面向生命周期評價的土地利用生態(tài)影響評價方法

王壽兵,馬小雪,陳雅敏,馮述青,樊正球 (復(fù)旦大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程系,上海 200433)

在生命周期評價(LCA)中,有關(guān)環(huán)境排放所造成的溫室效應(yīng)、酸化、富營養(yǎng)化、臭氧層耗竭、光化學(xué)臭氧形成、生態(tài)毒性以及人體毒性等影響類型的特征化因子和匯總已有大量研究成果[1-5],但有關(guān)土地利用的LCA研究則相當薄弱,遠不能滿足人們開展生命周期評價和生態(tài)系統(tǒng)管理實踐應(yīng)用的需要[6-8].

已有研究表明,有關(guān)土地利用的LCA方法主要可以分為以下3類,一類是基于土地生態(tài)服務(wù)功能及其變化的評價方法[6].這類方法的不足之處在于,從事LCA工作的人往往并不知道所用土地的具體情況,因此,其生態(tài)服務(wù)功能大小往往難以確定.而即便是當?shù)氐膶＜?對同一土地類型生態(tài)服務(wù)功能大小的評價結(jié)果也往往迥異,因此,評價結(jié)果缺乏客觀性和可重復(fù)性.第2類是基于土地物種多樣性保護功能的評價方法[9-12].這類方法認為物種多樣性反映了所在區(qū)域內(nèi)在的自然價值,并用維管束植物物種多樣性來代替當?shù)乜偟奈锓N多樣性,以此為基礎(chǔ)構(gòu)建不同的特征化模型,如物種庫效應(yīng)潛力(SPEP)等[9].這類方法存在的主要問題一是把稀有物種和普通物種平等看待,二是需要建立所在地區(qū)的物種數(shù)與土地面積之間的關(guān)系模型,而這種模型在不同的地區(qū)差異常常很大,因此,一般只適用于關(guān)系模型所建立的地區(qū),不能滿足其它地區(qū)的需要.第3類是基于土地生命支持功能的評價方法.生命支持功能主要是維持生命過程,如封閉的物質(zhì)循環(huán)、氣候調(diào)節(jié)、活化土壤結(jié)構(gòu)等.它維持著土地、水體和生物圈的活力、適應(yīng)性和再生能力等[13].因此,生命支持可看作是土地生態(tài)價值的表現(xiàn).這類方法常選擇土地的凈初級生產(chǎn)力(NPP)或自由凈初級生產(chǎn)力(freeNPP)指標來構(gòu)建特征化模型[11,14-15].這類方法的主要不足之處是未考慮占用的土地在地理區(qū)位和地形坡度等方面的差異.如在我國許多NPP較低和坡度較大的高山和丘陵地區(qū),卻往往是生態(tài)較為脆弱的地區(qū).

歐洲最新的研究成果分別提出了土地占用(尚未包括土地轉(zhuǎn)化)對生物多樣性的影響評價方法、木材采掘?qū)夂蜃兓嚓P(guān)的效應(yīng)評價方法、以及農(nóng)業(yè)土地占用土壤侵蝕所造成的損害評價方法等[16].也僅是從某一方面或某些土地利用類型進行評價,未進行多指標綜合評價.而且所用參數(shù)并不適用于中國.

基于上述學(xué)科背景,本文旨在初步建立適合我國土地利用LCA的方法和相關(guān)參數(shù),具體包括評價指標選擇、特征化因子確定和影響大小計量模型的建立等.

1 研究方法

1.1 影響評價指標的選擇

表征土地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)好壞的指標有許多,如土地植被覆蓋情況、生物多樣性情況、土壤有機質(zhì)含量、土壤結(jié)構(gòu)、以及土壤微生物群落等.其中有些指標通過一般性的調(diào)查即可很容易的獲得,而有些指標值則必須通過復(fù)雜的測試才能獲得.

目前針對土地利用LCA研究最多的指標是NPP和高等維管束植物物種多樣性2個指標[6-11],這2個指標由于數(shù)據(jù)可獲得性強,同時又能在一定程度上反映土地的質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)的重要性,但這2個指標并不能完全反映當?shù)氐匦螚l件、植被類型、有機質(zhì)含量等相關(guān)信息,基于這2個指標的評價方法和結(jié)果并不能很好地表達土地利用的生態(tài)影響.如在平原和山地丘陵兩個不同的地區(qū),即使NPP和物種多樣性完全相同,但相同的土地利用方式所帶來的生態(tài)后果則可能差異巨大,因為山地丘陵地區(qū)的水土流失影響會遠遠大于平原地區(qū).

由此可見,必須從數(shù)據(jù)可獲得性、科學(xué)性、代表性等多方面出發(fā),基于ISO14040 LCA技術(shù)框架和土地生態(tài)屬性及其功能分析,研究確定適合于土地利用LCA的指標,并在此基礎(chǔ)提出其特征化因子和影響評價計量模型.

作者從土地自然資源功能、產(chǎn)生和維持生物多樣性、生命支持功能和影響人類健康等4種主要功能出發(fā),在初步選擇包括物理學(xué)、化學(xué)、生物學(xué)和生態(tài)學(xué)4個方面的指標基礎(chǔ)上,通過相關(guān)性分析、相對穩(wěn)定性分析和現(xiàn)有數(shù)據(jù)的可得性分析對選出的指標進行篩選,減少信息重疊,提高指標的代表性和準確性.最終,確定了“土地利用時間、面積、NPP、有機質(zhì)含量和地形(坡度)”5個指標作為土地利用LCA指標,具體見文獻[17].土地利用時間和面積2個指標易于獲得,且所有單位時間和面積在物理性質(zhì)上均一樣,不受土地利用類型的影響,具有可比性.因此重點應(yīng)研究確定NPP、有機質(zhì)含量和地形坡度3個指標的特征化因子及其當量系數(shù).

1.2 特征化因子和當量系數(shù)確定

1.2.1 基于NPP的特征化因子和當量系數(shù) 作者收集、統(tǒng)計了1993年～2011年所發(fā)表的98篇涉及我國不同植被NPP數(shù)據(jù)(模型模擬估算值和實測值)的代表性論文,分析得到了我國不同植被類型的NPP平均值[18],可作為表征我國不同土地覆被類型的NPP特征化因子.為便于比較不同土地覆被類型的NPP特征化因子相對大小,便于歸類匯總,本文以NPP最高的“熱帶雨林、季雨林”作為基準植被類型,求得了基于NPP的各覆被類型的當量系數(shù)大小,具體見表1所示.

1.2.2 基于土壤有機質(zhì)的特征化因子和當量系數(shù) 土壤有機質(zhì)是指存在于土壤中的各種形式的含碳有機化合物,包括處于不同分解階段的各種動、植物和微生物殘體等[19].土壤有機質(zhì)是土壤的重要組成成分,是評價土壤質(zhì)量、土壤碳庫等的重要指標[20-22].

我國在1980年代初所開展的第2次土壤普查是建國以來最為全面和廣泛的1次土壤資源調(diào)查,有機質(zhì)含量是其中一項重要的測定項目.但自第2次土壤普查至今已有20多年了,在此期間,土地利用狀況、生產(chǎn)條件等的改變都將導(dǎo)致土壤有機質(zhì)含量的較大變化,因此,第2次普查結(jié)果的參考價值有所降低[23].筆者收集整理了自全國第2次土壤普查后至2011年之間發(fā)表的涉及我國土壤有機質(zhì)含量的主要論文184篇,對收集到的土壤有機質(zhì)含量數(shù)據(jù)進行了統(tǒng)計分析,得到了全國12個不同土綱類型土壤的有機質(zhì)含量平均值,比較了與全國第2次土壤普查結(jié)果的差異,發(fā)現(xiàn)不同土壤類型間的有機質(zhì)含量大小排序趨勢基本未變[24],因此該平均值可作為表征我國不同土綱類型的有機質(zhì)特征化因子.為便于比較不同土地類型的有機質(zhì)特征化因子相對大小,便于歸類匯總,本文以有機質(zhì)含量最高的“水成土”作為基準植被類型,求得了基于有機質(zhì)含量的各土地類型的當量系數(shù)大小,具體見表2所示.

表1 基于NPP的不同土地覆被類型特征化因子和當量系數(shù)Table 1 The characterization factors and equivalent factors based on the NPP of various land vegetation cover types

1.2.3 基于地形坡度的特征化因子和當量系數(shù) 地形坡度是影響土壤侵蝕和退化的主要因素之一,地形坡度與土壤肥力和水土流失有著十分重要的關(guān)系.不同的地形坡度條件下即使是相同的土地利用方式所帶來的生態(tài)后果也往往會呈現(xiàn)較大的差異.2001年國土資源部正式頒布的《農(nóng)用地分等定級規(guī)程》中,將地形坡度分為＜2°、2～5°、5～8°、8～15°、15～25°和≥25°(下含上不含)6級,但未對各等級的地形坡度賦予相對重要性(權(quán)重).考慮到土壤侵蝕與地形坡度之間存在較大的相關(guān)性,且國家有關(guān)標準對土壤侵蝕強度的權(quán)重有所涉及,因此,本文參考土壤侵蝕強度指標來確定不同地形坡度的特征化因子及當量系數(shù),并假設(shè)前述的6個地形坡度分別對應(yīng)《土壤侵蝕分類分級標準》(SL190-2007)[25]的6個土壤侵蝕級別.

表2 基于有機質(zhì)含量的不同土綱特征化因子及當量系數(shù)Table 2 The characterization factors and equivalent factors based on the OMC of various land types

《生態(tài)環(huán)境狀況評價技術(shù)規(guī)范(試行)》(HJ/T192－2006)標準中將土壤侵蝕度分為輕度侵蝕、中度侵蝕和重度侵蝕3級[26].并規(guī)定了不同侵蝕級別的土壤侵蝕模數(shù)和土壤平均流失厚度.該規(guī)范把相應(yīng)的權(quán)重確定為:輕度侵蝕0.05、中度侵蝕0.25和重度侵蝕0.70.

由于文獻[25]將土壤侵蝕分為微度、輕度、中度、強烈、極強烈、和劇烈等6個級別.其中輕度、中度和強烈3個級別與HJ/T192－2006規(guī)范中的分級標準完全一致.因此,為了數(shù)據(jù)的可得性和準確性,本文采用SL190-2007中的6級分類法,其中微度、極強烈和劇烈等3個級別的權(quán)重按插值法得到,分別為0.02、1.12和2.10.對應(yīng)到相應(yīng)的地形坡度指標,各級的權(quán)重分別為0.02、0.05、0.25、0.70、1.12 和 2.10.

由于地形坡度為負極性指標,因此,以地形坡度＜2°為基準,則各地形坡度的當量系數(shù)可用坡度＜2°的權(quán)重除以各級別的權(quán)重獲得,計算結(jié)果見表3所示.

表3 基于不同地形坡度的特征化因子及當量系數(shù)Table 3 The characterization factors and equivalent factors based on the slope of land used

1.3 土地利用生命周期影響評價計量模型

1.3.1 理論模型 根據(jù)對土地覆被變化的影響可將土地利用過程分為2種類型.一種是不改變土地現(xiàn)有覆被類型的利用方式(后稱“利用類型I”),如在水稻田里繼續(xù)種水稻的利用方式.土地雖然被占用了,但原有的利用方式并沒有改變;另一種則是改變現(xiàn)有土地覆被類型的利用方式(后稱“利用類型II”),如將有林地轉(zhuǎn)變?yōu)楦鼗驅(qū)⒏剞D(zhuǎn)變?yōu)槌擎?zhèn)建設(shè)用地等.根據(jù)群落演替理論,如果沒有人類對土地的占用和干擾,只要給予足夠長的時間,所有生物群落都會演化到頂級群落.而發(fā)展到頂級群落的生態(tài)系統(tǒng)一般則被認為是當?shù)厣鷳B(tài)結(jié)構(gòu)和生態(tài)功能最優(yōu)的生態(tài)系統(tǒng).因此,在土地利用的過程中,無論地表覆被是否發(fā)生變化,都會由于人類的干擾,使得土地生態(tài)系統(tǒng)停留在人類所需要的階段,無法達到頂級群落的最優(yōu)狀態(tài),從而造成一定的生態(tài)損失.顯然,這種生態(tài)損失的大小,將取決于人們所利用的土地面積、持續(xù)時間以及與頂級群落土地在生態(tài)質(zhì)量上的差距大小.不失一般性,利用類型I的生態(tài)影響大小可以由“土地利用后的生態(tài)量-頂級群落生態(tài)量”得到.而利用類型II的生態(tài)影響大小還需要在此基礎(chǔ)上加上因土地覆被變化所帶來的生態(tài)影響量部分,其大小由“土地覆被變化后生態(tài)量-土地覆被變化前生態(tài)量”得到.

如果用EE來代表生態(tài)效應(yīng)大小,E來代表不同土地類型的生態(tài)量,E前、E后、E頂分別代表土地覆被在轉(zhuǎn)化前、轉(zhuǎn)化后和頂級群落階段單位時間和面積的生態(tài)量,t和s分別代表土地利用時間和面積,則利用類型II的生態(tài)影響可用公式(1)進行計算:

當 E后=E前時,公式(1)將等于(E后-E頂)·t·s,這其實就是土地利用類型I的生態(tài)效應(yīng)大小,顯然,利用類型I僅為利用類型II的特例.

對LCA而言,土地利用持續(xù)時間和面積參數(shù)一般容易得到,而各土地利用類型的生態(tài)量E則往往難以直接得到.由于LCA中的影響評價不同于傳統(tǒng)的建設(shè)項目環(huán)境影響評價,它是以功能單位為比較基準的相對影響潛力大小評價,因此,只需要得到E的相對大小關(guān)系即可,而不必完全知曉其絕對大小.這種相對大小關(guān)系的數(shù)量化表達就是LCA中的特征化因子或當量系數(shù),有關(guān)土地NPP、有機質(zhì)含量和地形坡度的特征化因子及其當量因子已在前文研究確定,在計算時可直接引用.

1.3.2 綜合影響評價指標計算 采用加權(quán)求和方法進行綜合,具體計算如公式(2)所示:

式中:CE為綜合的生態(tài)影響大小;i為生態(tài)影響類別;n為生態(tài)影響分類型個數(shù),本文取值為3;EEi為第i種生態(tài)影響分指標大小;Wi為第i種生態(tài)影響類型權(quán)重.目前尚沒有權(quán)威機構(gòu)或國家標準對植被凈初級生產(chǎn)力、土壤有機質(zhì)含量和地形坡度3個分指標所賦予的權(quán)重,本文中暫先采用等權(quán),即式(2)中的權(quán)重取值為:NPP0.333,SOM 0.333和地形坡度0.333.

2 案例應(yīng)用

假設(shè)有一種生物質(zhì)產(chǎn)品,設(shè)其功能單位為1t產(chǎn)量,其原材料生產(chǎn)選址有3種土地利用備選方案:

方案1:將常綠闊葉林地開墾成種植原材料的耕地,需要1000m2土地,2a時間,地形坡度由2～5°變?yōu)椋?°,土壤由鐵鋁土綱中的紅壤轉(zhuǎn)變?yōu)槿藶橥辆V中的水稻土.

方案2:將灌叢開墾成種植原材料的耕地,需要 1200m2,2a 時間,地形坡度由 2～5°變?yōu)椋?°,土壤由鐵鋁土綱中的紅壤轉(zhuǎn)變?yōu)槿藶橥辆V中的水稻土.

方案3:原來就是種植原材料的耕地(土地利用類型保持不變),繼續(xù)種植,需要800m2,2a時間,地形坡度維持在＜2°,土壤類型保持水稻土不變.

上述3種選址方案的生態(tài)影響大小計算結(jié)果見表4.從表4可見,選址方案1的綜合生態(tài)影響為-832m2·a 當量,方案 2 為-740m2·a 當量,方案3 為-769.4m2·a 當量,負值代表負面影響.根據(jù)各評價指標當量系數(shù)計算方法,這里的當量是指坡度＜2°,地表覆被為熱帶雨林、季雨林的水成土土地當量.顯然,方案2好于方案3,而方案3又明顯好于方案1.

表4 3種土地利用備選方案的生態(tài)影響大小比較(m2·a)Table 4 The comparison of ecological impacts among three land use alternatives(m2·a)

3 討論

本文建立的關(guān)于NPP、土壤有機質(zhì)以及地形方面的特征化因子/當量系數(shù)也可整合到LCA相關(guān)數(shù)據(jù)庫中.用戶只要在清單分析部分收集土地利用前后的植被覆蓋類型、土壤類型、以及地形坡度數(shù)據(jù)后即可在數(shù)據(jù)庫中選擇相應(yīng)的特征化因子/當量系數(shù)開展影響評價.

同時必須看到,本文僅是該領(lǐng)域的一次有益嘗試,還存在許多不足需要在以后的研究工作中進一步完善和深化,如:

(1)目前我國不同植被覆蓋類型土地的NPP實測值還非常少,尚不能據(jù)此建立完整的NPP特征化因子和當量系數(shù),而目前只能基于模型模擬值.另外,由于我國幅員遼闊,不同地理區(qū)域內(nèi)具有相同覆被類型的土地NPP值也可能存在較大差異,而這方面的詳細數(shù)據(jù)目前尚不能得到,因此本文提出的基于NPP的特征化因子及其當量系數(shù)尚不能體現(xiàn)我國土地利用的地理差異.隨著數(shù)據(jù)的積累,在以后得到我國不同地區(qū)、不同土地覆被類型的NPP值后,則需對本文提出的數(shù)據(jù)做進一步修訂完善.

(2)由于我國的土壤分類等級十分復(fù)雜,等級越低的土地分類單元涉及的土壤類型越多,而相關(guān)的土壤有機質(zhì)含量數(shù)據(jù)目前還不多,難以據(jù)此建立基于有機質(zhì)含量的特征化因子及其當量系數(shù),因此本文目前還只能得到“土綱”一級的基于土壤有機質(zhì)含量的特征化因子及其當量系數(shù).同NPP一樣,不同地理區(qū)域內(nèi)同一種土綱的有機質(zhì)含量也可能存在較大差異,因此本文提出的基于不同土綱有機質(zhì)含量的特征化因子及其當量系數(shù)同樣不能很好地體現(xiàn)土地利用的地理差異.隨著數(shù)據(jù)的積累,在以后得到相關(guān)數(shù)據(jù)后,也還需對本文提出的數(shù)據(jù)進行修訂完善.

(3)由于土地地形坡度數(shù)據(jù)在生命周期清單分析中比土壤侵蝕模數(shù)和土壤平均流失厚度等數(shù)據(jù)更易得到,本文采用了前者作為評價的指標.但由于難以得到相對客觀的基于地形坡度的特征化因子,文中借用了文獻[26]中不同土壤侵蝕度的權(quán)重來確定不同地形坡度的特征化因子及當量系數(shù),其合理性尚需在實際工作中進一步驗證.

4 結(jié)語

本文初步提出了面向LCA的土地利用生態(tài)影響評價的指標,包括土地利用時間、面積、NPP、有機質(zhì)和地形坡度等5個方面;分別基于土地NPP、有機質(zhì)含量和地形坡度提出了相應(yīng)的特征化因子及其當量系數(shù);初步建立了綜合計量模型并開展了案例應(yīng)用,為我國開展土地利用的LCA工作提供了初步的技術(shù)框架和相關(guān)參數(shù).

[1]Hauschild M,Wenzel H.Environmental assessment of products.Volume 2:Scientific background [M].London:Chapman and Hall,1998.

[2]World Meteorological Organization(WMO).Scientific assessment of ozone depletion:1998[R].Global ozone research and monitoring project.Geneva,Switzerland:WMO,1999.

[3]Huijbregts M A J,Thissen U,Guinée J B,et al.Priority assessment of toxic substances in life cycle assessment,I:Calculation of toxicity potentials for 181 substances with the nested multi-media fate,exposure and effects model USES-LCA[J].Chemosphere,2000,41:541-573.

[4]Houghton T,Ding Y,Griggs D J,et al.IPCC third assessment report:climate change,the scientific basis[M].Cambridge:Cambridge University Press,2001.

[5]Guinee J.Handbook on life cycle assessment.Operational guide to the ISO standard.Dordrecht[M].Netherlands:Kluwer Academic Publishing,2002.

[6]Lindeijer E.Review of land use impact methodologies[J].Journal of Cleaner Production,2000,8:273-281.

[7]Pennington D W,Potting J,Finnveden G,et al.Life cycle assessment part 2:current impact assessment practice[J].Environmental International,2004,30:721-739.

[8]Anto′n A,Castells F,Montero J I.Land use indicators in life cycle assessment.Case study:The environmental impact of Mediterranean greenhouses[J].Journal of Cleaner Production,2007,15:432-438.

[9]Lindeijer E W,van Kampen M,Fraanje P J,et al.Biodiversity and life support indicators for land use impacts in LCA[R].Belgium:VITO,1996.

[10]Kollner T.Species-pool effect potentials(SPEP)as a yardstick to evaluate land-use impacts on biodiversity[J].Journal of Cleaner Production,2000,8:293-311.

[11]Lindeijer E.Biodiversity and life supportimpacts of land use in LCA[J].Journal of Cleaner Production,2000,8:313-319.

[12]Lindeijer E.Characterizing the change ofland-use based on flora:application for EIA and LCA[J].Journal of Cleaner Production,2004,12:47-57.

[13]CanalsL M,Romanya J,Cowell S J.Method for assessing impacts on life support functions(LSF)relatedto the use of‘fertile land’in life cycle assessment(LCA)[J].Journal of Cleaner Production,2007,15:1426-1440.

[14]Lindeijer E,Kok I,Eggels P,et al.Improving and testing a land use methodology in LCA[R].TNO Industrial Technology,CML, Floron foundation and Ark foundation, DWW reportDWW-2002-079.Delft,Netherlands,2002.

[15]Nakagawa A,Abe K,Li R,et al.Development of life cycle impact assessment method for land use based on endpoint damage[R].5th International Conference on Ecobalance,6-8 Novemer,2002,Tsukuba,Japan.

[16]http://www.lc-impact.eu/userfiles/D_1_1_land_use.pdf.

[17]陳雅敏,楊天翔,王壽兵,等.面向LCA的土地利用生態(tài)影響評指標研究 [J].復(fù)旦學(xué)報(自然科學(xué)版),2011,50(5):592-596.

[18]陳雅敏,張韋倩,楊天翔,等.中國不同植被類型凈初級生產(chǎn)力變化特征研究 [J].復(fù)旦學(xué)報(自然科學(xué)版),2012,51(3):377-381.

[19]李志洪,趙蘭波,竇 森.土壤學(xué) [M].北京:化學(xué)工業(yè)出版社,2005.

[20]趙建華,蓋艾鴻,陳 芳,等.基于GIS和地統(tǒng)計學(xué)的區(qū)域土壤有機質(zhì)空間變異性研究 [J].甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報,2008,43(4):103-106.

[21]Huang B,Sun W X,Zhao Y C,et al.Temporal and spatial variability of soil organic matter and total nitrogen in an agricultural ecosystem as affected by farming practices[J].Geoderma,2007,139(3/4):336-345.

[22]Gray L C,Morant P.Reconciling indigenous knowledgewith scientific assessment of soil fertility changes in southwestern Burkina Faso[J].Geoderma,2003,111(3/4):425-437.

[23]張麥生,陳榮江,宋小順,等.新鄉(xiāng)市耕地土壤養(yǎng)分現(xiàn)狀與施肥對策 [J].河北農(nóng)業(yè)科學(xué),2010,14(3):19-21.

[24]陳雅敏,馮述青,楊天翔,等.我國不同類型土壤有機質(zhì)含量統(tǒng)計學(xué)特征研究 [J].復(fù)旦學(xué)報(自然科學(xué)版),2013,52(2):220-224.

[25]中國人民共和國水利行業(yè)標準.土壤侵蝕分類分級標準SL190-2007[M].北京:中國水利水電出版社,2008.

[26]國家環(huán)境保護總局.中華人民共和國環(huán)境保護行業(yè)標準.生態(tài)環(huán)境狀況評價技術(shù)規(guī)范(試行)(HJ/T192-2006)[M].北京:國家環(huán)境保護總局,2006.