基于生命周期評價的現代“草-羊-田”農牧循環系統調控

沈 園，王海候，陶玥玥，陸長嬰，董林林，施林林，金梅娟，周新偉，沈明星

基于生命周期評價的現代“草-羊-田”農牧循環系統調控

沈 園1,2，王海候1,2，陶玥玥1,2，陸長嬰1,2，董林林1,2，施林林1,2，金梅娟1,2，周新偉1,2，沈明星3※

（1. 蘇州市農業科學院（江蘇太湖地區農業科學研究所），蘇州 215105；2. 國家土壤質量相城觀測實驗站，蘇州 215155；3. 蘇州市農村干部學院（蘇州干部學院），蘇州 215011）

現代循環農業是實現農業綠色發展、推進鄉村全面振興的重要途徑。但以農戶經驗構建而成的傳統循環農業系統多缺乏精確的數據支持與參數匹配，使得系統的高效循環運行面臨挑戰。因此，本研究在數據采集與跟蹤調研的基礎上，采用生命周期評價對現代“草-羊-田”農牧循環系統進行實證研究，通過特征化、標準化與加權評估分析不同類別潛在環境影響，并計算系統模擬調控前后污染降級所需環境服務能。結果表明，飼料加工與湖羊養殖亞系統所產生的各類潛在環境影響都超過了其類別總影響的85%，遠高于糧食種植和有機堆肥亞系統的；人體毒性和水體生態毒性在各亞系統中所產生的環境影響都較大，而陸地生態毒性的均最小。為實現污染降級每年所需空氣、水體和土壤的環境服務能分別為7.42×1010、6.03×1016和1.59×1012J；通過耦合參數協調和關鍵技術優化對系統進行模擬調控，經測算與原系統相比每年所需各項環境服務能分別降低52%、44%和21%。該研究基于生命周期評價形成的適用于現代“草-羊-田”農牧循環系統并指導其整體調控的方法體系，對現代農牧循環系統的可持續發展與復制推廣具有指導意義，同時可為其他現代循環農業系統的優化調整提供方法參考。

循環農業；生命周期評價；潛在環境影響；污染降級；環境服務能

0 引 言

循環農業是實現產業鏈循環化的生態農業，是指采用復合生態系統原理和循環經濟理論，利用產業上下游聯系，將種植、養殖、加工等農業生產環節組織構建成一個近似閉合循環的體系，達到高效利用資源、減少廢棄物排放、提高經濟效益的農業經濟組織形式[1]。與自發形成的傳統循環農業不同，大規模產業化的現代循環農業要求各生產環節接口精準、連接順暢，促使物能代謝產物在整個農業生態系統中循環利用，降低污染排放對環境造成的影響[2]。

中國各地區獨特的資源稟賦和發展水平孕育了形態多樣的現代循環農業模式，但這些循環農業系統的構建多依賴于農業從業人員的傳統經驗，缺乏精確的數據支持與參數匹配。這可能會使得某幾個環節的需求與供給不平衡，引起物質的散逸與阻滯，導致系統循環不力、環境污染發生，進而影響現代循環農業系統的可持續運行[3]。此外，由于系統的實際運營者多為各企業實體，在片面追求產出效益的驅使下，往往忽視本地農業廢棄物資源的高效利用，達不到系統“閉合循環”的設計初衷，使得現代循環農業模式的復制推廣面臨困難[4]。

作為評價產品系統全鏈條環境影響的有效工具，生命周期評價已廣泛運用于工業領域。隨著農業資源和環境壓力的逐漸增大，生命周期評價在農業領域的應用也逐步展開[5]。歐美等發達地區處于農業生命周期評價方法研究的領先地位。Tricase等[6]比較了意大利大麥有機栽培和傳統栽培的環境影響；Christensen等[7]探討了美國社區支持農業的全生命周期溫室氣體排放與改進措施；Masuda[8]采用生命周期評價和數據包絡分析相結合的方法，在區域尺度上測算了日本小麥生產的生態效率。發展中國家有關農業生命周期評價的研究呈現增多趨勢。Taki等[9]比較了伊朗不同灌溉方式下小麥種植系統的環境績效；Jimmy等[10]評價了孟加拉國水稻生產對環境的不同影響。中國有關農業生命周期評價的研究集中于對農業相關的產品分析、產業鏈與模式的比較等。楊興林等[11]計算了以大豆油與地溝油為材料制備生物柴油全生命周期的能源消耗與排放；白金衡[12]研究了遼寧不同稻區水稻生產過程中產生的環境影響及相關地理因子；陳中督等[13]運用農業碳足跡理論及生命周期評價定量分析了長江下游地區稻麥輪作模式碳足跡組成與影響因素。近年來逐漸有學者嘗試將生命周期評價應用于循環農業系統。梁龍等[14]改進了生命周期評價模型并對湖南循環鴨業進行研究；Zhang等[15]針對農業循環經濟提出了生命周期評價技術框架；Wang等[16]將生命周期評價引入能值分析以評估中國華北地區規模化生豬養殖系統的可持續性；Fan等[17]從環境和經濟兩方面分析福建“豬-沼”循環農業模式子產業鏈的環境負荷與效益；Dorr等[18]以循環型蘑菇養殖場為例，采用生命周期評價分析了食品生產系統對環境的影響。

目前的研究中，針對生命周期評價結果開展環境排放的影響控制與污染消減等方面的研究并不多見。Bakshi[19]指出，從區域時空尺度來看，較高濃度的環境排放通常是不可利用的“有害產出”，需要在進入環境系統后通過其所提供的服務被“稀釋”為環境可接受狀態或濃度無害物質。Ulgiati等[20]提出采用“間接環境服務”計算驅動大氣稀釋環境排放過程所需的能量投入，為評價系統有害產出提供了合理且可行的方法。而農業生態系統產生的環境排放對空氣、水體與土壤等不同環境的潛在影響都是十分顯著的，迫切需要進行綜合考量與定量化評估。環境服務能是基于生命周期評價結果將不同類別潛在污染在不同環境中稀釋至安全濃度所消耗的能量，可以在系統投入的基礎上從系統產出的角度對系統的可持續性進行綜合評價。本研究對污染降級環境服務能進行測算，能夠為現代農牧循環系統的整體調控提供參數依據，對現代農牧循環模式的應用實踐與復制推廣具有指導意義，同時可為其他現代循環農業系統的優化調整提供方法參考。

1 研究對象與方法

1.1 研究對象

本研究團隊創制的現代“草-羊-田”農牧循環模式集成創新了以“秸稈機械收集裹包發酵與加工技術、肉羊全價日混飼料配方技術、羊糞機械收集與堆肥技術、羊糞有機肥適量機械還田技術”為核心的技術鏈[21]，已成為江蘇省技術推廣引領模式。蘇州金倉湖農業科技股份有限公司作為主體企業和生產載體，在江蘇省太倉市城廂鎮東林村進行案例示范，所構建的現代農牧循環系統包括糧食種植、飼料加工、湖羊養殖與有機堆肥4個亞系統（圖1）。其中，飼料加工與有機堆肥是由農牧復合生態系統的中間副產品經產業化后分離形成的促進系統高效運行的環節，其突出的生態與經濟效益為當地的產業興旺提供支持。該系統是將種植業和養殖業緊密銜接的農業生態系統，對實現種養一體、農牧結合、糧草兼顧具有重要意義，符合現代循環農業基本特征，具有典型代表性。

東林村循環農業特色示范基地投入了133.33 hm2高標準農田、1.33 hm2飼料廠、3.33 hm2養殖場與0.5 hm2有機肥廠的基礎建設與能源配套（圖1）。糧食種植實行小麥和水稻周年復種連作，其中麥季部分休耕，稻季施用羊糞有機肥后將經溫室育秧的機插毯苗栽種于大田，稻麥二季均配備耕、種、管、收等農機進行全程機械化生產，部分秸稈實施直接還田。飼料加工利用作物秸稈和豆渣、糖蜜等種植業與加工業廢棄物，經有益微生物菌劑發酵制成草畜粗飼料。湖羊養殖通過飼喂以粗飼料為主的全混合日糧進行標準化養殖與管理；有機堆肥以湖羊糞便為原料，輔以菌渣、米糠和作物秸稈等農業廢棄物，經好氧堆肥生產羊糞有機肥。東林村對現代“草-羊-田”農牧循環模式的應用，為緩解社會經濟發達地區面臨的農業資源與環境雙重壓力提供了有效路徑。

由于東林村案例在設計過程中采用灰箱控制法，且在實施過程中未經過反饋測算，其整體的可持續循環運轉效率仍存在提升空間。首先，因接茬時間緊，小麥秸稈因實施全量還田而未得到高值利用，且水稻秸稈的收集率也僅為80%，使得飼料加工與有機堆肥需要外購大量秸稈，未能充分利用系統內種植廢棄物資源。其次，養殖產生的羊糞中僅有1/3經由有機堆肥亞系統轉化為有機肥施用于水稻種植，且另需外購有機肥補充，造成了系統內養殖廢棄物的浪費，并增加了環境風險。各亞系統間投入產出的不匹配與對潛在環境影響的忽視導致系統的高效循環運行面臨阻礙。因此，需要通過評價對結果進行深入分析后應用于指導循環農業系統整體調控的案例研究，以促進現代農牧循環模式的推廣應用。

1.2 研究方法

本研究首先應用生命周期評價將采集獲得的數據清單分類結果從特定潛在環境影響的角度進行解釋分析，包括特征化、標準化和加權評估等步驟[22]。隨后，定量核算潛在環境影響的污染降級過程所需的空氣、水體和土壤的環境服務能[16]。最后，通過亞系統耦合與參數調整，對現狀系統進行模擬調控，并比較系統調控前后所需的環境服務能。

1.2.1 特征化

以某影響因素中某一種環境脅迫因子為基準，得出影響因素的相對影響潛力，進而計算出各種影響因素的潛在環境影響特征化結果（公式（1））。研究中選取CML-IA Baseline評價模型中與農業生產有密切聯系的酸性潛勢、全球增溫潛勢、陸地生態毒性、人體毒性、水體生態毒性和富營養化潛勢6種類別的潛在環境影響，參考生命周期清單數據庫Ecoinvent 3.7.1[23]，經openLCA 1.10軟件[24]計算其特征化值。

式中I(x)是指系統對第種環境影響的特征值；I(x)i是指第種脅迫因子對第種環境影響的潛值；(x)i是指第種脅迫因子在第種環境影響中的排放量，kg；I(x)j是指第種脅迫因子對第種環境影響的當量系數。

1.2.2 標準化

標準化的目的是消除各單項結果在量綱和級數上的差異，選擇的基準量一般可為全球、全國或某一地區的資源消耗或環境排放的總量或均量數據（公式（2））。研究中以Van Oers[25]更新的2000年全球100年時間尺度下各類環境負荷基準為依據，并根據聯合國人口司測算的當年全球人口總數[26]，對生命周期評價特征化結果進行標準化（表1）。

式中R是指系統對第種環境影響特征值的標準化結果；S(x)是指選定年對第種環境影響的基準值，kg。

1.2.3 加權評估

不同類型的環境影響對同一國家或地區可持續發展的重要程度是不一樣的，一般需要對不同類型環境影響賦予特定權重，以核算系統對特定地區環境的綜合壓力（公式（3））。基于國內現有研究進展，研究中參考Wang等[27]根據專家評議確定的不同類型環境影響權重值并進行歸一化后，對生命周期評價標準化結果進行加權評估（表1）。

式中EI是指系統的環境影響加權評估值；W是指第種環境影響的權重。

表1 本研究中所使用的標準化基準與權重系數

注：酸性潛勢、全球增溫潛勢、陸地生態毒性、人體毒性、水體生態毒性和富營養化潛勢分別以SO2、CO2、1,4-DCB、1,4-DCB、1,4-DCB、PO4當量表示，下同。

Note: Acidification potential, global warming potential, terrestrial ecotoxicity, human toxicity, freshwater aquatic ecotoxicity and eutrophication potential were indicated by equivalents of SO2, CO2, 1,4-DCB, 1,4-DCB, 1,4-DCB and PO4respectively, the same as below.

1.2.4 污染降級

對系統運轉中所產生的潛在環境影響進行污染降級所需的環境服務能可以通過驅動稀釋過程投入的能量來計算[16]。用以實現空氣、水體和土壤中潛在環境影響降級所需的風、水和土壤質量可根據環境影響的特征值與各污染物的可接受濃度進行計算（公式（4））。隨后，根據風能、地表水化學能、耕層土壤相應的能量貢獻（公式（5）～（7）），計算污染降級所需環境服務能。

式中是指用來稀釋污染的風（M）、地表水（M）或土壤（M）的質量，kg；c是指與生態環境保護相關的標準中第種環境影響的指標污染物的標準限值。

式中E、E、E分別是指風、地表水和耕層土壤的能量貢獻；是指風阻系數，0.001；是指風速，m/s；是指吉布斯自由能，4 940 J/kg；P是指土壤中有機質的含量，g/kg；是指對應有機質的能量折算系數，20 900 J/g。

1.2.5 調控途徑

通過生命周期評價對現代“草-羊-田”農牧循環系統的投入產出與潛在環境影響進行分析后，為提高循環系統內部的物質循環效率并降低外部的環境排放影響，本研究認為對系統的整體調控主要通過兩個途徑：一是協調各亞系統間的耦合參數，以廢棄物的原位消納為目標，將亞系統的產出與其接續亞系統的投入相匹配（公式（8））；二是優化關鍵環節的技術參數，以環境影響的最小化為目標，施行源頭減量、過程控制與末端治理并舉的措施來降低污染風險。

式中P是第個亞系統的廢棄物供給量；D+i是第+個亞系統的廢棄物需求量。研究中稻麥秸稈與湖羊糞便是現代農牧循環系統主要的種養廢棄物。

1.3 數據來源

本研究團隊從2019年5月開始對東林村的現代農牧循環系統案例進行全面的數據采集與跟蹤調研。一方面，采用半結構訪談形式對合作社、飼料廠、養殖場與有機肥廠的負責人進行詳細咨詢，掌握系統各環節主要的經濟投入與產出情況。另一方面，通過產業跟蹤調研與生態監測調查等方法，準確統計進入系統的全部投入與離開系統的全部產出（排放）項目。在此過程中，注意收集與整理2016 —2020年蘇州市統計年鑒中的自然環境和社會經濟數據。

通過對所采集數據的統計整理，以系統年投入產出數據為功能單位進行分析。研究中，以“四維時空尺度”對系統邊界進行界定：“二維”面積是各亞系統的生產場所；“高度、深度”空間上界為地表風10 m標準高度、下界為糧食作物根系1 m土壤深度；“第四維”時間為1個自然年。該系統中湖羊養殖以每年羔羊300頭、母羊1 300頭和公羊1 200頭進行存欄飼養，并針對個體的不同階段進行飼料投放和免疫程序的調整管理以及投入分攤。案例系統全年投入項目的數據清單如表2所示。

表2 現代農牧循環系統全年投入項目數據清單

注：a由實地調研所得；b由電費統計數據經國家電網公布的農業用電價格折算；c參考梁龍[28]有關運輸距離的測算；d參考王小龍[29]有關機械投入的測算；e中，溫室按10年使用年限折舊，飼料廠、養殖場與有機肥廠按20年使用年限折舊；f根據基建維護費用與基建投資費用的比值折算。

Note: a was derived from field research; b was converted from electricity fee statistics of agricultural electricity price published by State Grid; c referred to the calculation of transport distance from Liang[28]; d referred to the calculation of mechanical input from Wang[29]; In e, the greenhouse was depreciated by the 10-year service life, while the feed factory, breeding farm and organic fertilizer factory were depreciated by the 20-year service life; f was converted according to the ratio of maintenance cost to investment cost.

案例系統全年對外產出的有效產品為小麥5.48×105kg、水稻1.15×106kg、肉羊1.90×105kg、粗飼料2.46×107kg，參與系統內部循環的有效產品為有機肥2.01×106kg和粗飼料6.39×105kg，同時參與的副產品為水稻秸稈8.00×105kg和羊糞2.10×106kg，另有副產品羊糞3.65×106kg作為廢棄物經收集后轉運離開系統。此外，糧食種植與有機堆肥亞系統的直接排放由靜態暗箱-氣相色譜的試驗監測數據分析而得，湖羊養殖亞系統的直接排放綜合產業調研數據并參考米蘭[30]與李丹陽等[31]有關研究結果進行測算。

2 研究結果與分析

2.1 亞系統潛在環境影響

根據系統全年投入項目數據清單，參考生命周期清單數據庫Ecoinvent 3.7.1，經openLCA 1.10軟件統計得到現代“草-羊-田”農牧循環各亞系統及其過程所產生的6種不同類別潛在環境影響特征化結果，如表3所示。各亞系統全生命周期的潛在環境影響主要來源于農資投入、農作管理、運輸過程及直接排放。

糧食種植亞系統中，麥季與稻季的不同類別潛在環境影響的主要來源如圖2所示。無論是小麥種植或水稻種植，施肥過程都是影響糧食種植亞系統環境表現的重要來源。特別是對于酸性潛勢、人體毒性、水體生態毒性和富營養化潛勢4種影響類別而言，來源于施肥過程的環境影響都占到了各類別總影響的50%左右。同時，小麥與水稻收獲過程所產生的全球增溫潛勢也都超過了其總影響的50%，這主要是由于該過程納入了因種植作物而直接排放溫室氣體所產生的環境影響。小麥播種過程所產生的陸地生態毒性占比較高，這主要是因為在機械直播的情況下為保證種子萌發所投入的麥種量較大，而麥種生產、收獲、保存與運輸等全生命周期所產生的陸地生態毒性也相對偏高。此外，由表3可知，糧食種植亞系統中麥季的農事操作少于稻季的，則前者相應所需的機械、能源與人力等投入都較少，因此麥季的各類潛在環境影響總和多低于稻季的。

飼料加工亞系統中，飼料制備過程是影響亞系統環境表現的重要來源（表3）。特別是對于酸性潛勢、全球增溫潛勢、陸地生態毒性和富營養化潛勢4種影響類別而言，來源于飼料制備過程的環境影響都占到了各類別總影響的74%以上。同時，運營維護過程所產生的人體毒性與水體生態毒性都超過了其總影響的52%。而秸稈處理和運輸過程所產生的各類潛在環境影響均較小。

湖羊養殖亞系統中，湖羊飼養過程是影響亞系統環境表現的重要來源（表3）。對于酸性潛勢、全球增溫潛勢、陸地生態毒性、人體毒性、水體生態毒性和富營養化潛勢6種影響類別而言，來源于湖羊飼養過程的環境影響都占到了各類別總影響的74%以上。而運營維護與運輸過程所產生的各類潛在環境影響均較小，且前者多高于后者。

有機堆肥亞系統中，有機肥堆制過程是影響亞系統環境表現的重要來源（表3）。特別是對于酸性潛勢、全球增溫潛勢、陸地生態毒性和富營養化潛勢4種影響類別而言，來源于有機肥堆制過程的環境影響都占到了各類別總影響的52%以上。同時，運營維護過程所產生的人體毒性與水體生態毒性都超過了其總影響的56%。而運輸過程所產生的各類潛在環境影響均較小。

表3 現代農牧循環系統全年潛在環境影響特征化結果

2.2 循環系統潛在環境影響

由案例系統及其亞系統運轉全年所產生的潛在環境影響特征化結果可知，飼料加工亞系統是影響整體系統環境表現的重要來源（圖3）。特別是對于人體毒性和水體生態毒性2種影響類別而言，來源于飼料加工亞系統的環境影響都超過了各類別總影響的52%。同時，湖羊養殖亞系統所產生的陸地生態毒性達到了其總影響的86%。且以上兩者所產生的酸性潛勢、全球增溫潛勢與富營養化潛勢都比較高。比較而言，糧食種植亞系統與有機堆肥亞系統所產生的不同類別潛在環境影響均較小，兩者之和都不超過各類別總影響的15%，遠低于飼料加工與湖羊養殖亞系統之和的占比（85%）。

將案例系統及其各亞系統運轉全年所產生的潛在環境影響的特征化結果經計算得到標準化加權結果，如表4所示。人體毒性在糧食種植、飼料加工與有機堆肥各亞系統中所產生的環境影響均為不同類別中最大的，其次為水體生態毒性的；水體生態毒性在湖羊養殖亞系統中所產生的環境影響均為不同類別中最大的，其次為人體生態毒性的。而陸地生態毒性在各亞系統中所產生的環境影響都是最小的。同時，對加權總值分析發現，飼料加工和湖羊養殖亞系統所產生的總環境影響遠高于糧食種植和有機堆肥亞系統的，占到了全系統總環境影響的90%以上。因此，對案例系統而言，人體毒性與水體生態毒性2種類別的環境影響十分明顯，且前者的（44%）高于后者的（33%），而陸地生態毒性的僅為全系統總環境影響的3%。

表4 現代農牧循環系統全年潛在環境影響標準化加權結果

2.3 污染降級所需環境服務

基于生命周期評價中所得到的特征化結果，針對不同類別潛在環境影響的指標污染物，參考目前相應的標準限值進行計算，案例系統全年運轉過程中，在產出各類有效產品的同時，若要實現生產過程所產生潛在環境影響降級至安全濃度，每年所需空氣、水體和土壤的環境服務能分別為7.42×1010、6.03×1016和1.59×1012J，如表 5所示。由前文分析可知，水體生態毒性與人體毒性所產生的環境影響較大，因此，其相應的污染降級所需要的水體與空氣環境服務能也較大。而陸地生態毒性所產生的環境影響雖然較小，但由于利用耕地土壤進行污染稀釋的過程更為復雜、消耗能量較多，導致其污染降級所需要的土壤環境服務能也較大。

2.4 系統調控方案及效果

對糧食種植亞系統而言，為保障糧食產能穩定提升政策的落實，全年稻麥種植規模不做調整。在物質循環方面，針對秸稈收集不充分的問題，建議在品種布局、茬口管理與收獲配套環節進行優化，全年可增加秸稈收獲量4.50×105kg。在環境影響方面，施用化肥是產生環境影響的重要來源，建議在羊糞有機肥產量增加的前提下擴大其施用面積以提高本地有機肥替代率。

對飼料加工亞系統而言，承接糧食種植亞系統的秸稈廢棄物并將其轉化為湖羊養殖亞系統所需的粗飼料是主要任務。而目前該亞系統的投產規模在整個循環系統中過于龐大，且產生的環境影響也十分明顯。因此，在將案例系統進行推廣復制的過程中，建議將飼料加工亞系統的生產規模匹配為日產量3.15×103kg，則可高效利用糧食種植亞系統所收集的稻麥秸稈并滿足湖羊養殖亞系統的粗飼料投喂需求。

對湖羊養殖亞系統而言，目前較高的潛在環境影響將制約循環系統的可持續發展。因此，建議優化湖羊飼養過程中的飼料配方并提高其利用效率，同時增加必要的污染處置環節降低潛在環境污染的發生。

表5 現代農牧循環系統全年污染降級所需環境服務能

注：為避免重復計算，同一環境中污染降級的環境服務能只計入最大項，下同。

Note: To avoid double counting, environmental service energy for emission degrading in the same environment was only counted as the largest item, the same as below.

對有機堆肥環節而言，承接湖羊養殖亞系統的羊糞廢棄物并將其轉化為糧食種植亞系統所需的有機肥是主要任務。但目前該亞系統的投產規模未能完全消納湖羊養殖所產生的糞便，而產出的有機肥也不足以供給糧食種植所需。因此，在已知其環境影響不大的基礎上，建議將有機堆肥亞系統的生產規模匹配為日產量1.50×104kg，則可消納湖羊養殖亞系統全部的糞便排放并滿足糧食種植亞系統的有機肥施用需求。

根據以上調控建議對循環系統進行模擬運轉，全年對外產出的有效產品小麥、水稻與肉羊的產量保持不變，分別為5.48×105、1.15×106、1.90×105kg，參與系統內部循環的有效產品為有機肥5.50×106kg和粗飼料1.15×106kg，同時參與的副產品為稻麥秸稈1.25×106kg和羊糞5.75×106kg。經測算，調控后的現代“草-羊-田”農牧循環系統全年污染降級所需的環境服務能如表6所示。

表6 調控后的現代農牧循環系統污染降級所需環境服務能

對現代“草-羊-田”農牧循環系統進行模擬調控后，若要實現生產過程所產生潛在環境影響降級至安全濃度，每年所需空氣、水體和土壤的環境服務能分別為3.55×1010、3.35×1016和1.25×1012J，與原系統相比分別降低了52%、44%和21%。在此調控過程中，飼料加工亞系統污染降級所需的各類環境服務能都有明顯減少，糧食種植與湖羊養殖亞系統也有一定程度的降低，有機堆肥亞系統因規模擴大而有所增加，但對全系統的貢獻仍保持在可控范圍內。依據生命周期評價的環境服務能測算結果表明，采取針對性調控措施對農牧循環系統的可持續發展是非常有益的。

3 結論與展望

本研究將生命周期評價應用于現代“草-羊-田”農牧循環系統的評估，從系統的投入與產出入手，全面地梳理了系統運轉過程中產生的主要潛在環境影響，包括酸性潛勢、全球增溫潛勢、陸地生態毒性、人體毒性、水體生態毒性和富營養化潛勢。在此基礎上，根據全生命周期的評價結果，對各亞系統進行參數協調與技術優化，并計算不同環境稀釋污染至安全濃度所需的環境服務能。經調控后，現代“草-羊-田”農牧循環系統運行全年所需空氣、水體與土壤的環境服務能可降低21%～52%。通過本研究的探索發現，基于生命周期評價的環境服務能測算所提出的針對性調控措施，對現代農牧循環系統的復制推廣具有切實的指導價值，同時可為其他現代循環農業系統的優化調整提供方法參考。

本研究所參考的生命周期清單數據庫是國際上較為權威的Ecoinvent數據庫，其中較新的3.7.1版本包含了超過1 900個單元過程數據集以及相應產品的匯總過程數據集[25]。結合荷蘭萊頓大學環境科學中心開發的CML-IA baseline模型方法[18]，能夠科學高效地計算出不同類別的潛在環境影響。值得注意的是，本研究中除肥料、秸稈與電力是從數據庫中選擇了中國地區數據集外，其他數據所參考的全球數據集一般是由區域數據外推得到的。雖然可以代表當前全球平均生產力條件下的影響水平，但在區域比較分析中可能會掩蓋小尺度地區間的差異。因此，學者們在將生命周期評價應用于農業系統的分析過程中時，還應重視構建本土生命周期清單數據庫的工作。

[1] Li F J, Dong S C, Li F. A system dynamics model for analyzing the eco-agriculture system with policy recommendations[J]. Ecological Modeling, 2012, 227: 34-45.

[2] Donner M, Verniquet A, Broeze J, et al. Critical success and risk factors for circular business models valorising agricultural waste and by-products[J]. Resources, Conservation & Recycling, 2021, 165: 105236.

[3] Adegbeye M J, Ravi Kanth Reddy P, Obaisi A I, et al. Sustainable agriculture options for production, greenhouse gasses and pollution alleviation, and nutrient recycling in emerging and transitional nations-An overview[J]. Journal of Cleaner Production, 2020, 242: 118319.

[4] 徐湘博，孫明星，張林秀. 農業生命周期評價研究進展[J]. 生態學報，2021，41(1)：422-433.

Xu Xiangbo, Sun Mingxing, Zhang Linxiu. Research progress of life cycle assessment on agriculture[J]. Acta Ecologica Sinica, 2021, 41(1): 422-433. (in Chinese with English abstract)

[5] Altieri M A. Agroecology: The Science of Sustainable Agriculture[M]. Boca Raton: CRC Press, 2018.

[6] Tricase C, Lamonaca E, Ingrao C, et al. A comparative life cycle assessment between organic and conventional barley cultivation for sustainable agriculture pathways[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 172: 3747-3759.

[7] Christensen L O, Galt R E, Kendall A. Life-cycle greenhouse gas assessment of Community Supported Agriculture in California's Central Valley[J]. Renewable Agriculture and Food Systems, 2018, 33(5): 393-405.

[8] Masuda K. Measuring eco-efficiency of wheat production in Japan: A combined application of life cycle assessment and data envelopment analysis[J]. Journal of Cleaner Production, 2016, 126: 373-381.

[9] Taki M, Soheili-Fard F, Rohani A, et al. Life cycle assessment to compare the environmental impacts of different wheat production systems[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 197: 195-207.

[10] Jimmy A N, Khan N A, Hossain M N, et al. Evaluation of the environmental impacts of rice paddy production using life cycle assessment: Case study in Bangladesh[J]. Modeling Earth Systems and Environment, 2017, 3(4): 1691-1705.

[11] 楊興林，劉巖冰，朱宗淵，等. 大豆油和地溝油制備生物柴油生命周期評價[J]. 農業工程學報，2020，36(19)：233-241.

Yang Xinglin, Liu Yanbing, Zhu Zongyuan, et al. Life cycle assessment of biodiesel from soybean oil and waste oil[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2020, 36(19): 233-241. (in Chinese with English abstract)

[12] 白金衡. 遼寧水稻生產的生態環境影響及其驅動機制[D]. 沈陽：沈陽農業大學，2020.

Bai Jinheng. Ecological Environment Impacts and Driving Mechanisms of Rice Production in Liaoning[D]. Shenyang: Shenyang Agricultural University, 2020. (in Chinese with English abstract)

[13] 陳中督，李鳳博，馮金飛，等. 長江下游地區稻麥輪作模式碳足跡研究：基于生命周期評價[J]. 中國農業資源與區劃，2019，40(12)：81-90.

Chen Zhongdu, Li Fengbo, Feng Jinfei, et al. Study on carbon footprint for rice-wheat rotation system in the lower reaches of Yangtze River: Based on the life cycle assessment[J]. Chinese Journal of Agricultural Resources and Regional Planning, 2019, 40(12): 81-90. (in Chinese with English abstract)

[14] 梁龍，陳源泉，高旺盛. 基于生命周期的循環農業系統評價[J]. 環境科學，2010，31(11)：2795-2803.

Liang Long, Chen Yuanquan, Gao Wangsheng. Integrated evaluation of circular agriculture system: A life cycle perspective[J]. Environmental Science, 2010, 31(11): 2795-2803. (in Chinese with English abstract)

[15] Zhang X, Ma F, Wang L. Application of life cycle assessment in agricultural circular economy[J]. Applied Mechanics and Materials, 2013, 260/261: 1086-1091.

[16] Wang X L, Dadouma A, Chen Y, et al. Sustainability evaluation of the large-scale pig farming system in North China: An emergy analysis based on life cycle assessment[J]. Journal of Cleaner Production, 2015, 102: 144-164.

[17] Fan W, Dong X, Wei H, et al. Is it true that the longer the extended industrial chain, the better the circular agriculture? A case study of circular agriculture industry company in Fuqing, Fujian[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 189: 718-728.

[18] Dorr E, Koegler M, Gabrielle B, et al. Life cycle assessment of a circular, urban mushroom farm[J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 288: 125668.

[19] Bakshi B R. A thermodynamic framework for ecologically conscious process systems engineering[J]. Computers & Chemical Engineering, 2002, 26(2): 269-282.

[20] Ulgiati S, Brown M T. Quantifying the environmental support for dilution and abatement of process emissions: the case of electricity production[J]. Journal of Cleaner Production, 2002, 10(4): 335-348.

[21] 江蘇太湖地區農業科學研究所. 現代“草-羊-田”農牧循環生產技術[J]. 江蘇農業科學，2017，45(24)：6.

[22] Guinée J B. Handbook on Life Cycle Assessment: Operational Guide to the ISO Standards[M]. Dordrecht: Kluwer Academic Publishers, 2002.

[23] Moreno Ruiz E, FitzGerald D, Symeonidis A, et al. Technical report of changes implemented in the ecoinvent database between v3.7 & v3.7.1[R]. Zürich: Ecoinvent Association, 2020.

[24] Ciroth A, Di Noi C, Lohse T, et al. OpenLCA 1. 10 comprehensive user manual[R]. Berlin: GreenDelta, 2020.

[25] Van Oers L. CML-IA database, characterisation and normalisation factors for midpoint impact category indicators[EB/OL]. (2016-09-05)[2020-08-15]. http: //www. cml. leiden. edu/software/data-cmlia. html.

[26] United Nations, Department of Economic and Social Affairs, Population Division. World Population Prospects 2019[EB/OL]. (2020-05-01)[2020-09-14]. https: //population. un. org/wpp/Download/Standard/Population/.

[27] Wang M, Wu W, Liu W, et al. Life cycle assessment of the winter wheat-summer maize production system on the North China Plain[J]. The International Journal of Sustainable Development & World Ecology, 2007, 14(4): 400-407.

[28] 梁龍. 基于LCA的循環農業環境影響評價方法探討與實證研究[D]. 北京：中國農業大學，2009.

Liang Long. Environmental Impact Assessment of Circular Agriculture Based on Life Cycle Assessment: Methods and Case Studies[D]. Beijing: China Agricultural University, 2009. (in Chinese with English abstract)

[29] 王小龍. 基于生命周期評價與能值分析的循環農業評價理論、方法與實證研究[D]. 北京：中國農業大學，2016.

Wang Xiaolong. An Integrated Framework Based on Life Cycle Assessment and Emergy Evaluation for Circular Agriculture: Theories, Methods and Cases[D]. Beijing: China Agricultural University, 2016. (in Chinese with English abstract)

[30] 米蘭. 利用組學技術探究湖羊和新西蘭兔甲烷排放差異的微生物機制[D]. 杭州：浙江大學，2018.

Mi Lan. Microbial Underpinning of the Differential Methane Emission Between Hu Sheep and New Zealand White rabbits[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2018. (in Chinese with English abstract)

[31] 李丹陽，馬若男，亓傳仁，等. 含水率對羊糞堆肥腐熟度及污染氣體排放的影響[J]. 農業工程學報，2020，36(20)：254-262.

Li Danyang, Ma Ruonan, Qi Chuanren, et al. Effects of moisture content on maturity and pollution gas emissions during sheep manure composting[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2020, 36(20): 254-262. (in Chinese with English abstract)

[32] 國家環境保護總局. HJ/T332—2006，食用農產品產地環境質量評價標準[S]. 北京：中國環境科學出版社，2007.

[33] 中華人民共和國環境保護部. HJ568—2010，畜禽養殖產地環境評價規范[S]. 北京：中國環境科學出版社，2010.

[34] 中華人民共和國環境保護部. HJ25. 3—2014，污染場地風險評估技術導則[S]. 北京：中國環境科學出版社，2014.

[35] 中華人民共和國質量監督檢驗檢疫總局. GB18468—2001，室內空氣中對二氯苯衛生標準[S]. 北京：中國標準出版社，2002.

[36] 國家環境保護局. GB8978—1996，污水綜合排放標準[S].北京：中國環境科學出版社，1996.

Regulation of modern “straw-sheep-cropland” agro-pastoral system using life cycle assessment

Shen Yuan1,2, Wang Haihou1,2, Tao Yueyue1,2, Lu Changying1,2, Dong Linlin1,2, Shi Linlin1,2, Jin Meijuan1,2, Zhou Xinwei1,2, Shen Mingxing3※

(1.(),215105,; 2.,,215155,; 3.(),215011,)

Modern circular agriculture aims to minimize the number of external outputs for less impact on the environment in the complex ecosystem and the circular economy of the industry chains. Therefore, the green development of agriculture can be achieved to promote rural revitalization in China. However, accurate data support and parameter matching are still lacking in most operation of circular agriculture. Fortunately, the life cycle assessment can serve as an effective tool to evaluate the environmental impact of the entire chains in the product systems, further improving the circulating efficiency of the systems in recent years. In this study, an empirical investigation using the life cycle assessment was performed on the modern “straw-sheep-cropland” agro-pastoral system located in the northeast of Suzhou, Jiangsu Province, China. Six types of potential environmental impacts were evaluated from the sufficient data collection and tracking survey using the data characterization, standardization, and weighted summation, including the acidification potential, global warming potential, terrestrial ecotoxicity, human toxicity, freshwater aquatic ecotoxicity, and eutrophication potential. And then the environmental service energy was compared for the emission degradation before and after the regulation. The energy was calculated to consume the pollution dilution for a safe concentration. The results showed that fertilization was an important factor in the environmental performance of the cereal cropping subsystem during the wheat- and rice-growing seasons. The types of potential environmental impacts from the feed producing and sheep raising subsystems were more than 85% of the total impacts, which were much higher than that of the cereal cropping and organic composting subsystems. The environmental impacts of human toxicity and freshwater aquatic ecotoxicity were greater in each subsystem, whereas, that of terrestrial ecotoxicity was the least. After life cycle assessment, the annual environmental service energies of air, water, and soil to realize the emission degradation were 7.42×1010, 6.03×1016, and 1.59×1012J, respectively, according to the threshold concentration of index pollutants. Subsequently, the scales of feed producing and organic composting subsystems were adjusted in line with the matching output with the input of successive subsystems, particularly under the steady production scale of cereal cropping and sheep raising subsystems. A simulated regulation was also conducted to optimize the parameters and key technologies. It was estimated that the annual environmental service energies of air, water, and soil were reduced by 52%, 44%, and 21%, respectively, compared with the original. In conclusion, a new system was formed with excellent sustainability and replication to evaluate and regulate the modern agro-pastoral system using the life cycle assessment. The finding can provide a strong reference for the optimal regulation of modern agricultural systems in diverse regions. In the future research, the local life cycle inventory database can be constructed for the life cycle assessment.

circular agriculture; life cycle assessment; potential environmental impact; emission degradation; environmental service energy

2021-08-11

2021-12-09

江蘇省自然科學基金資助項目（BK20190169）；蘇州市農業科學院科研基金資助項目（19009）

沈園，博士，助理研究員，研究方向為生態循環農業。Email：ruier55@126.com

沈明星，研究員，研究方向為農業生態與科技管理。Email：smxwwy@163.com

10.11975/j.issn.1002-6819.2021.24.030

S19

A

1002-6819(2021)-24-0266-09

沈園，王海候，陶玥玥，等. 基于生命周期評價的現代“草-羊-田”農牧循環系統調控 [J]. 農業工程學報，2021，37(24)：266-274. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2021.24.030 http://www.tcsae.org

Shen Yuan, Wang Haihou, Tao Yueyue, et al. Regulation of modern “straw-sheep-cropland” agro-pastoral system using life cycle assessment[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2021, 37(24): 266-274. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2021.24.030 http://www.tcsae.org