基于生命周期評價的相同食物當量玉米與紫花苜蓿生產環境影響比較研究

胥剛，王進賢，林慧龍*，任繼周，陳磊，崔霞

(1.草地農業生態系統國家重點實驗室，蘭州大學草地農業科技學院，甘肅 蘭州 730020； 2.甘肅省民勤縣三雷鎮人民政府，甘肅 民勤 733399； 3.西部環境教育部重點實驗室，蘭州大學資源環境學院，甘肅 蘭州 730000)

基于生命周期評價的相同食物當量玉米與紫花苜蓿生產環境影響比較研究

胥剛1，王進賢2，林慧龍1*，任繼周1，陳磊1，崔霞3

(1.草地農業生態系統國家重點實驗室，蘭州大學草地農業科技學院，甘肅 蘭州 730020； 2.甘肅省民勤縣三雷鎮人民政府，甘肅 民勤 733399； 3.西部環境教育部重點實驗室，蘭州大學資源環境學院，甘肅 蘭州 730000)

為了探討種植業結構調整對于我國環境的影響，本研究運用生命周期評價方法，計算了甘肅省民勤縣農戶水平2014與2015年從農資生產到農戶入倉范圍生產1 kg玉米籽粒及1 kg紫花苜蓿鮮草的環境影響，并使用基于蛋白質和熱量的計量單位——食物當量(FEU)，比較分析了1個FEU玉米籽粒和紫花苜蓿生產的全生命周期環境影響差異。結果表明，生產1 kg玉米籽粒和1 kg紫花苜蓿鮮草全生命周期的一次性能源消耗(PED)分別為9.35和1.22 MJ，水資源消耗(WU)分別為889.33和144.37 kg，礦物和化石資源消耗(DAR)分別為0.13和0.02 kg antimony-eq，氣候變化潛值(GWP)分別為1.21和0.10 kg CO2-eq，可吸入無機物(RI)分別為4.23×10-3和1.88×10-4kg PM2.5-eq，光化學臭氧合成(POFP)分別為2.41×10-3和1.71×10-4kg NMVOC-eq，環境酸化潛值(AP)分別為8.55×10-3和8.03×10-4kg SO2-eq，淡水富營養化(FEP)分別為1.20和0.09 kg P-eq，生態毒性(ecotoxicity)分別為1.26×10-2和1.49×10-3CTU。1個FEU紫花苜蓿生產的PED、WU、DAR、GWP、RI、POFP、AP、FEP和ecotoxicity則分別為玉米籽粒的20.50%、25.43%、21.08%、12.99%、6.98%、11.15%、14.76%、12.31%和18.58%。因而考慮到苜蓿的食物-經濟比較優勢，目前應給予其不少于糧食作物的種植補貼。并且如果將我國的部分玉米種植改為苜蓿種植，則是最便捷、經濟的既能滿足我國食物結構需求，又能減少農業生產的資源消耗與環境污染的措施。本研究同時也為在我國深入開展糧改飼提供了一定的立論基礎。

生命周期評價；玉米；苜蓿；食物當量；草地農業系統；農業結構

我國“三農”問題凸出，農業環境尤其面臨嚴峻挑戰。目前我國農業環境遭受著外源性污染和內源性污染的雙重壓力，已成為制約農業健康發展的約束瓶頸。化肥、農藥等農業投入品過量使用，畜禽糞便、農作物秸稈和農田殘膜等農業廢棄物不合理處置，導致農業面源污染日益嚴重，加劇了土壤和水體污染風險[1]。2015年中央一號文件首次提出要加快發展草牧業，開展糧改飼等措施，推動了我國農業的供給側改革。研究相同功能單位的代表性糧食作物與牧草生產過程的環境影響差異，對于明確草地農業的比較優勢，探討深入農業結構改革對于我國環境的影響，具有重要的現實指導意義。

農業環境涉及的組分多、時間和空間跨度大，其系統評價是一個復雜的課題，目前的研究方法也比較多樣化。比較常見的方法是構建生態功能指標，如反映農業生態系統氣候變化潛值、生物多樣性、水體、土壤、農業景觀等狀況的指標[2-3]，再對指標進行加權，但缺點是對指標與其權重的主觀認知差異大[4-5]。綜合來看，生命周期評價(life cycle assessment，LCA)是經過標準化與規范化的環境評價方法[6]，結果標準易認知，并可用于相互比較。生命周期評價評估的是產品全生命周期內的資源環境效率，其原理為人類的各種生產消費活動，在產品(實物或非實物或服務)的生命周期過程，包括資源開采與原材料生產、零部件和產品制造、運輸與分發、使用與維護、循環再生與最終廢棄等階段，都會直接或間接地消耗自然資源或產生環境排放。通過清單分析與中間流回溯，可全部還原為直接來自自然的資源與直接排放到環境的環境排放物質(基準流)。通過為人類關心環境問題而建立的環境影響模型，可以確定相關物質及其影響效果(即特征化因子)。根據不同環境影響類型，對相關物質進行加和，并以基于效果參數的一種基準物質來表征最終的環境影響，從而全周期地、涵蓋各種環境影響類型地計算出某一活動或產品的環境影響水平。生命周期評價的優勢在于對環境影響的評估不僅體現在生產過程，還包括原材料采集、運輸、銷售、使用、維護和最終處置整個生命周期。能夠對農產品從“誕生到消亡”、“從搖籃至墳墓”整個生命周期過程中物質、能源和廢棄物代謝規律及其環境壓力進行辨識、量化和評價[7-8]，因而可以避免環境影響跨時間、越空間的轉移[9]。目前其在農業領域的應用越來越廣泛，也是本研究采用的方法。

糧食作物和牧草分別選取了玉米(Zeamays)和紫花苜蓿(Medicagosativa)為具體研究對象。因玉米是中國目前主要的飼用谷物，而紫花苜蓿營養含量高，被譽為“牧草之王”，它們代表性強，且功用相近。比較功能單位則采用食物當量，它是基于蛋白質和熱量的新量綱，用以衡量不同物品用作食物的效能或潛力[10]。因而，本研究應用生命周期評價方法，具體研究了同一區域玉米和紫花苜蓿這兩種作物生產全周期環境影響的主要類型與過程，并通過食物當量加以對比，以期深入了解我國進行農業結構改革的必要性和科學性。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究地選取在甘肅省民勤縣，該縣地處河西走廊東北部，石羊河流域下游。地理位置為東經101°49′41″-104°12′10″、北緯38°3′45″-39°27′37″。縣境東西長206 km，南北寬156 km，總面積1.59×104km2。民勤縣屬溫帶大陸性干旱氣候區，年均降水量為127.7 mm，年均蒸發量2623 mm，極度干旱。年均晝夜溫差15.5 ℃，年均氣溫8.3 ℃，日照時數為3073.5 h，無霜期162 d。

民勤縣屬于半農半牧區，種植農業類型為綠洲灌溉農業，高山雪水為主要水源。據《2014年民勤縣國民經濟和社會發展統計公報》[11]，2014年末該縣糧食種植面積 1.52×104hm2，經濟作物種植面積 3.46×104hm2，飼草種植面積 0.17×104hm2，形成了三元種植模式。民勤縣的玉米和紫花苜蓿都有較大規模種植，且形成了較為穩定的種植區域。在內陸河的上游，水源較為充沛，分布有較大的玉米種植區域；在內陸河的下游，水源相對匱乏，紫花苜蓿則種植較多。特別是在東湖鎮的正新村、雨圣村等地，農戶的絕大部分農田用于種植紫花苜蓿，且有多年歷史，種植流程及各項農業投入已經穩定成熟。

1.2 生命周期評價

按照國際標準化組織(international organization for standardization，ISO)的界定，一般的生命周期評價可分為目標與范圍定義、清單分析、生命周期影響評價、結果解釋4個步驟進行。由于受主觀影響較大，生命周期評價并不強制要求進行歸一化與綜合指標計算，本研究也不涉及。

1.2.1 生命周期評價的目標與范圍定義 本研究目標是建立玉米與紫花苜蓿生產的生命周期模型，分析這兩種作物主要的環境影響和不同生產過程對各種環境影響類型的貢獻。選取1 kg玉米籽粒和1 kg紫花苜蓿鮮草作為生命周期評價的功能單位。根據研究目標，生命周期評價的系統邊界定義為兩種作物從原材料生產到出農戶入倉的范圍，即原材料及輔料生產、種植、收獲、農副處理，并包含各階段的運輸過程。系統邊界不包括農舍、農機等基礎設施的建設與生產，也不包括玉米和苜蓿的后續運輸、加工流通和使用廢棄階段。

1.2.2 清單分析及數據來源 玉米和紫花苜蓿的資源消耗及環境排放主要集中在農資生產過程、種植過程、收割過程及農副產品的處理幾個過程(表1)。

遵照生命周期評價原則，所有數據優先使用實景數據。實際生產中的各種原材料投入、運輸距離、農作物產量、秸稈焚燒比例等數據來自農戶調研，方法為向農戶直接發放調查問卷，主要統計其2014與2015年的生產數據。玉米調查問卷主要集中在重興鄉、蘇武鄉等地；紫花苜蓿調查問卷主要集中在東湖鎮，方法為隨機抽樣法，樣本數為50戶農戶。為了克服品種差異對清單數據的影響，調研的紫花苜蓿品種為“阿爾岡金”，玉米品種主要為“先鋒32T24”，兩種作物均統計單作的種植模式，而非套作或間作。同時為了貼近農戶生產實際，問卷選項以畝為單位，調查結束后回收統計，計算均值并換算為1 kg玉米籽粒或1 kg紫花苜蓿鮮草產出的數據。化肥、電力、燃油等大宗原材料、能源、化學品以及其上游資源開采、運輸和廢棄物處置等數據，采用由四川大學和億科環境科技有限公司聯合開發的中國生命周期參考數據庫(Chinese reference life cycle database，CLCD)，相對于國外的數據更加符合中國的生產現狀[25-26]。

1.2.3 建模 本研究采用億科環境科技有限公司的eFootprint系統，在線進行LCA的建模、計算與數據分析。1.2.4 特征化方案 根據目前已有的生命周期評價特征化方案及農業環境污染狀況，選擇了9種特征化方案，分別為：一次性能源消耗(primary energy demand，PED)、水資源消耗(water use，WU)、礦物和化石資源消耗(depletion of abiotic resources，DAR)、氣候變化(global warming potential，GWP)、可吸入無機物(respiratory inorganics，RI)、光化學臭氧合成(photochemical oxidant formation potential，POFP)、環境酸化(acidification potential，AP)、淡水富營養化(freshwater eutrophication potential，FEP)及生態毒性(ecotoxicity)。

表1 清單數據及來源

a紫花苜蓿為多年生牧草，根據調查實際生產周期可長達8年，因而種植耕翻、底肥、農膜等一次性投入及產量等數據均計算整個8年生產周期的均值。 Because alfalfa is perennial which can be planted for more than 8 years, the average data of field turning, base fertilizer, agricultural film and yield during 8 years is adopted.

b本研究在調研的基礎上，保守估算玉米秸稈的30%被用作了生物質燃料及在田間焚燒。 At least 30% of corn straw is burned in farmland or used as firewood based on investigation.

c在玉米的種植階段，會通過光合作用直接吸收CO2，所以本研究建模時種植階段的CO2是負值，會和焚燒階段產生的CO2相抵消，焚燒階段產生的CO2不能簡單計算其環境效應。因而在生命周期分析中，生物質源的CO2和化石源的CO2產生的環境效應和權重截然不同，這也體現了生命周期分析的優勢。 Corn captures CO2by the process of photosynthesis at planting, so in the LCA modeling, value of CO2is negative which offsets the CO2emission from straw burning. For this reason, environmental impacts of CO2from biomass is very different compared to CO2from fossil. It is also the advantage of LCA method.

1.3 食物當量

同時為了玉米籽粒和紫花苜蓿之間的比較，引入食物當量(food equivalent unit, FEU)量綱。食物當量用以衡量一切可以作為食物的物質的食用價值，其理念為熱量和蛋白質是食物最重要的兩個成分，食物當量即為這兩部分之和，在標準食部和標準水分含量條件下，食物的FEU計算方法如下：

FEU=H×CH+P×CP

式中：H、P分別為100 g食物中的熱量和蛋白質含量;CH、CP分別為熱量系數(coefficient of heat, CH)和蛋白質系數(coefficient of protein, CP)[10]。經過計算，最終確定玉米籽粒的食物當量為1.1，紫花苜蓿的食物當量為0.7。

2 結果與分析

2.1 1 kg玉米籽粒生產的生命周期環境影響

1 kg玉米籽粒生產的生命周期環境影響如表2所示。從生產過程對各環境影響類型的貢獻率來看，玉米種植所需的各項農資生產對玉米籽粒整個生產生命周期的環境酸化潛值具有決定性影響，占比60.87%。各項農資中，又以(NH4)2HPO4生產產生的環境酸化潛值效應比重較大，占到所有農資的44.21%；農資生產還對玉米籽粒生產生命周期的生態毒性具有決定性影響，占比81.47%。其中又以鉀肥生產的影響最大，占所有農資的43.83%。

種植過程對于玉米籽粒整個生產生命周期5個方面指標具有較為決定性的環境影響，種植過程中又以灌溉產生的環境影響最為顯著。種植占玉米籽粒生產全生命周期氣候變化潛值的44.64%，灌溉又占種植過程的68.24%；種植占淡水富營養化的42.43%，灌溉又占種植過程的67.70%；種植占水資源消耗的98.28%，灌溉又占種植過程的99.996%；種植占礦物和化石資源消耗的52.27%，灌溉又占種植過程的91.87%；種植占一次性能源消耗的54.37%，灌溉又占種植過程的94.65%。

農副處理過程則對于玉米籽粒生產全生命周期的可吸入無機物和光化學臭氧合成有決定性影響，分別占68.17%和65.32%，均來自于秸稈燃燒的排放，占比分別為99.98%和100%。

2.2 1 kg紫花苜蓿鮮草生產的生命周期環境影響

1 kg紫花苜蓿鮮草生產的生命周期環境影響如表3所示。從生產過程對各環境影響類型的貢獻率來看，紫花苜蓿鮮草生產中投入的各項農資，只對生態毒性具有決定性影響，占比57.26%。其中復合肥的生產占主要比例，為68.90%。

種植過程對于紫花苜蓿鮮草生產全生命周期7個方面指標具有較為決定性的環境影響，種植過程中也是灌溉產生的環境影響最為顯著。種植過程占紫花苜蓿鮮草生產全生命周期氣候變化潛值的69.36%，灌溉又占種植過程的86.74%；種植占可吸入無機物的50.76%，灌溉又占種植過程的97.45%；種植占環境酸化潛值的40.34%，灌溉又占種植過程的97.39%；種植占淡水富營養化的69.55%，灌溉又占種植過程的86.40%；種植占水資源消耗的99.48%，灌溉又占種植過程的99.999%；種植占礦物和化石資源消耗的59.84%，灌溉又占種植過程的98.37%；種植占一次性能源消耗的65.68%，灌溉又占種植過程的98.95%。

而收割過程對于光化學臭氧合成具有決定性影響，占比62.38%。其中收割機械的現場排放占比為84.70%。

2.3 1個食物當量的玉米與苜蓿生產環境影響對比

通過食物當量的相對值，計算了1個食物當量的玉米籽粒和1個食物當量的紫花苜蓿鮮草生產全生命周期的環境影響，并加以比較(圖1)。結果表明，紫花苜蓿鮮草生產的全生命周期資源消耗與環境影響具有壓倒性優勢。1個食物當量紫花苜蓿鮮草生產的一次性能源消耗、水資源消耗、礦物和化石資源消耗、氣候變化潛值、可吸入無機物、光化學臭氧合成、環境酸化潛值、淡水富營養化和生態毒性數值分別僅為玉米籽粒的20.43%、25.49%、21.17%、13.08%、6.99%、11.12%、14.74%、12.33%和18.51%。相對玉米籽粒而言，生產紫花苜蓿鮮草具有更小的環境影響負荷。

圖1 1個食物當量的玉米籽粒與紫花苜蓿鮮草生產全生命周期環境影響對比Fig.1 Life cycle environmental impacts difference of 1 FEU corn and alfalfa A:玉米總數值 Total value of corn；B:玉米農資生產 Raw materials of corn；C:玉米種植Cultivating of corn;D:玉米收割 Harvesting of corn；E:玉米副產處理 Disposing of corn byproduct；F:紫花苜蓿總數值 Total value of alfalfa；G:紫花苜蓿農資生產 Raw materials of alfalfa；H:紫花苜蓿種植 Cultivating of alfalfa；I:紫花苜蓿收割Harvesting of alfalfa.

3 討論

3.1 苜蓿的食物-環境比較優勢與政策導向

本研究發現紫花苜蓿生產的環境影響要明顯小于玉米籽粒生產，這主要得益于紫花苜蓿種植過程中的各項投入與生產操作，要遠遠少于玉米。雖然目前尚未有基于環境分析的相同研究，但苜蓿種植的投入情況在對其的農業經濟調查中已有相關數據，本研究與此較為一致。如石自忠等[27]對寧夏、山西、新疆、山東和內蒙古5省(區)的農戶調查結果表明，苜蓿生產的種子、肥料、水電等要素投入要遠遠低于小麥(Triticumaestivum)、玉米和馬鈴薯(Solanumtuberosum)等農作物。劉會芳等[28]對甘肅5個樣本縣的調查也有類似的結果。但機械投入情況各研究稍有出入，本研究與石自忠等[27]的調查結果更為接近，即苜蓿的機械投入與糧食作物相差不大。主要原因為本研究區域地處地勢平坦的河西走廊地區，苜蓿生產機械化程度已較高，且苜蓿為營養體生產，需要多次刈割與運輸。

本研究嘗試提出的基于單位食物當量的環境影響，是兼顧了食物—環境兩方面的指標，相當于工業領域“單位GDP碳排放”或“單位GDP能耗”的指標。因而苜蓿相對于玉米，在滿足既有功用需求條件下，擁有更好的環境效應，符合國家節能減排、建設生態文明的戰略方向。但目前農戶種植苜蓿意愿完全取決于市場價格導向，沒有像小麥、玉米一樣獲得種植、農資綜合直補和良種、農機具購置補貼，缺乏支持與保護政策[29]。實際上，由于草畜市場的波動，苜蓿種植的經濟效益對于處于高投入高補貼的糧食作物而言，現階段無法形成絕對的經濟收益比較優勢，這也導致了農戶種植苜蓿的意愿不高[30]。現階段考慮到苜蓿的環境比較優勢，應給予生態補貼，而且其力度要不少于糧食作物的補貼力度。

3.2 由評價結果論我國的食物與農業結構及資源環境挑戰

我國精耕細作的傳統農業結構是與農耕社會相適應，糧食用作口糧，農副產品用作生物質燃料或農區畜牧業飼料[31]。但隨著我國經濟發展與城市化進程推進，我國食物結構率先轉型。全國人均口糧從1986年207.10 kg到2014年的141.00 kg，降幅為31.9%。谷物在人均食物能量蛋白和脂肪等攝取的比重快速下降，而動物產品和植物油的比重快速上升。據預測，中長期內我國人的口糧需求約為2億t食物當量，家畜飼料需求為5億t食物當量，所以目前我國的食物安全壓力其實主要是飼料糧的高壓[32-33]。而中國歷史上不曾有種植牧草的農業傳統，目前動物性產品主要是通過谷物轉化而來，新增的肉類需求每年需要消耗中國大量的谷物，且需求還在不斷增長。對谷物的大量需求，不得不走上高投入高補貼的道路，在農業生產中投入大量的化肥、農藥、農膜、機械能源等物資[34]。一方面大量農資的生產與使用，資源消耗和有害物質排放巨大；另一方面傳統農業文化遺產瓦解，種養分離，谷物秸稈不能有效利用[35]，致使我國農業各項污染形勢依然嚴峻，對大氣、土壤、水體有著顯著的負面環境效應[1,36-37]。如果食物結構改變而農業結構不變，如王曉等[38]測算達到2007年世界平均肉類消費水平，光溫室氣體排放將比2010年增加47.8%。

雖然我國開展了測土配方施肥、農藥零增長、秸稈資源化利用等技術措施體系，但更應注意從根本的生產制度上調整農業結構來適應食物結構的轉變。目前世界農業發達國家的飼料大多都是牧草而非谷物，基于本研究計算結果初略估算，如果5億t食物當量的飼料用糧中有1億t來自于苜蓿，則相對于玉米，氣候變化潛值將減少9.57×107t CO2-eq，水資源消耗將減少6.03×1010t，可吸入無機物將減少3.58×105t PM2.5-eq，淡水富營養化將減少9.57×107t P-eq。因此，通過調整農業結構既能滿足我國食物結構的需求，又能減少我國農業的資源消耗與環境污染，且是最便捷最經濟的措施。目前糧改飼等種植業結構調整，符合這一大戰略調整方向。

3.3 生命周期評價在草地農業中的應用展望

草地農業由于涉及多個生產層次，尤其動物生產層對環境有著較為顯著的影響，一直是研究的熱點。生命周期評價方法在國外草地農業環境研究中已被廣泛運用，研究對象多集中于牛肉、羊肉、牛奶3個生產系統。應用方式可歸納為3種主要類型，即用于分析某種草畜產品生產全過程的一項或多項環境影響[39]；或者是對相同草畜產品不同生產模式的環境影響比較，如比較傳統農業和有機農業在環境影響上的差異[40-42]；此外還有構建相同的比較基準，來比較不同草畜產品的環境影響差異[43]。

目前國內運用生命周期評價來分析草地農業系統的研究還相對較少，主要的限制性因素是還缺少草地農業領域相應的基礎數據。草業生產所需的草種、農藥、化肥、添加飼料等各項農資，其生產過程中的資源消耗和環境排放，牧草種植田間排放，草業機械的消耗與排放等，還沒有系統全面的研究數據。其次，生命周期評價最初來源于工業生產，相對而言資源消耗、大氣、水體等方面的特征化指標，對于草地農業適用。但對于土壤、生物多樣性的影響，目前還沒有較為成熟的特征化方案，需要進一步補充。另外由于草地農業是生物體的再生產，自然環境因素不可控，投入相同的物料，不一定會獲得同等的收獲，地域性及時效性特點較強，生產過程、系數分配等也沒有工業生產復雜，這都需要生命周期評價方法在草地農業應用時加以注意。最后，國外草地農業生產主體多是農場或大公司，與我國小農生產占據較大比重有著顯著不同，因而存在生產者從業素質不齊，操作差異大，環境保護參與意愿弱等特點，對生命周期評價的數據獲取、真偽鑒別等提出了較高要求，需要加以特別關注。

4 結論

本研究使用生命周期評價方法，計算了甘肅省民勤縣2014與2015年在農戶水平生產1 kg玉米籽粒與1 kg紫花苜蓿鮮草的資源消耗與環境影響，并對比分析了1個食物當量的玉米籽粒與1個食物當量的紫花苜蓿鮮草生產的資源消耗與環境影響。主要結論如下:

1)玉米籽粒生產采用高投入高回報的模式，生產中需投入大量的農資，耕作措施也較為復雜，都產生著顯著的負面環境效應。同時玉米的秸稈處理過程，更是重要的大氣環境污染源。而紫花苜蓿生產中的農資投入較少，耕作相對簡單，并且是營養體生產，避免了廢棄物處理過程，因而資源消耗與環境影響明顯減輕。

2)以功用單位衡量，紫花苜蓿生產的資源消耗與環境影響相對于玉米具有絕對的比較優勢。相同食物當量紫花苜蓿生產的一次性能源消耗、水資源消耗、礦物和化石資源消耗、氣候變化潛值、可吸入無機物、光化學臭氧合成、環境酸化潛值、淡水富營養化、生態毒性分別僅為玉米籽粒的20.50%、25.43%、21.08%、12.99%、6.98%、11.15%、14.76%、12.31%和18.58%。

3)綜合考慮到紫花苜蓿的經濟-生態比較優勢，目前首先應給予其至少不低于玉米的種植補貼。而如果將我國的部分玉米種植改為苜蓿種植，則既能滿足我國未來飼料與食物結構需求，又能顯著減少農業生產的資源消耗與環境污染，且是最便捷、最經濟的措施。

4)減少我國農業生產的環境污染，一方面需要技術措施體系的不斷進步，但更應關注根本的農業結構等戰略方向問題。

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Use of life cycle assessment methodology to compare environmental impacts of the same food equivalent for corn and alfalfa production

XU Gang1, WANG Jin-Xian2, LIN Hui-Long1*, REN Ji-Zhou1, CHEN Lei1, CUI Xia3

1.StateKeyLaboratoryofGrasslandAgro-ecosystems,CollegeofPastoralAgricultureScienceandTechnology,LanzhouUniversity,Lanzhou730020,China; 2.SanleiTownGovernmentofGansuProvince,Minqin733399,China; 3.KeyLaboratoryofWesternChina’sEnvironmentalSystems(MinistryofEducation),CollegeofEarthandEnvironmentalSciences,LanzhouUniversity,Lanzhou730000,China

The study used life cycle assessment (LCA) methodology to calculate environmental impacts of producing 1 kg of corn and 1 kg of alfalfa for animal feed, from agricultural raw materials, including cultivation and other aspects of on farm production and associated transport. Data used are for the years 2014 and 2015. The calculation predicts how structural adjustment to crop production patterns will affect China’s environment. In addition, the life cycle environmental impact differences between production of 1 food equivalent unit (FEU) of corn and alfalfa were compared with calculations based on protein and energy content. It was found that life cycle environmental impacts of 1 kg of corn and 1 kg of alfalfa, respectively, were 9.35 and 1.22 MJ of primary energy demand (PED), 889.33 and 144.37 kg of water use (WU), 0.13 and 0.02 kg antimony-eq of depletion of abiotic resources (DAR), 1.21 and 0.10 kg CO2-eq of global warming potential (GWP), 4.23 and 0.19 g PM2.5-eq of respiratory inorganics (RI), 2.41 and 0.17 g NMVOC-eq of photochemical oxidant formation potential (POFP), 0.00855 and 0.00080 kg SO2-eq of acidification potential (AP), 1.20 and 0.09 kg P-eq of freshwater eutrophication potential (FEP), and 0.0126 and 0.0015 CTU of ecotoxicity. Meanwhile, life cycle environmental impacts of 1 FEU alfalfa compared to corn are: PED 20.50%, WU 25.43%, DAR 21.08%, GWP 12.99%, RI 6.98%, POFP 11.15%, AP 14.76%, FEP 12.31%, and ecotoxicity 18.58%. In view of the ecological and economic superiority of alfalfa, subsidies no less than those for other grains should be given. Moreover, agricultural reform such as shifting corn production to alfalfa, cannot only help meet China’s food requirements internally, but also is a convenient and economical way to reduce the resource consumption and environmental pollution in agricultural production. This study provides a scientific basis for a policy to shift from grain to forage production in China.

life cycle assessment; corn; alfalfa; food equivalent unit; ago-grassland; agricultural structure

2016-11-08；改回日期：2016-12-26

草地農業生態系統國家重點實驗室重點項目(SKLGAE201502)和國家自然科學基金(41401472)資助。

胥剛(1982-)，男，四川西充人，實驗師，博士。E-mail:xug02@163.com*通信作者Corresponding author. E-mail: linhuilong@lzu.edu.cn

10.11686/cyxb2016423 http://cyxb.lzu.edu.cn

胥剛, 王進賢, 林慧龍, 任繼周, 陳磊, 崔霞. 基于生命周期評價的相同食物當量玉米與紫花苜蓿生產環境影響比較研究. 草業學報, 2017, 26(3): 33-43.

XU Gang, WANG Jin-Xian, LIN Hui-Long, REN Ji-Zhou, CHEN Lei, CUI Xia. Use of life cycle assessment methodology to compare environmental impacts of the same food equivalent for corn and alfalfa production. Acta Prataculturae Sinica, 2017, 26(3): 33-43.