沈阳地区水稻生产的生态环境影响研究

2018-09-03常俊彦宋明阳于晓曼白金衡贾晶旭刘鸣达

农业环境科学学报 2018年8期

常俊彦，宋明阳，于晓曼，白金衡，贾晶旭，刘鸣达*

（1.沈阳农业大学土地与环境学院，沈阳 110866；2.南京农业大学资源与环境科学学院，南京 210095；3.东北育才学校高中部，沈阳 110179）

沈阳是东北重要的优质稻区，水稻是沈阳地区的主栽作物。到2015年，沈阳地区水稻播种面积高达10.89万hm2，产量为100.4万t[1]。随着水稻生产技术的提高，机械化面积不断增大，加之水稻对农药化肥和灌溉水等消耗量很大，导致这一生产活动的环境影响不断加大。从生命周期的视角来看，水稻生产不是一个简单的种植活动，而是包括原料开采、农资生产和水稻种植在内的一个生产过程。单纯评价种植阶段的环境影响，通常会忽视全过程的环境影响。因此，从整个生产过程的角度分析其资源消耗、生态破坏与环境污染情况才能准确评价水稻生产的环境影响。

生命周期评价（Life Cycle Assessment，LCA）方法产生于20世纪60年代，主要用于工业产品或工艺全过程的定量分析和评价，90年代开始应用于农业生产的环境影响评价[2]。它的优势在于对农产品生产的生命周期所涉及的物质消耗和污染物排放进行辨识、量化和评价，最终评价资源和环境效益，挖掘降低环境影响的潜力[3]。近年来国内外也有一些关于水稻生产生命周期评价方面的研究[4-7]。但这些研究考虑因素和评价指标不同，研究结果差异很大。本研究以沈阳地区水稻生产为例，全面考虑影响因子和指标，应用LCA法对水稻生产系统的“原料开采-农资生产-水稻种植”过程的环境影响进行分析和评价，以期为降低沈阳地区水稻生产的环境影响，实现稻作清洁生产提供参考。

1 材料与方法

1.1 数据来源

2016年4月—2017年9月对沈阳稻区进行实地调查。共调查农户62户，调查内容包括化肥种类及用量、农药种类及用量、机械耗油、生产耗电、灌溉水量等相关信息，具体投入产出数据平均值见表1。

表1 沈阳地区水稻种植投入产出表Table 1 Inputs-outputs of rice cultivation in Shenyang area

1.2 评价方法

根据国际环境毒理学和化学学会的要求，将生命周期评价分为四个步骤：目标定义与范围界定、清单分析、影响评价、结果解释。

1.2.1 目标定义与范围界定

以生产1 t稻谷为功能单位，规定起始边界为生产化肥农药的矿石和化石能源开采，终止边界为水稻种植阶段的污染物排放（图1）。

1.2.2 清单分析

将水稻生产生命周期分为三个阶段：原料开采、农资生产和水稻种植阶段。分别考虑矿石、化石能源的开采与运输的资源消耗和污染排放，化肥、农药的生产与运输的资源消耗和污染排放，化肥、农药以及农机的使用的资源消耗和污染排放。

图1 水稻生产生命周期系统边界Figure 1 LCA system boundary of rice production

其中原料开采和农资生产阶段的能耗、物耗和水耗等指标参考《中国统计年鉴》《中国能源统计年鉴》及文献[8-12]，TP、COD、CO2、CO、CH4、SO2、NOx、N2O、NH3、NH+4、重金属等污染物排放系数参考相关文献[13-19]。氮素、磷素流失和重金属排放系数参考相关文献[20-26]；农药使用的残留系数引用van Calk的研究结果[27]；稻田甲烷排放系数根据IPCC2006的公式计算得到[28]；稻田固碳能力参考相关文献[29-32]。由于缺少农药毒性当量系数转换的相关报道，本研究只考虑了毒死蜱、丙草胺、三唑磷和乐果的毒性影响。

1.2.3 影响评价

1.2.3.1 影响分类和特征化

采用当量系数法将同类污染物转化为参照物的环境影响潜力[22]，评价水稻生产的环境影响。部分环境影响类型及当量系数见表2。

各类环境影响潜值根据公式（1）计算。

式中：EP（x）为系统对第 x种环境影响的影响潜值；EP（x）i为第i种排放物质对第x种环境影响的影响潜值；Q（x）i为第 i种排放物质的排放量；EF（x）i为第 i种排放物质对第x种环境影响的当量系数。

表2 环境影响类型及排放物的当量系数Table 2 Environmental impact categories and their equivalent factors

能源消耗主要考虑煤、石油、重油、柴油和天然气等化石能源消耗，可用式（2）计算。

式中：EU为系统每功能单位化石能源消耗总量；ENFij为清单分析中每功能单位i阶段j类能源的消耗量。

水资源消耗主要考虑灌溉用水和生产耗水，可根据式（3）计算。

式中：F为系统中每功能单位消耗的水资源总量；Qi为第i阶段水资源消耗量；RCi为第i阶段水资源回收或重复使用率。

稻田固碳能力可根据式（4）计算。

式中：Q为稻田CO2净吸收量，kg；Y为水稻产量，kg；R为干物质量转化系数，参考文献[33]取值为1.6，即生产1 kg稻谷的干物质量为1.6 kg；1.63为CO2吸收常数，即每生产1 kg干物质，需要吸收1.63 kg CO2[34]；E为稻田CO2排放通量，参考文献[35]计算沈阳地区每生产1 t稻谷排放CO22 229.55 kg。

1.2.3.2 标准化和加权评估

选用2000年世界人均环境影响潜力为基准进行标准化处理，权重系数参考Sleeswijk的研究结果[36]。基准值和权重系数如表3所示。

标准化过程可用公式（5）表示。

式中：Rx为第x种潜在环境影响的标准化结果；EP（x）为第x种潜在环境影响的特征化结果；Sx（2000）为第x种潜在环境影响基准值。

加权评估可以用公式（6）进行计算。

式中：EI为系统环境影响值；Wx为第x种潜在环境影响的权重；Rx为第x种潜在环境影响的标准化结果。

表3 环境影响指数的基准值与权重Table 3 Normalization values and weighs for different impact categories

2 结果与分析

2.1 清单汇总

水稻生产生命周期清单见表4。

2.2 特征化

各类环境影响的特征化结果见表5。

2.3 标准化和加权评估

各类环境影响的标准化和加权后结果列于表6。可以看出，各类环境影响指数大小依次为：水体毒性、富营养化、土壤毒性、人体毒性、环境酸化、全球变暖和能源消耗，环境影响指数分别为16.278、1.558、1.457、0.960、0.135、0.041和 0.003，分别相当于 2000年世界人均环境影响潜力的1 627.8%、155.8%、145.6%、96%、13.5%、4.1%和0.3%。各阶段环境影响大小依次为：水稻种植、原料开采和农资生产阶段，其中水稻种植阶段的水体毒性、富营养化和土壤毒性影响最严重；原料开采阶段的人体毒性和土壤毒性影响最严重；农资生产阶段的富营养化影响最严重。加权处理后，环境影响综合指数为2.267。

2.4 结果解释

2.4.1 资源消耗

由表4可知，生产1 t稻谷会占用土地资源1 000.24 m2，消耗磷矿 37.98 kg、钾矿 15.64 kg，总耗水量为1 576.28 m3，其中水稻种植阶段占比高达98.13%，这是因为水稻是一种耗水量较大的作物。由表5可知，生产1 t稻谷生命周期能源消耗总量为6 893.41 MJ，农资生产、水稻种植和原料开采阶段能耗占比分别为51.38%、33.57%和15.05%。农资生产阶段的能耗主要源于化肥生产，化肥生产是能源密集型产业，需要消耗大量化石能源；种植阶段的能耗主要是灌溉抽水用电；原料开采阶段的能耗主要由化石能源浪费和开采耗能产生。化肥生产和灌溉用电的能耗占比分别为49.43%和30.84%。

2.4.2 全球变暖

水稻种植阶段对全球变暖的影响是单位水稻生产全周期中最大的，主要是因为该阶段CH4的排放量较高，而其增温潜势远高于CO2[6]，该阶段CH4排放量为16.08 kg，对单位水稻全周期生产中全球变暖的贡献率为87.12%。但总体上水稻种植仍表现出碳汇现象，生产1 t稻谷生命周期温室气体排放量为387.6 kg CO2-equ（图2）。水稻种植、农资生产和原料开采阶段对系统全球变暖潜值的贡献率分别为44.8%、42.33%和12.97%。尽管农资生产和原料开采阶段的主要温室气体是CO2，排放量为200.76 kg，但种植阶段稻田CO2排放量为-245.91 kg，单位水稻种植全周期CO2产生的温室效应对全球变暖的贡献率为-11.65%。

表4 水稻生产生命周期清单汇总Table 4 Inventory of life cycle of rice production

2.4.3 环境酸化

生产1 t稻谷生命周期环境酸化潜值为6.11 kg SO2-equ（图3）。原料开采、农资生产和种植阶段对系统环境酸化潜值的贡献率分别为15.06%、16.2%和68.74%。造成环境酸化的主要影响因子为NH3，其中种植阶段由于氮肥施用，导致NH3挥发量增加，该阶段NH3挥发对系统环境酸化潜值的贡献率为65.8%。NH3在土壤中可发生硝化反应生成HNO3，造成土壤酸化；同时挥发到大气中的NH3可与酸性气体反应，形成酸性气溶胶态铵盐，打破酸性气体平衡，加速酸性物质的干湿沉降[37]。因此，尽管NH3是一种碱性物质，但在生命周期评价过程中，其环境影响是以环境酸化的形式表达出来的。

表5 水稻生产生命周期清单特征化结果Table 5 The results of characterization of life cycle inventory of rice production

表6 水稻生产生命周期环境影响标准化和加权分析Table 6 Life cycle environmental impact indexes and evaluation results of rice production

2.4.4 富营养化

图2 水稻生产生命周期全球变暖影响潜力Figure 2 Life cycle global warming effects potentials of rice production

图3 水稻生产生命周期环境酸化影响潜力Figure 3 Life cycle acidification effects potentials of rice production

2.4.5 毒性

生产1 t稻谷生命周期毒性潜力为276.22 kg 1，4-DCB-equ（图5），以人体毒性和水体毒性最为严重，占毒性影响的96.78%。其中人体毒性主要是由原料开采阶段排放到环境中的Cu、Zn、Hg等重金属所致，该阶段造成的人体毒性占毒性影响的54.49%；水体毒性是种植阶段化学农药残留导致的水体污染，该阶段造成的水体毒性占毒性影响的28.4%。

3 讨论

有学者应用LCA法对水稻生产生命周期的资源、能源消耗以及各环境影响进行评价。为了比较分析沈阳地区水稻生产的环境影响，表7列出了国内外几例相关研究结果。

沈阳地区水稻生产潜在环境影响较大的是能源消耗、全球变暖、环境酸化、富营养化与毒性，这与湖南、江苏太湖等地区的研究结果基本一致。但本研究综合考虑了各阶段运输的能源消耗、能源开采的损耗、常用农药的危害及稻田固碳能力等因素，导致环境影响大小与国内外研究结果存在一定差异。

图4 水稻生产生命周期富营养化影响潜力Figure 4 Life cycle eutrophication effects potentials of rice production

能源消耗主要发生于化肥生产环节，沈阳地区水稻生产化肥用量较多，因此能耗较高。其次，沈阳稻区农机合作社发展较快，水稻生产机械化程度较高，加之与南方地区相比，沈阳地区降雨较少，人工灌溉用水量较多。因此在种植阶段，沈阳地区的农机耗能和灌溉用电会高于其他地区。此外，本研究考虑了原料开采阶段的次级能源消耗和初级能源浪费，从而增加了开采阶段的能源消耗。因此，沈阳地区水稻生产能耗高于国内同类研究结果。与国外相比，巴西[7]和日本[40]的研究边界为“农资生产-水稻种植-稻米加工”，不包含原料开采阶段的能源消耗，因此两者的能源消耗较低；意大利[41]的研究边界为“农资生产-水稻种植-稻米加工-稻米出口”，虽没涉及原料开采阶段，但稻米加工后的包装、运输和出口所消耗的能源更多，使其能源消耗高于本研究。

图5 水稻生产生命周期毒性影响潜力Figure 5 Life cycle toxicity effects potentials of rice production

表7 不同区域水稻生产生命周期潜在环境影响对比Table 7 Comparisons of potential environmental impact of one ton rice production in different areas

影响沈阳地区水稻生产潜在全球变暖的主要因子是CH4。CH4主要产生于种植阶段，沈阳、上海[4]和江苏[39]地区水稻种植阶段CH4的全球变暖潜值分别为337.68、680.54、2 641.44 kg CO2-equ·t-1。南方地区排放率较高，加之单季稻产量低于北方稻区，所以生产1 t水稻产生和排放的CH4高于北方[42-43]。CO2主要产生于农资生产和原料开采阶段，若不考虑稻田固碳作用，其排放量为333.21 kg，但本研究在考虑稻田固碳的基础上其排放量为-45.15 kg·t-1。综合考虑，沈阳地区水稻生产的全球变暖潜值在国内研究中属低等水平。与国外研究相比，本研究的全球变暖潜值同样属低等水平，这是因为国外研究中的机械化程度更高，在稻田种植和管理方面消耗了更多能源，且意大利的研究考虑了包装、运输和出口环节排放的温室气体[41]，致使其结果较高。

从本研究结果来看，种植阶段氮肥施用造成的氨挥发是导致潜在环境酸化的主要原因。氨挥发系数因地理环境和种植管理模式不同而有所差异，但总体排放规律是随氮肥用量的增加而增大。沈阳、江苏[39]、湖南[5]和日本[40]水稻生产的氮肥用量分别为27.5、31.27、23.29 kg·t-1和18.73 kg·t-1，氨挥发系数分别为氮素投入量的9.89%、28%、28%和9.98%，比较而言，沈阳地区水稻生产的环境酸化潜值较低。氮肥的施用也是导致潜在富营养化的主要原因。本研究由于后者研究仅以早稻为对象的结果。若按整个稻季计算，其富营养化潜力应高于本研究。

沈阳地区水稻生产的毒性影响潜值约是湖南[5]的30倍，其中人体毒性、水体毒性和土壤毒性分别是湖南的65、18倍和5倍。究其原因，除了稻季长短的差别，主要是由于本研究增加了对农资生产和原料开采阶段重金属毒害作用的环境影响，以及种植阶段化学农药使用对人体和生态危害的影响计算，故而毒性影响潜值增加。