄取量是根据可用饲料计算的，即部分收获的牲畜、进口饲料和放牧，牲畜总生产中所含的氮是根据牲畜干物质产量计算的，乘以活重与可销售产品的比率以及Bodirsky等人(2012)的氮含量。
农田氮、磷和钾的主要产出是收获量，而牧场的主要产出是放牧生物量。对于N，反硝化，NH3.挥发和硝态氮淋失也被考虑在内。根据西班牙农业部的年鉴和报告，我们估算了农田中主要谷物(18种谷物作物)、谷物豆类(16种)、马铃薯、蔬菜(39种)、葡萄园(甜点和酿酒葡萄)、树木和水果作物(40种)、橄榄果园(橄榄油和食用橄榄)、纺织和油料作物(17种)、甘蔗、杂项作物(17种)、调味作物(4种)以及人工牧场和饲料作物(38种)的N、P和K产量。这些信息连同可食用作物的N、P和K含量(美国农业部国家营养标准参考数据库和美国农业部自然资源保护服务处;https://ndb.nal.usda.gov/ndb/search/list)用来估计收获的N、P和K产量。考虑到放牧牲畜的大小和放牧生物量中N、P、K的平均含量，从放牧生物量中估算牧草N、P、K的产量。考虑到政府间气候变化专门委员会(IPCC 2006)的排放因子，反硝化损失的氮主要来自于施用于农田的合成氮和粪肥氮，或来自于牧场的排泄氮。beplay竞技NH3.挥发量由EMEP/CORINAIR排放清单指南(EEA 2007)，提供默认的NH3.不同化学肥料和粪肥氮的排放因子，以及施氮后排出的氮(对于牧场)。通过淋溶损失的硝态氮是根据IPCC(2006)对合成氮和粪肥氮或排泄氮施用量的默认值估算的。
有机碳的补充:土壤有机碳(SOC)模型是对Henin-Dupuis模型的一种改进，有一个活性土壤有机质库，其中含有58%的C (Mann 1986)，每年以恒定的速率矿化，并由输入的碳补充，每个碳都有特定的腐殖质系数。我们没有试图估算每个时间段的碳固存率，而是更倾向于通过计算每个土地利用类别和整个领土的均衡状态下的SOC存量来评估每个时间段的碳平衡。通过这种方式，可以避免特定时间点SOC储量估算的不确定性(依赖于以前的历史)，同时还可以公平比较不同时间框架内每种管理和土地利用安排对C储量的贡献。根据Saña et al.(1996)和Sofo et al.(2005)，我们假设有机碳活性矿化率在雨养土壤为1%，在灌溉土壤为2%。我们应用每单位碳输入的碳保留平均值(腐殖化系数)。生物量生产数据，以干物质表示，按照Soto等人(2016)的描述进行估计。植物残体和外部输入的碳含量取自Carranca等人(2009)、Boiffin等人(1986)、Rahn和Lillywhite(2002)、Bilandzija等人(2012)和Ono等人(2009)。草本作物残基的腐植化系数(谷物平均12.5%，豆科平均8%)是基于地中海土壤(Aguilera et al. 2013)和其他来源(Boiffin et al. 1986, Kätterer et al. 2011)的碳固存元分析得出的。对于木质作物残基，腐殖化系数(平均36%)基于Sofo等人(2005)和repulo等人(2012)的数据。对于外部有机输入(主要是粪便)，我们使用31%的腐植化系数，这是Aguilera等(2013)的外部有机输入类别中对净碳固存贡献的C输入百分比的中位数(N = 25)，它也与Kätterer等(2011)以及Andrén和Kätterer(1997)的数据相匹配。 For roots, we assumed a humification coefficient of 39%, based on Kätterer et al. (2011).
2.生物多样性:生物多样性EROI对该基金要素的维持情况进行了评估(见Guzmán Casado和González de Molina 2017, Guzmán et al. 2017)。
3.林地:该基金要素的维持由林地EROI评估(见Guzmán Casado和González de Molina 2017, Guzmán等人2017)。
无导入提要的场景
AM可作为一种系统的可持续性评价工具。它使我们能够了解能源和物质流动的任何变化对农业生态系统功能和资金要素质量的影响。作为这方面的一个例子，我们构建了一个2000年的场景，但没有进口饲料。选择2000年是因为它标志着世纪之交，显然是危机前的时期。
为此，对动物饲料所代表的代谢能进行了量化，并随后剔除了实际消耗饲料的那部分牲畜。然后量化了这种消除对生物量、碳和养分流动(N、P和K)以及资金要素状态的影响。
结果
农业生态系统的功能
20世纪60年代初是西班牙农业加速现代化的关键时期。第一个时期是1960-1986年，在这一时期，由于采用了一整套绿色革命措施，农作物产量不断增长。在第二个时期，1986-2008年，西班牙农业的集约化过程继续，但其演变是由西班牙加入欧洲经济共同体(1986)所决定的。在这一阶段，西班牙农业开始专门生产欧盟要求较高的产品，如橄榄油、水果和蔬菜。与此同时，低生产力的土地被遗弃，通常是用于饲料用途的粮食农田和牧场，而高蛋白饲料进口则激增(Soto等人，2016年)。
从1960年到2008年，西班牙农业的集约化是建立在EIs增加的基础上的，这意味着在农业生态系统中投入的外部能量乘以5.5。这笔增加可以细分为几个项目。尽管人类劳动投入减少到1 / 5，工业投入却增加了5倍，从62 PJ增加到314 PJ，进口生物质(主要来自拉丁美洲)从12 PJ增加到193 PJ(增加了1508%;图1)。其中85%和97%分别与饲料有关，其余与种子有关(附录1表A1.2)。
在研究期间，在工业投入中，用于作物保护的能源增长最快，达到35.2倍。紧随其后的是牵引能(增加10.2倍)、灌溉能(增加7.7倍)和矿物肥料(增加2倍)。肥料的适度增加有两个原因。首先，矿物肥料是西班牙农业生态系统的早期补充。事实上，1960年它们占工业投入能源的62%(附录1表A1.2)。其次，这种适度增长必须与地中海典型的半干旱农业生态系统固有的一种现象有关:缺乏降雨意味着在缺乏最佳水文条件的情况下，使用更多的化肥在增加NPPact方面的作用有限。因此，其增长还与灌溉能源(2008年占工业投入的24%)和灌溉土地面积的增加有关，后者在1960年至2008年期间增加了82%。在能源方面，机械技术的引进发挥了更大的作用，目前占工业投入的41%(附录1表A1.2)。
由于EIs的增加，一些限制因素在一定程度上被克服了，例如营养、水等，并提供了更大的保护，以抵御异养生物，这就转化为更大的NPPact(图1)。然而，这种增长非常适度(17%)，并涉及到为获得这种增长所投入的总能量的负回报(NPPact EROI)，这意味着西班牙农业生态系统在一定程度上的退化(表1)。
此外，环境影响因子使用的增加使得NPPact的社会使用模式有可能发生改变(图2)。基本上，农田和牧场的RuB和UhB受到了影响。牲畜(主要是单配偶制动物(猪和禽))数量的大幅增加以及从粗放型农业向集约型农业的转变(Soto et al. 2016)是RuB变化的驱动因素。如果没有大量进口饲料，主要是大豆和玉米，家畜的组成和管理就不可能发生这种深刻的变化。由于农业气候和经济原因，西班牙很难生产这些饲料。结果，部分牧场被遗弃。与此同时，从农田中提取的越来越多的高质量生物量(谷物和饲料)被用于饲养牲畜。在农田，摩擦从1960年的30%上升到2008年的40%。与此同时，在牧场上，它从12%下降到6%(图2)。这些土地利用强度的不平衡，即急剧的集约化与废弃，也在农田内部可见。在此期间，农田面积减少了3.1 Mha(占总面积的15%)，主要是由于雨养土地的废弃，而对ei的响应很小(Soto et al. 2016)。社会使用生物量的模式的变化还表现在主要在1980年代和1990年代燃烧秸秆和其他作物残余物的增加，这些秸秆和其他作物残余物不再用于饲养牲畜。1960年至1990年期间，农田生物质燃烧从0.6万吨上升到360万吨。由于制定了限制燃烧作物残渣的公共政策，这一趋势在过去20年里有所减弱。 Biomass burning fell from 3.6 to 1.3 Mt dry matter between 1990 and 2008.
相反，更小比例的生物量被丢弃在农田上。UhB从NPPact的50%下降到38%。相对而言，BUhB的减少尤其显著，下降了9%(图2)。这清楚地表明，土壤的肥力已成为矿物肥料的责任，而不利于有机材料。除草剂的使用是这种相对下降的主要原因。而在牧场，由于废弃，UhB上升了9%。
由于这些过程的结果，生物碱在1960年至2008年期间增长了37%，主要是因为动物生物量增加了425%。SVB仅增长了19%，这是由于作物产生的SVB增加了45%，而森林产生的SVB下降了14%(表1)。森林SVB下降是因为家庭用化石燃料取代了柴火。在林地上，较低的柴草采取量导致了AB的增加，我们将其量化为45%(附录1中的表A1.3)。农田SVB(45%)的增加大于农田NPPact(30%)。绿色革命中引入的品种收获指数的提高是造成这一差距的原因之一。由于外来能源的输入，不再使用农业残渣作为动物饲料和土壤肥力的补充，这是植物生物量分配模式发生改变的驱动因素。
最后，引入环境影响因子可以简化轮作和替代豆类作物，因为豆类作物已不再是将氮纳入农业生态系统的必要作物。从1960年到2000年，豆科植物的种植面积从1.4 Mha下降到0.6 Mha。与此同时，通过生物固氮的氮素投入从投入的28%下降到2000年的11%，这表明农业模式的改变是基于环境影响因子的应用，而不是依赖生物氮源的模式(图3)。
基金要素状况
土壤
补充土壤肥力(N、P和K)，在农业生态系统规模上关闭营养循环:1960年至2008年期间，西班牙实现了N和P的相对平衡(≈+8.3千克N公顷)－1年－1≈5.7 kg P ha－1年－1)或钾略亏平衡(≈-5.3 kg N ha)－1年－1)对农田产生了显著的盈余，特别是N(≈+43.0 kg N ha)－1年－12000年;表2)。从1960年以后的主要原因是，在矿肥和粪肥中氮、磷和钾的施用量分别增加了3.2倍、1.3倍和4.0倍(附录1中的表A1.4)。进口粪肥的有效性增加了对农田的氮、磷和钾的投入，在此期间增加了1.83 - 2.25倍。农田养分投入的增加并没有带来收获的养分的增加，在此期间它们只是增加了一倍。因此，在研究期间，N、P和K的利用效率分别从0.54下降到0.39,0.42下降到0.35,1.23下降到0.79。
在研究期间，西班牙农田氮素效率利用的下降趋势与每公斤收获氮素损失的增加是相伴随的。当然，虽然1960年每公斤收获氮素损失0.5公斤氮素，但2000年增加了50%(0.73公斤氮素损失)－1收获N)。N2O排放量被认为是导致平流层臭氧层耗损的第三大温室气体，在研究期间增加了2.7，而NH的数字为2.0和3.03.排放和农田硝态氮淋溶(附录1表A1.5)。
有机碳补充:在生态系统和农业生态系统中，有机碳的主要驱动因素是生物量输入(Rodríguez-Martín等，2016)。两者的根本区别在于，在农业生态系统中，这种投入的规模直接或间接地受到耕作方法的制约:直接，因为许多耕作做法，如燃烧残渣、有机施肥、使用除草剂等，有意地改变了投入的规模;间接地，因为《国家农业合作伙伴法》受到耕作方法的影响，在一定程度上，它影响了资金构成部分的状况和/或改变了限制因素的可用性。因此，SOC平衡是不同过程的结果，有时是矛盾的。
表3显示了各个时间段的均衡SOC存量。考虑到不同土地利用方式之间的SOC存量存在显著差异，表3所示的总C存量的变化部分是由于土地利用的变化，部分是由于每种土地利用方式的均衡C存量的变化。均衡SOC存量在1960-1980年期间显著下降。这主要是由于这一时期燃烧秸秆、使用除草剂和耕作的扩大，以及品种变化的巩固。从1990年开始，农田平衡SOC存量有所恢复，2000年超过了1960年的水平。这主要是由于一是对秸秆燃烧的限制;第二，由于牲畜数量的持续增加，粪便投入增加;最后，由于更大的NPPact和对残留的放牧减少，未收获的残留增加。
生物多样性
生物多样性EROI下降了8%，表明相对于TIC, UhB下降了，这意味着野生异养生物的相对能量可用性水平降低了(表1)。之前提到的农田生物量利用模式的变化是导致这一下降的原因。在研究期间，投入于农田的能源数量的急剧增加使NPPact的绝对值增加了30%，但生产力的增加主要投入于RuB，增长了73%(附录1表A1.3)。转向动物饲料生产对生物多样性产生了负面影响。这种影响并没有通过放弃牧场和林地来补偿。简而言之，集约生产地区和被遗弃和/或保护区的农业生态系统的分离并没有带来可用于从植物转移到食物网其他层次的营养能量的显著增加。
林地
1960年至2008年期间，木材EROI增长了14%。即AB的增长率高于投入农业生态系统的能量增长率。AB从327.6上升到466.5。在这一增长(138.9 PJ)中，约7%对应于木本作物的扩张(主要是杏仁和橄榄林;10.2 PJ)。另外19% (26.2 PJ)是由于林地SVB的提取较低(表1)。剩余74%的AB增长是由于没有农业活动地区的林地增长。
无导入提要的场景
在21世纪初，进口饲料占农业生态系统氮素投入的38%和21%。鉴于其规模，这种流动的改变可能大大改变农业生态系统的运作和资金要素的状况。然而，就农业生态系统的功能而言，由于进口饲料是喂给牲畜的，因此消除进口饲料只直接影响到SAB的流动。它可以间接地影响《国家行动方案》及其组成部分，改变基金组成部分的质量。
表1显示，SAB将减少27%。这一下降将主要影响单食动物(猪和家禽)生产的食品，因为它们是这种饲料的主要消费者。考虑到动物的能量转换能力较差，整体上对SB的影响将较低(约4%)。
表2显示，每公顷土壤氮素过量将在农田减少21%，在牧场减少略少(15%)。由于反硝化、挥发和浸出，这一下降将分别带来4%、6%和7.5%的损失减少。
然而，在“不进口饲料”的情况下，牲畜数量的减少不会对农田的平衡有机碳储量产生重大影响(表3)。这是因为这种减少主要集中于动物物种，其粪便通常以液体形式管理，碳氮比低。
最后，计算得出的农业生态EROIs略有增加(表1)。这是ei减少和NPPact维持的结果，因为取消进口饲料不会导致土壤的任何恶化，甚至可能改善其他资金要素的状态，因为它将减少氮的损失。
讨论
与基于低熵内部循环密度增加的农业集约化模式相比，基于外部能源的农业集约化模式在全球范围内实施绿色革命的同时得到了推广(González de Molina和Guzmán 2017)。西班牙的情况与其他国家没有什么不同。然而，进口饲料在ei中的高权重并不常见。事实上，在全球范围内，西班牙是以饲料形式进口净营养物，特别是氮的领先国家(Lassaletta, Billen, Grizzetti, et al. 2014)，其数字远远高于法国等邻国，2006年，法国用于动物饲料的进口氮占动物总氮消耗量的21% (Le Nöe et al. 2017)，而西班牙在2000年为47%。相比之下，其他欧洲国家，如荷兰、丹麦和比利时，共享西班牙的集约化畜牧养殖方法，通过进口大量饲料维持(Lassaletta, Billen, Romero, et al. 2014)。
环境影响因子打破了传统农业所需的土地和生物量利用的相对平衡。简而言之，从UhB转向DE (SVB + RuB)是基于几种策略的。首先，工业化农业使用除草剂和/或精耕细作，以防止农民不感兴趣的植物团的生长。第二，选择现代品种，主要是谷物，以提高收获指数(Sanchez-Garcia et al. 2013)。最后，生物量在维持土壤肥力方面的作用在一定程度上被矿物肥料和农药所取代，其最极端的表现是燃烧作物残渣的情况增加。这种功能的丧失不仅使我们打破了特定空间内生物量的不同用途之间的平衡，例如农田，而且还使具有不同共时或历时用途的领域之间的生物量和营养流动中断或减少，例如从牧场到农田，或豆科植物和非豆科植物之间的流动。在传统的地中海农业中，营养物质从专门生产动物饲料的牧场和旱地转移到生产力更高的农田并不罕见(Cussó et al. 2006, Guzmán Casado和González de Molina 2009)。集约过程不仅中断了这一动态，而且在整个动物饲料进口过程中把牧场变成了营养的净接受者(图3)。
关于生物量利用方式的变化和农业生态EROIs，由于所用方法新颖，不可能在全国范围内与其他情况进行比较。然而，在作物规模上，哥斯达黎加的咖啡研究(1935年和2005年)显示，基于环境影响因子的强化也导致了类似的变化。咖啡农业生态系统的强化伴随着NPPact的小幅增加(8%)，导致NPPact EROI回报为负，而RuB和AB急剧增加(27%)(95%)，导致林地EROI显著增加(50%)。与西班牙发生的情况一致，这种使用的增加减少了丢弃在咖啡地里的生物量(UhB;-3%)，使生物多样性EROI减少26% (Infante-Amate et al. 2017)。在地方范围内，1934年至1997年期间，西班牙格拉纳达的圣菲(Santa Fe, Granada, Spain)也记录了生物质利用模式的这些变化。这座位于西班牙东南部的城市是该国最早和最深刻的密集地区之一(Guzmán Casado和González de Molina 2017)。在这个城市，除了NPPact的EROI外，这些EROI的趋势与我们在西班牙发现的相似。在圣达菲，NPPact EROI在1934年至1997年期间有所增长，原因是用水量急剧增加，以及杨树等生物量产量较高作物的种植(Guzmán Casado和González de Molina 2017)。
关于氮素通量，这些结果与Leip等人(2011年)的研究结果相似，他们发现西班牙在2001-2003年期间的氮素过剩约为50公斤氮素公顷－1年－1略低于欧盟27国(EU-27)的平均水平。我们1960年的年度人为氮流入数据(326 Gg N年)－1；化肥加进口氮肥)和2000 (1703 Gg N yr－1；图3)与Lassaletta、Billen、Romero等人(2014)对1961-1964年(405 Gg N年)的计算结果相似－1)和2000-2009 (1558 Gg N yr－1)．简而言之，西班牙农业生态系统从1960年大量元素的平衡平衡(68%、41%和82%的N、P和K流动发生在农业部门内)到2000年非常不平衡的情况，当时只有34%、13%和34%的N、P和K流动是由农业生态系统本身提供的。随着依赖性的增加和效率的降低，这种不平衡导致氮的大量流失，因为它是一种流动元素，没有储存在农业生态系统中。这种营养物质会分散到环境中，并通过空气、水和陆地生态系统产生级联效应，造成多种影响，包括对人类健康、生态系统服务和气候变化的不利影响(Galloway et al. 2003, Erisman et al. 2013)。beplay竞技NH3.2008年农田挥发量(185 Gg N)高于西班牙官方N平衡(MAPAMA 2017)估算的同年值，但低于Sanz-Cobena等人(2014)使用更详细方法估算的值。NH3.具有较短的大气寿命，通常沉积在其来源附近，有助于自然水域的富营养化(Grizzetti et al. 2011)，增加对自然陆地生态系统的N输入，造成生物地球化学失衡(van Herk et al. 2003)，并增加土壤和植物群落对胁迫和变化的敏感性(Dise et al. 2011)。硝酸盐淋溶与地面和地表水道及河口的富营养化有关(Fowler等人，2013年)，并对人类健康构成公认的风险。在生物多样性方面，高氮有效性通常会导致陆地和水生生态系统的生物多样性下降。陆地生态系统中最广泛报道的有效氮富集的后果是植物物种丰富度和均匀度的下降(Suding et al. 2005, Bobbink et al. 2010)。氮素过量导致植物生物多样性下降的机制包括铵中毒、酸化、光排斥、对次生胁迫因子的敏感性增加以及植物-土壤反馈的变化。由于有效氮过量而导致的水生生态系统中物种生物多样性的减少与富营养化和水缺氧有关，富营养化和水缺氧是由高有效氮和磷促进的低多样性藻华的高产所驱动的(Sala et al. 2000)。因此，尽管这种盈余不影响土壤质量，但它会对水、生物多样性和大气等其他资金要素产生负面影响。
关于碳，我们对平衡状态下SOC存量的估计与已发表的西班牙不同土地用途SOC存量的实证研究一致。我们估计农田有机碳储量为34.5毫克C公顷－1在1960-2008年的平均水平略低于43.5 Mg C ha－1Rodríguez-Martín等人(2016)在对西班牙农田SOC的综合评估中估计。草地和林地的平均值分别为92.7和70.7 Mg C ha－1分别介于Rodríguez-Martín等人(2016)报告的64.1和69.3之间，以及Doblas-Miranda等人(2013)报告的103.0和101.6之间。
农田相对较低的数值表明农业用地处于退化的阈值(Romanyà et al. 2007, Rodríguez-Martín et al. 2016)。从理论上讲，由于集约化而导致的农田NPPact的增加，加上饲料的大量进口，可能会使有机碳返回土壤的数量大幅度增加。然而，生物量利用的不平衡，抑制了UhB，以及优先使用猪和家禽饲料，阻止了这种情况的发生。
而在农田循环生物量(农田摩擦+农田UhB +农田牲畜消耗的进口饲料)平衡状态下的有机碳存量则呈显著的负向演化。它从685克碳兆焦下降－1到440克碳兆焦－1在2008年。换句话说，要在农田中获得相同的有机碳存量，需要回收56%以上的生物质。从减缓气候变化的角度来看，目前的生物量管理战略显beplay竞技然是不够的。
总而言之，由于环境影响因子的加强，农业生态系统功能的改变直接促进了土壤和生物多样性的退化，并间接促进了水、生物多样性和大气的退化。NPPact EROI的下降反映了这种恶化，耕地是受影响最大的空间。生物量和氮通量之间的协同作用尤其可能损害生物多样性。此外，我们还没有考虑到农药的影响，农药使用的增加将使这种情况雪上加霜。
林地是唯一有利演变的资金要素，主要是由于森林AB的增加。然而，当更详细地检查时，可以看到改善发生在1960年至1980年之间。从那时起，EROI开始明显下降。一旦完成了以木柴代替燃料的过程，即一种与农业生态系统管理无关的社会变化，农业土壤向木质作物的使用的变化速度就会减慢，这种变化不可能是无限期的，能源投入量的增长率远远高于AB。尽管西班牙农田的持续强化意味着自1980年以来3.5 Mha已被废弃(附件1表A1.1)。这一领土理论上可以转变为森林或灌木林地，增加AB。然而，被废弃的半干旱农田往往接近退化阈值，在边缘农业气候条件(半干旱，干燥气候)下，不会恢复，但会引发领土的荒漠化(Loveland and Webb 2003, Romanyà et al. 2007)。另一方面，解放西班牙领土重新造林是因为饲料的进口，主要来自拉丁美洲(Lassaletta, Billen, Romero, et al. 2014)，这可能导致了森林砍伐(Bettwy, 2006)。
从社会的角度来看，以合成物形式的回报不能证明已应用的不可持续的强化过程是合理的。在西班牙，这种转变最重要的驱动因素不是人口的增加，而是饮食模式的迅速变化，从典型的地中海饮食演变为富含动物蛋白质的饮食。动物蛋白所占份额的增长更为剧烈，从20世纪60年代的37%增长到今天的65% (Lassaletta, Billen, Romero, et al. 2014)。这大大超过了世界卫生组织的建议(卫生组织，2007年)。
在没有进口饲料的情况下，SAB减少27%将改善公共卫生，减少与过量氮有关的环境影响，几乎不会与补充有机碳作任何交换，并以总植物体、未收获植物体和累积植物体形式提高能量回收率。
结论
代谢方法在西班牙农业中的应用表明，基于环境影响因子的集约化模型不仅会改变能量和物质的输入和输出流之间的关系(这是集约化通常被评价的方式)，而且还会带来农业生态系统内部功能的重大变化。简而言之，新技术产生的内部循环密度的降低，使农业生态系统更加依赖外部输入，特别是来自化石燃料的输入。AM框架完美地捕获了这些更改。
第二个结论是，对构成社会新陈代谢基础的能量和物质流动的研究使我们能够探讨农业工业化对环境的影响，这迄今已超出了新陈代谢方法的范围。从这个意义上说，我们关于AM的提议构成了一种创新，它包含了一些工具，允许对特定类型的管理或特定代谢安排的环境影响进行评估。在西班牙的例子中，结果显示所研究的两个基金要素:土壤和生物多样性的恶化。这种恶化破坏了农业生态系统的生产能力，这在《农业生态系统法》EROI中得到了反映。
第三，考虑到农业生态系统提供生态系统服务依赖于其资金要素的状态，我们可以得出结论，AM通过对资金要素状态的评估，使我们能够查询农业生态系统提供生态系统服务的能力。正如我们在西班牙案例中所证明的那样，资金要素的恶化减少了生态系统服务的提供，如未污染的水、碳封存或来自生物多样性的服务，如虫害和疾病控制，这导致杀虫剂使用的持续增长。
最后，我们认为这些结果强调了选择正确的农业生态集约化战略的重要性。所获得的结果表明，这不仅仅是生产更多生物量的问题，也是在生物量的不同用途之间，甚至在不同动物种类之间建立适当平衡的问题。
致谢
本研究源于加拿大社会科学和人文研究理事会(SSHRC 895-2011-1020)资助的国际研究项目“可持续农场系统:西方农业的长期社会生态代谢”和西班牙经济竞争部长(西班牙)资助的西班牙研究项目“HAR2015-69620-C2-1-P”。
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