基于生命周期評價的楚雄市水稻生產環境影響評價

段智源 王學良 何萍

摘 要 水稻種植會直接和間接造成環境問題。基于此，借助生命周期法，選取能源消耗、溫室氣體、富營養化和環境酸化4個指標對云南省楚雄州楚雄市水稻生產的環境影響進行評價，揭示該區域水稻生產中環境影響物質的來源、結構和貢獻率，為該區域水稻生產的環境影響調控提供參考。結果表明：楚雄市水稻生產的能源消耗、溫室氣體、富營養化和環境酸化四個環境影響指標對應的環境影響潛值分別為2 432.496 MJ、979.814 kg CO2-eq、11.381 kg PO43--eq和46.929 kg SO2-eq;幾種環境影響指標對應的環境影響嚴重程度排序為富營養化>環境酸化>溫室氣體>能源消耗，對應的環境影響指數分別為6.054、0.898、0.134和0.094;楚雄市每生產1 t水稻產品系統環境影響值為1.685。氮肥的清潔生產和合理施用是降低該區域水稻生產造成環境影響的關鍵。

關鍵詞 水稻;環境影響;生命周期評價

中圖分類號：X820.3 文獻標志碼：B DOI：10.19415/j.cnki.1673-890x.2020.14.089

水稻是中國重要的糧食作物，目前已有研究表明，種植水稻在滿足人類糧食需求的同時，也會對環境造成一定負面影響，如排放溫室氣體、造成土壤酸化、造成水體富營養化等[1-5]。

楚雄市是云南省重要的水稻生產區域，目前已有較多學者針對該區域水稻的品種、田間管理方法、產量和品質等進行了研究[6-8]，而對于楚雄市水稻種植對于環境的影響方面的研究仍然空缺。因此，本研究將借助生命周期評價方法（LCA）對楚雄市典型水稻種植區域的水稻生產過程進行環境影響評價，為該區域水稻生產過程提供一定的環境管理依據。

1 研究區域概況

云南省楚雄市位于云貴高原中部，地跨東經100°35′～101°48′、北緯24°30′～25°15′，屬北亞熱帶季風氣候區，冬干夏濕，氣溫日差較大，年差較小，冬無嚴寒，夏無酷暑，干濕季分明，雨熱同季，日照充足，年均日照為2 422 h，無霜期242 d，冬季降水偏少，年降水量為864 mm，年均氣溫為17.4 ℃。本研究選取楚雄市轄區內的東華鎮作為調查區域，該區域的水稻生產均是在楚雄彝族自治州農業科學研究推廣所的指導下進行的，種植面積較大，且種植模式統一，較能代表楚雄市的水稻生產模式。

2 基本原理與研究方法

根據ISO（2006）提出的生命周期評價原則，LCA由四部分組成：目標定義與范圍界定、清單分析、影響評價和改進評價。

2.1 目標定義與范圍界定

本研究以生產1 t水稻為功能單位，研究楚雄市水稻生產系統的能源消耗和對環境的影響。系統邊界從水稻生產上游的相關農資生產開始，直到加工出稻米結束，具體分為農資系統和農作系統。

2.2 清單分析

清單分析是指對農資系統和農作系統中的能源消耗和環境排放進行量化分析。本研究選取能源消耗、溫室氣體、富營養化和環境酸化4個指標進行評價，各指標對應的具體環境影響項目詳見表1。

各指標對應的環境影響潛值可根據公式（1）進行計算：

式中EP（x）為第x種指標對應的環境影響潛值;EP（x）i為系統排放物質的第i項對應第x種指標的環境影響潛值;Q（x）i為系統排放物質第i項的排放量;EF（x）i為系統排放物質的第i項的環境影響潛值參數。

2.2.1 排放量的確定

化肥和農藥及其有效成分的用量主要來自于實地調查，并根據對應的含量進行換算;柴油和電能的消耗量來自于實地調查。

溫室氣體的排放量以CO2當量（CO2-eq）計。水稻田的CH4排放參照《省級溫室氣體清單編制指南（試行）》，云南地區水稻田的CH4排放因子為156.2 kg·hm-2，而單位質量的CH4的全球增溫潛勢是CO2的25倍，水稻產量為11 250 kg·hm-2，因此換算得到每生產1 t水稻排放的CH4相當于347.11 kg CO2。N2O-N的揮發量參照Brentrup F等[9-10]的研究成果，取總氮投入量的1.25%;總氮包括氮肥部分和豬糞部分所含N，豬糞的含氮量參考梁亞男等[11]的研究成果，取2.72%，而單位質量N2O的全球增溫潛勢是CO2的310倍[12]，因此換算得到每生產1 t水稻排放的N2O-N為0.66 kg，造成的溫室效應相當于321.86 kg CO2。

柴油和電能生產造成的SO2和NOx的排放參照楊建新的研究成果[13]，柴油生產的NOx排放量為0.285 kg·kg-1，SO2排放量為2.399 kg·kg-1;電能生產的NOx排放量為0.052 kg·kW-1·h-1，SO2排放量為0.102 kg·kW-1·h-1。

稻田氨態氮（NH3-N）的揮發量和硝態氮（NO3--N）的損失量參照田玉華、尹娟等[14-15]的研究成果，取N投入量的28%和5%;氧化氮（NOx-N）的排放量參照Brentrup F、Mosier A等的研究成果[9-10]，取N2O-N排放量的10%，實際視為NO2。

磷的排放量（總磷Ptot）參照紀雄輝[16]的研究成果，取化肥含磷量的0.86%與豬糞含磷量的1.44%之和;豬糞的含磷量參照相關研究成果，取豬糞投入量的0.0135%;綜上換算得到磷的排放量為58.16 g。

每生產1 t水稻對應造成環境影響的各種實物量見表2。

2.2.2 環境影響潛值參數的確定

化肥生產能耗的參數參照張霞等[17]的研究成果;農藥和柴油的能耗參數參照袁寶容等[18]的研究成果;電能生產的能耗參數參照楊建新[13]的研究成果。

化肥生產的溫室氣體排放參數參照徐小明[19]的研究成果;農藥生產的溫室氣體排放參數參照Lal R和Smith P的研究成果[20-21];柴油和電能造成的溫室氣體排放參照IPCC（2007）和中國國家發改委的報告[22]。

富營養化和環境酸化的參數參照鄧南圣[23]的研究成果，分別以PO43-當量（PO43--eq）和SO2當量（SO2-eq）計。

本研究用到的環境影響潛值參數見表3。

2.2.3 標準化和加權評估

各指標對應的環境影響潛值可通過公式（2）進行標準化處理及加權評估：

式中：EI為產品系統環境影響值;Wx為第x種指標對應的環境影響值的權重系數;EP（x）為第x種指標對應的環境影響潛值;EF（2000）為2000年世界人均環境影響基準值;EP（x）/EF（2000）即為第x種指標對應的環境影響指數。

環境影響值的權重系數參照王明新等[24]的研究成果，并將其權重總和按比例優化為1;權重系數和2000年世界人均環境影響基準值見表4。

3 影響評價

本研究中造成環境影響潛值的項目及對應的環境影響潛值見表5。其中括號外數值為某個項目的環境影響潛值，括號內數值為該項目對應特定環境影響潛值的貢獻率。

3.1 能源消耗

在能源消耗方面，每生產1 t水稻造成的總能源消耗為2 432.495 MJ，其中農資系統的能源消耗占絕大部分，為總能源消耗的94.49%，其中以氮肥生產的貢獻率最高，達到了85.05%。這是因為化學氮肥在整個農資系統中的用量較大，僅次于豬糞和磷肥，且化學氮肥生產的能耗系數較高。其他項目對能源消耗的貢獻率較低，為1.55%～6.02%。

3.2 溫室氣體

在溫室氣體排放方面，每生產1 t水稻造成的溫室氣體排放為979.815 kg CO2-eq，其中29.40%來自農資系統，70.60%來自農作系統。在整個系統中，對溫室氣體排放貢獻率最高的3項分別是稻田CH4排放、稻田N2O排放和氮肥生產，貢獻率分別為35.43%、32.85%和21.60%，其中稻田N2O排放和氮肥生產造成的溫室氣體排放均是由氮肥的施用（包括化肥和豬糞）直接或間接造成，因此氮肥的投入對整個系統的溫室氣體排放貢獻率達到了54.45%。其他項目對溫室氣體排放的貢獻率較低，為0.65%～3.53%。

3.3 富營養化

在富營養化方面，每生產1 t水稻造成的富營養化潛值為11.381 kg PO43--eq，其中農作系統占據了絕大部分，貢獻率為98.88%。對富營養化貢獻率最高的兩項是稻田NH3排放和稻田NO3-排放，其貢獻率分別為52.11%和43.19%，該兩項均是由于氮肥的施用（包括化肥和豬糞）直接或間接造成，兩項貢獻率之和達到了95.30%;整個系統中氮肥施用對富營養化的總貢獻率為95.55%。其他項目對富營養化的貢獻率較低，為1.12%～1.73%。

3.4 環境酸化

在環境酸化方面，每生產1 t水稻造成的環境酸化潛值為46.927 kg SO2-eq，其中19.05%來自農資系統，由柴油生產排放的SO2和NOx造成;80.95%來自農作系統，貢獻率最高的項目為稻田NH3排放，貢獻率為71.99%，該項是由氮肥的施用（包括化肥和豬糞）造成，整個系統中氮肥施用對環境酸化的總貢獻率達到了72.31%;電能生產對環境酸化的貢獻率相對柴油生產較低，為8.64%。

3.5 標準化和加權評估

根據公式（2）和表4中環境影響指數的基準值與權重，計算得到了能源消耗、溫室氣體、富營養化、環境酸化4個環境影響指標對應的環境影響指數，并最終得出了生產1 t水稻的產品系統環境影響值，見表6。

研究區域每生產1 t水稻的環境影響指數大小排序為富營養化>環境酸化>溫室氣體>能源消耗，該四項環境影響指標對應的環境影響潛值相當于2000年世界人均環境影響基準值的605.4%、89.8%、14.3%和9.4%。可以看出，在幾種潛在的環境影響中，富營養化效應要比其他環境影響效應嚴重得多，這也說明了該區域存在氮肥投入過量的問題。

通過加權評估，得出研究區域每生產1 t水稻的產品系統環境影響值為1.685。

4 改進評價

云南省楚雄市水稻生產的生命周期中，對環境影響最大的因素是氮肥的施用。1）氮肥在產品系統中投入量較大;2）氮肥在生產過程中要消耗大量的能源，排放較多的溫室氣體;3）氮肥的大量投入導致稻田排放了大量的N2O、NH3、NO3-等，會對環境造成影響，且這些物質的環境影響系數都較高。因此，實施氮肥的清潔生產、提高氮肥的利用率、降低稻田N2O與NH3排放和降低稻田NO3-的流失率是控制楚雄市水稻生產環境影響的關鍵。

本研究以1 t水稻為功能單位測算得到的能源消耗、溫室氣體、富營養化和環境酸化四個環境影響指標對應的環境影響潛值分別為2432.495 MJ、979.815 kg CO2-eq、11.381 kg PO43--eq和46.927 kg SO2-eq;其他同類型研究的結果顯示，該四項指標的值分別為2717.97～4525.91 MJ、332.27～654.43 kg CO2-eq、1.80～4.36 kg PO43--eq和11.00～17.48 kg SO2-eq[5，25-26]。相對于其他學者的研究成果，本研究得到的能源消耗值偏低，這是因為本研究參考的化肥生產能耗系數是較新的研究成果，其數值較低;而溫室氣體、富營養化和環境酸化潛值相對較高，這是因為本研究中更為詳盡地考慮了氮肥施用造成的排放，尤其是豬糞的大量施用，導致了N2O、NH3等物質的大量排放和NO3-的大量流失，進而導致相應的環境影響潛值較高。

目前已有的研究表明，在水稻生產過程中，稻田N2O、CH4、NH3等物質的排放和NO3-等物質的流失受到氣候、土壤、農作措施等多種因素的影響[4，14-16]，在不同的試驗條件下，其排放強度不盡相同。若能開展田間試驗直接測定相關環境影響物質的排放強度，研究區域的環境影響評價數值將更加精確。

此外，本研究涉及到的農藥類型缺乏相關的毒性研究成果，因此農藥造成的人體毒性、土壤毒性和水體毒性在本研究中未加以考慮。

5 結論

本研究選取能源消耗、溫室氣體、富營養化和環境酸化四項指標，測算了楚雄市每生產1 t水稻的環境影響潛值和環境影響指數，并得出了產品系統環境影響值，以期為該區域水稻種植的環境影響調控提供一定參考依據。研究表明，富營養化是該區域水稻生產造成的最嚴重的潛在環境影響問題;而氮肥的清潔生產和合理施用是降低該區域水稻生產造成環境影響的關鍵。

參考文獻：

[1] Thanawong K，Perret SR，Basset-Mens C.Eco-efficiency of paddy rice production in Northeastern Thailand：a comparison of rain-fed and irrigated cropping systems[J].Journal of Cleaner Production，2014，73（73）：204-217.

[2] Brodt S，Kendall A，Moharnmadi Y，et al.Life cycle greenhouse gas emissions in California rice production[J].Field Crops Research，2014，169：89-98.

[3] Mohammadi A，Rafiee S，Jafari A.et al.Joint life cycle asseasment and data envelopment analysis for the benchmarking of environmental impacts in rice paddy production[J].Journal of Cleaner Production，2015，106（20）：521-532.

[4] 王斌.新型氮肥對雙季稻田溫室氣體減排的研究[D].北京：中國農業科學院，2014.

[5] 梁龍，陳源泉，高旺盛.兩種水稻生產方式的生命周期環境影響評價[J].農業環境科學學報，2009，28（9）：1992-1996.

[6] 盧騰，李凱，朱景林.楚雄州水稻生產全程機械化水平研究[J].農業開發與裝備，2017（2）：54-55.

[7] 金瓊.楚雄市水稻施肥技術參數的研究[J].農民致富之友，2016（6）：135，36.

[8] 王學輝.楚雄州水稻簡塑缽育秧技術應用[J].農民致富之友，2014（13）：40.

[9] Brentrup F，Küsters J，Kuhlmann H，et al.Environmental impact assessment of agricultural production systems using the life cycle assessment methodology.I.Theoretical concept of a LCA method tailored to crop production[J].european journal of agronomy，2004，20（3）：247-264.

[10] Mosier A，Kroeze C，Nevison C，et al.Closing the global N2O budget：nitrous oxide emissions through the agricultural nitrogen cycle[J].1998，52（2-3）：225-248.

[11] 梁亞男，姜軍坡，王世英，等.Z-27菌劑對豬舍空氣NH3、H2S濃度及排泄物含氮量的影響[J].江蘇農業科學，2019，47（5）：148-153.

[12] Solomon S，Qin D，Manning M，et al.Summary for Policymakers. In Climate Change 2007：The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change[J].Cambridge University Press，2007，18（2）：95-123.

[13] 楊建新.產品生命周期評價方法及應用[M].北京：氣象出版社，2002.

[14] 田玉華，尹斌，賀發云，等.太湖地區稻季的氮素徑流損失研究[J].土壤學報，2007（6）：1070-1075.

[15] 尹娟，費良軍，田軍倉，等.水稻田中氮肥損失研究進展[J].農業工程學報，2005（6）：189-191.

[16] 紀雄輝，鄭圣先，劉強，等.施用有機肥對長江中游地區雙季稻田磷素徑流損失及水稻產量的影響[J].湖南農業大學學報（自然科學版），2006（3）：283-287.

[17] 張霞，蔡宗壽，李歡.我國化肥生產能源消費現狀分析[J].現代化工，2014，34（10）：12-15.

[18] 袁寶榮，聶祚仁，狄向華，等.中國化石能源生產的生命周期清單（Ⅱ）——生命周期清單的編制結果[J].現代化工，2006（4）：59-61.

[19] 徐小明.吉林西部水田土壤碳庫時空模擬及水稻生產的碳足跡研究[D].長春：吉林大學，2011.

[20] Lal R.Carbonemission from farm operations[J].Environment International，2004，30（7）：981-990.

[21] Smith P，Maitino P，CaiZ C.Greenhouse gas mitigation in agriculture[J].Biological Science，2008，363（14）：789-813.

[22] 中華人民共和國國家發展和改革委員會應對氣候變化司.關于公布2009年中國區域電網基準線排放因子的公告.[2013-03-20]（2020-04-11）.http：//qhs.ndrc.gov.cn/qjfzjz/t20090703_289357.htm.

[23] 鄧南圣，王小兵.生命周期評價[M].北京：化學工業出版社，2002.

[24] 王明新，包永紅，吳文良，等.華北平原冬小麥生命周期環境影響評價[J].農業環境科學學報，2006（5）：1127-1132.

[25] 盧娜，曲福田，馮淑怡.太湖流域上游地區不同施肥技術下水稻生產對環境的影響分析——基于生命周期評價方法[J].南京農業大學學報（社會科學版），2012，12（2）：44-51.

[26] 胡乃娟，陳倩，朱利群.長江中下游稻-麥輪作系統生命周期環境影響評價——以江蘇南京為例[J].長江流域資源與環境，2019，28（5）：1111-1120.

（責任編輯：劉昀）