陶 玲，彭 亮，代梨梨，楊 鎮(zhèn)，陳思媛，可 毅，李 谷

(中國水產(chǎn)科學研究院長江水產(chǎn)研究所，武漢 430223)

據(jù)《中國小龍蝦產(chǎn)業(yè)發(fā)展報告(2021)》[1]，2020年我國小龍蝦養(yǎng)殖總面積146萬hm2，總產(chǎn)量239萬t，其中小龍蝦稻田養(yǎng)殖面積約為126 萬hm2，養(yǎng)殖產(chǎn)量206多萬t，分別占小龍蝦養(yǎng)殖總面積和養(yǎng)殖總產(chǎn)量的86.61%和86.15%。江漢平原地區(qū)水土資源優(yōu)越、氣候適宜，稻田養(yǎng)殖小龍蝦模式發(fā)展迅速，其中位于江漢平原腹地的湖北省作為小龍蝦稻田養(yǎng)殖第一大省，養(yǎng)殖面積及其產(chǎn)值均居全國之首。雖然稻田養(yǎng)殖小龍蝦模式目前被認為是綠色生態(tài)健康養(yǎng)殖模式，但該模式快速發(fā)展過程中也逐漸暴露出了水資源消耗大、耕地破碎化、土壤潛育化和面源污染潛在風險等問題[2-3]。未來稻田養(yǎng)殖小龍蝦模式的可持續(xù)發(fā)展問題受到關注[4]。

目前，較多的研究表明，由于在稻田養(yǎng)殖小龍蝦期間進行肥水培藻、投飼、用藥導致殘余的飼料、肥料以及糞便殘留于稻田水體中，使小龍蝦養(yǎng)殖期間稻田的田面水中氮、磷濃度顯著提升[5-7]。稻蝦輪作模式是傳統(tǒng)的小龍蝦稻田養(yǎng)殖模式，也是目前的主流模式，該模式普遍在5-6月將成熟小龍蝦基本收獲，并在極短時間內集中將稻田的田面水即小龍蝦養(yǎng)殖階段的養(yǎng)殖尾水從稻田內排放至周圍溝渠管網(wǎng)，以進行整田和種植水稻，排出的水量遠大于一般農田，易造成氮、磷等營養(yǎng)集中大量排放，且該模式面積較大，可能會加劇周邊水域水體富營養(yǎng)化，破壞水體生態(tài)系統(tǒng)，需要引起農業(yè)和環(huán)境保護工作者的重視[8-9]。目前相關部門對池塘養(yǎng)殖、工廠化養(yǎng)殖等不同養(yǎng)殖模式不同養(yǎng)殖品種的排污系數(shù)進行了測算，先后發(fā)布了《第一次全國污染源普查水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)污染源產(chǎn)排污系數(shù)手冊》[10]和第二次全國污染源普查《排放源統(tǒng)計調查產(chǎn)排污核算方法和系數(shù)手冊》[11]。進行稻蝦輪作的稻田兼具農田和養(yǎng)殖塘的特點，既包含種植業(yè)也包含水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)，在周年的農業(yè)生產(chǎn)中進行種植和養(yǎng)殖的轉換，水稻種植過程中稻田面源污染排放系數(shù)已有估算[11]，但稻田小龍蝦養(yǎng)殖階段養(yǎng)殖尾水排放造成的面源污染程度不得而知，有必要對其排污系數(shù)進行估算。

經(jīng)濟效益高且對環(huán)境影響小的可持續(xù)發(fā)展養(yǎng)殖模式是未來水產(chǎn)養(yǎng)殖發(fā)展的方向和焦點。能值(emergy)理論及分析方法是美國著名生態(tài)學家、系統(tǒng)能量分析先驅Odum[12]于1980s創(chuàng)立的。依據(jù)能值這一新的科學概念和度量標準將生態(tài)經(jīng)濟系統(tǒng)內不同類別的物質和能量轉換為統(tǒng)一標準的能值，進行定量分析研究，從而評價自然生產(chǎn)和人類經(jīng)濟活動，實現(xiàn)對生態(tài)系統(tǒng)和生產(chǎn)模式的環(huán)境效應和可持續(xù)性評價分析[13]。目前，能值分析方法已被應用于小龍蝦養(yǎng)殖系統(tǒng)的可持續(xù)性評價。Chen等[4]利用能值分析方法評價了稻蝦輪作、稻麥輪作和水稻單作3種模式的環(huán)境效應和可持續(xù)性。Hou等[14]也利用能值分析方法評價了稻蝦輪作、稻蝦共作和水稻單作3種模式的環(huán)境效應和可持續(xù)發(fā)展能力。環(huán)境污染排放是對系統(tǒng)能值產(chǎn)生的負向影響，會影響?zhàn)B殖模式的可持續(xù)發(fā)展性能，但以上研究對稻蝦輪作模式的能值分析均未將其面源污染負值產(chǎn)出計算在內，不能反映系統(tǒng)面源污染物質排放的環(huán)境影響，得出的可持續(xù)發(fā)展指標不能體現(xiàn)其真實的可持續(xù)性。因此，有必要在獲得稻蝦輪作模式排污系數(shù)的基礎上，對該模式進行包含面源污染排放的能值分析，定量評價面源污染排放對稻蝦輪作模式可持續(xù)性發(fā)展的影響，以幫助政府、養(yǎng)殖戶和環(huán)保部門進行養(yǎng)殖模式選擇的決策分析。

因此，本研究在江漢平原稻蝦輪作模式推廣的核心區(qū)域，夏季小龍蝦捕撈基本結束水稻種植前集中排水期間，通過野外采樣獲取江漢平原稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖排放的尾水中污染物濃度，并計算其排放系數(shù)，采用等標污染負荷法進行主要污染物解析。通過入戶調研獲取稻蝦田排、換水以及養(yǎng)殖生產(chǎn)投入和產(chǎn)出情況等數(shù)據(jù)，運用能值分析法，計算得出包含面源污染負產(chǎn)出的能值評價指數(shù)，對江漢平原稻蝦輪作模式的可持續(xù)發(fā)展能力進行定量評價，為最終摸清稻蝦輪作模式面源污染排放量以及江漢平原農業(yè)面源污染的防治提供科學依據(jù)和決策參考，確保農業(yè)增效、農民增收的同時，保障稻蝦輪作模式的可持續(xù)發(fā)展。

1 材料與方法

1.1 采樣地點

采樣和調查地點位于江漢平原，該區(qū)屬北亞熱帶濕潤季風氣候，四季分明，雨量充沛，光照適宜，春秋季短，冬夏季長。多年平均氣溫15.9～16.6℃，無霜期一般為242～263 d。多年平均降水量1000～1300 mm，呈自北往南遞增的趨勢，東西相對均勻。區(qū)內主要河流有長江、漢江，次有沮漳河、西荊河、東荊河等，湖泊星羅棋布，渠系縱橫，水系十分發(fā)達。

在湖北省潛江市和荊州市所轄的5個縣(市、區(qū))：包括洪湖市、公安縣、江陵縣、荊州區(qū)和沙市區(qū)，選擇了能代表當?shù)貙嶋H情況的家庭農場/合作社或農戶的稻蝦輪作田進行樣品采集和調研(圖1)。農戶養(yǎng)殖規(guī)模為4669～46690 m2，家庭農場/合作社養(yǎng)殖規(guī)模為80040～800400 m2，共采集了8個農戶和7個家庭農場/合作社的36塊小龍蝦養(yǎng)殖稻田的田面水，共計36個水樣。樣品采集的稻田均采用稻蝦輪作模式：水稻一般于每年6月進行整地、插秧，10月收獲。當年10-11月投放蝦苗或種蝦，至翌年3月幼蝦在稻田中自然生長，3-5月投放飼料和補充蝦苗投放，并進行成蝦捕撈，6月下旬捕撈基本結束，再進行下一季的水稻種植，依次循環(huán)。需要說明的是，潛江市各采樣點均采用了“蝦稻輪作、共作一體”的養(yǎng)殖模式，即在稻蝦輪作基礎上增加了稻蝦共作養(yǎng)殖，在水稻插秧前后繼續(xù)投放小龍蝦幼蝦養(yǎng)殖或繼續(xù)養(yǎng)殖留存在稻田中的小龍蝦幼蝦，7-8月捕撈第二季成蝦，但此次僅采集了潛江各樣點稻蝦輪作階段排放的養(yǎng)殖尾水，因此將潛江各采樣點與其它縣(市、區(qū))采樣點的小龍蝦養(yǎng)殖排放尾水一起分析。

圖1 采樣點分布Fig.1 Distribution of sampling sites

通過采用入戶訪談的方式獲取了稻蝦輪作模式生產(chǎn)的基本情況：包括種植/養(yǎng)殖面積、生產(chǎn)模式；生產(chǎn)投入情況：稻種、蝦苗、肥料、地籠和防逃設施、飼料、機耕/機收、雇工、水電等；產(chǎn)出：水稻產(chǎn)量和小龍蝦產(chǎn)量；換水和補水方式、水量、時間和周期等。調研結果顯示：各采樣點農戶采用自繁蝦苗或自繁蝦苗+補苗的方式養(yǎng)殖，主要靠經(jīng)驗進行田間水肥管理和投飼，投放飼料均為蝦蟹專用料，小龍蝦產(chǎn)量為1000～2700 kg/hm2(表1)。養(yǎng)殖水體主要來源于附近河道或溝渠，養(yǎng)殖期間基本不換水，僅進行補水，小龍蝦養(yǎng)殖結束水稻種植前將稻田的田面水基本排干，直接排入附近河道或溝渠。

表1 稻蝦輪作模式生產(chǎn)管理情況Tab.1 Survey of the rice-crayfish rotation mode

1.2 樣品采集及分析方法

在2020年12月初，采集了稻田的田面水或進水溝渠渠水作為小龍蝦養(yǎng)殖初期進水初始水樣，2021年6月初即稻田養(yǎng)殖的商品小龍蝦捕撈基本結束，水稻移栽前、小龍蝦養(yǎng)殖尾水集中排放期間，采集稻田的田面水水樣作為小龍蝦養(yǎng)殖尾水排放水樣。每個稻田采集5個點位的田面水進行混合后再取500 mL水樣帶回實驗室進行測定，同時現(xiàn)場測定稻田的田面水深度。

水質測定指標包括總氮(TN)、總磷(TP)、化學需氧量(COD)和氨氮(NH3-N)4個指標，測定方法均參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》[15]進行。

1.3 排污系數(shù)計算

根據(jù)《排放源統(tǒng)計調查產(chǎn)排污核算方法和系數(shù)手冊》[11]，水產(chǎn)養(yǎng)殖排污系數(shù)指在正常養(yǎng)殖生產(chǎn)條件下，養(yǎng)殖生產(chǎn)1 t水產(chǎn)品所產(chǎn)生的污染物量中，經(jīng)不同排放渠道直接排放到湖泊、河流及海洋等(不包括排放到農田及水產(chǎn)養(yǎng)殖再利用等部分)外部水體環(huán)境中的污染物量(kg/t)；種植業(yè)氮磷排放(流失)系數(shù)指土壤和肥料中的氮磷在降雨或灌溉水作用下溶解或懸浮于徑流水中，隨徑流遷移出田塊而導致的農田氮磷流失的發(fā)生量(kg/hm2)。稻蝦輪作模式既包含水稻種植又包含小龍蝦養(yǎng)殖，由于本研究只采集了小龍蝦養(yǎng)殖階段排放尾水中氮磷數(shù)據(jù)，因此本文采用水產(chǎn)養(yǎng)殖排污系數(shù)方法計算小龍蝦養(yǎng)殖階段的排污系數(shù)。但為了比較不同稻田生產(chǎn)模式轉換帶來的面源污染排放差異，便于與江漢平原現(xiàn)有的稻麥輪作、稻油輪作和單季稻等稻田種植模式進行周年的面源污染負荷對比，還估算了稻蝦輪作模式的單位面積排放系數(shù)。

因各采樣點稻田養(yǎng)殖小龍蝦過程中基本不進行換水，根據(jù)小龍蝦捕撈結束、水稻種植前排放的養(yǎng)殖尾水中TN、TP、COD和NH3-N濃度值和排水量，以及初始補水濃度值和水量，參考高月香等[16]的方法，小龍蝦單位養(yǎng)殖產(chǎn)量排污系數(shù)公式計算如下：

(1)

式中，Mi為第i種污染物的單位養(yǎng)殖產(chǎn)量排污系數(shù)，kg/t；Q排j,i為養(yǎng)殖過程中的第j次排水所排放的水量，m3；C排j,i為第j次排放到水體中第i種污染物的濃度，mg/L；Q補j,i為養(yǎng)殖過程中第j次補水的水量，m3；C補j,i為第j次補水水體中第i種污染物的濃度，mg/L；ΔW為養(yǎng)殖生物凈產(chǎn)量或質量增量，t。

單位面積TN、TP、COD 和NH3-N的排放系數(shù)(Pi)參考文獻[17]，計算公式如下：

Pi=Q×ΔC×10-3

(2)

式中，Pi為第i種污染物的單位面積排放系數(shù)，kg/hm2；ΔC為小龍蝦養(yǎng)殖尾水排放濃度與初始補水濃度的差值，mg/L；Q為水稻種植前每公頃稻田排放的小龍蝦養(yǎng)殖尾水的排水量，m3。

1.4 等標污染負荷計算

等標污染負荷法用污染物的絕對排放量與排放標準進行比較，從而能將污染源污染物的排放量轉化為“把污染物全部稀釋到評價標準所需的介質量”中，使同一污染源所排放的污染物之間、不同污染源之間對環(huán)境的潛在影響進行比較成為可能[18]，其主要反映污染源本身潛在的污染水平，可用于評價區(qū)域內不同污染物排放量對環(huán)境的影響程度，確定主要污染源和污染物[19]。采用等標污染負荷法，對小龍蝦養(yǎng)殖排放的尾水中TN、TP、COD和NH3-N等污染物進行數(shù)據(jù)標準化處理，計算得到相應的等標污染負荷值和等標污染負荷比，比較蝦稻輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖尾水中不同污染物對環(huán)境的潛在影響大小。等標污染負荷相關公式計算如下：

Pi=Ci/C0i×Q

(3)

(4)

式中，Pi為污染物i的等標污染負荷，m3；Ci為污染物的實測濃度值，mg/L；Q為污染物的廢水排放量，m3；C0i為污染物i基于水環(huán)境功能分區(qū)的水質控制類別標準值(統(tǒng)一按照《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)[20]中Ⅲ類標準進行計算，COD 取值為20 mg/L，TN取值為1 mg/L，TP 取值為0.2 mg/L，NH3-N取值為1 mg/L)；Ki為污染物i的等標污染負荷比。遵循污染源評價經(jīng)驗，按照污染物等標污染負荷比由大到小排列，分別計算其累計百分比，規(guī)定百分比累計到80%的污染物為主要污染物[18]。

1.5 包含面源污染排放的能值估算

1.5.1 數(shù)據(jù)來源 本研究中稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖結束排放的養(yǎng)殖尾水中面源污染排放數(shù)據(jù)來自本實驗測定。模式經(jīng)濟投入與產(chǎn)出相關數(shù)據(jù)來自本次調研數(shù)據(jù)、文獻和官方公開統(tǒng)計數(shù)據(jù)。所有數(shù)據(jù)均以對應于1 hm2農田進行折算，以一個完整的蝦稻生產(chǎn)周期為界限。

1.5.2 能值分析 使用太陽能值轉化率(UEV，sej/J或 sej/g)將各項物質、能量和資金數(shù)據(jù)轉化為能值；在能值核算中引入可更新比例系數(shù)(renewable fraction)，從而將投入資源分為可更新和不可更新兩部分[21]。由于系統(tǒng)中投入的秸稈來源于稻田本身，在收獲后又被歸還于農田，為避免重復計算，秸稈投入在系統(tǒng)總能值投入中不計入[22]。采用2016 年最新修訂的能值基準(12.00×1024sej/a)[23]作為計算基礎。

1.5.3 能值評價指標 計算出各模式的本地可更新自然資源能值(LR)、本地不可更新自然資源能值(LN)、外部購買資源能值(F)、不可更新外部購買資源能值(FN)、可更新外部購買資源能值(FR)和系統(tǒng)的總投入能值(U)。根據(jù) Odum[12]提出的能值評價指標體系，選取農業(yè)生態(tài)系統(tǒng)常用的能值指標：可更新資源投入占比(renewable fraction，%R)、能值產(chǎn)出率(emergy yield ratio，EYR)、環(huán)境負載率(environment loading ratio，ELR)和能值可持續(xù)指數(shù)(emergy sustainability index，ESI)作為評價系統(tǒng)可持續(xù)性的指標。相關計算公式及其相關解釋意義如下：

(1)可更新資源投入占比(%R)

反映生產(chǎn)過程中所利用的可更新資源的比率。%R值越大，表明系統(tǒng)運作更多地依賴可更新資源的投入。

%R= 100 × (LR+FR)/U

(5)

(2)能值產(chǎn)出率(EYR)

為系統(tǒng)中投入的總能值與購買的外部資源能值總和的比值。EYR值越大，表明系統(tǒng)的生產(chǎn)效率越高，經(jīng)濟效益越好。由于面源污染排放對環(huán)境的影響表現(xiàn)為負面效應，參考鐘珍梅[24]等，將面源污染排放能值設為負能值，公式優(yōu)化為總投入能值減去面源污染能值之差與購買的外部資源能值總和的比值。

EYR=(U-P)/F

(6)

(3)環(huán)境負載率(ELR)

為系統(tǒng)不可更新資源投入總量與可更新資源投入總量之比，表示系統(tǒng)對環(huán)境造成的生態(tài)壓力，值越大表示，對環(huán)境的壓力越大[25]。由于面源污染排放對環(huán)境的影響是負面的，即對環(huán)境負載率的貢獻為正值，因此指標的計算公式優(yōu)化為不可更新資源投入能值和面源污染排放能值之和與可更新資源能值投入總量的比值。

ELR= (LN+FN+P)/(LR+FR)

(7)

(4)能值可持續(xù)指數(shù)(ESI)

ESI是一個廣泛用于大范圍長時期研究持續(xù)性的能值指標，該指標指示系統(tǒng)的可持續(xù)性。

ESI=EYR/ELR

(8)

1.6 數(shù)據(jù)處理及分析

所有數(shù)據(jù)采用SPSS 26.0統(tǒng)計分析軟件進行One-way ANOVA方差分析，用Origin 8.5軟件繪圖。

2 結果與分析

2.1 小龍蝦養(yǎng)殖排放尾水中TN、TP、COD和NH3-N濃度

夏季小龍蝦基本收獲后、水稻種植前的小龍蝦養(yǎng)殖排放尾水中TN濃度范圍為0.53～5.36 mg/L，平均值為2.03 mg/L，中位數(shù)為1.84 mg/L，最小值出現(xiàn)在沙市區(qū)，最大值出現(xiàn)在潛江市；TP濃度范圍為0.12～0.70 mg/L，平均值為0.24 mg/L，中位數(shù)為0.21 mg/L，最小值出現(xiàn)在洪湖市，最大值出現(xiàn)在沙市區(qū)；COD濃度范圍為6.60～78.39 mg/L，平均值為25.91 mg/L，中位數(shù)為23.35 mg/L，最小值出現(xiàn)在公安縣，最大值出現(xiàn)在潛江市；NH3-N濃度范圍為0.34～1.75 mg/L，平均值為0.76 mg/L，中位數(shù)為0.62 mg/L，最小值出現(xiàn)在洪湖市，最大值出現(xiàn)在公安縣?？傮w來說，江漢平原稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖排放的尾水中TN、TP和COD平均濃度均高于《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)[20]Ⅲ類水質標準，NH3-N 濃度高于Ⅱ類水質標準(NH3-N濃度≤0.5 mg/L)。按各采樣點排放尾水濃度的達標率來說，依據(jù)《淡水池塘養(yǎng)殖水排放要求》(SC/T 9101-2007)[26]，TN一級達標率達到86.11%，二級達標率達97.22%，TP一級達標率達到97.22%，二級達標率達100%；依據(jù)《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)Ⅲ類水質標準，TN達標率僅達到8.33%，TP達標率為50.00%，COD達標率達到38.89%，NH3-N達標率為80.56%(表2)。在采樣的不同縣(區(qū)、市)中，潛江市稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖排放尾水中TN、COD和NH3-N濃度均最高，TP濃度也僅次于沙市區(qū)，處于較高水平(圖2)。

表2 小龍蝦稻田養(yǎng)殖排放尾水中TN、TP、COD和NH3-N濃度Tab.2 Concentrations of TN、TP、COD and NH3-N in the discharge water from crayfish culture paddy field

圖2 不同縣(市、區(qū))排放尾水中TN、TP、COD和NH3-N濃度(不同字母標注表示存在顯著差異)Fig.2 The concentrations of TN、TP、COD and NH3-N in the discharge water from different counties (significant differences were marked with different letters above the column)

2.2 面源污染排放綜合評價

稻蝦輪作模式中，小龍蝦養(yǎng)殖排放的尾水中各污染物質等標負荷和污染負荷比計算結果見表3。各污染物等標排放負荷量依次為TN>TP >COD>NH3-N，等標污染負荷比分別為38.08%、24.02%、22.69%和15.21%，不同縣(市、區(qū))稍有差別，其中除了沙市區(qū)的TP等標負荷最高，其他地區(qū)均為TN的等標負荷最高。這表明稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖排放尾水的主要污染物為TN，其次為TP和COD，TN是污染防治的關鍵污染物。

表3 各污染物等標污染負荷及污染負荷比Tab.3 Equal standard pollution load and load ratio

2.3 排污系數(shù)

稻蝦輪作模式中，根據(jù)小龍蝦養(yǎng)殖排放尾水中TN、TP、COD和NH3-N的初始進水濃度和排水濃度，再根據(jù)調研所得的稻蝦輪作模式的平均產(chǎn)量增量1492 kg/hm2，平均排水量為4558 m3/hm2，根據(jù)排污系數(shù)計算公式，得到TN、TP、COD和NH3-N的單位產(chǎn)量排污系數(shù)分別為2.994、0.458、35.132和1.405 kg/t(表4)?？梢钥闯觯↓埼r養(yǎng)殖排放尾水中COD的排污系數(shù)最高，其次為TN和NH3-N，TP的排污系數(shù)最低。排污系數(shù)的得出可為進一步估算區(qū)域稻蝦輪作模式面源污染排放量提供計算依據(jù)。稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖排放尾水中TN、TP、COD和NH3-N的單位面積排放系數(shù)分別為4.46、0.68、52.42和2.10 kg/hm2。由于本研究未對稻蝦輪作模式水稻種植期間稻田的氮磷排放數(shù)據(jù)進行監(jiān)測，參考陳玲等[27]的研究結果，稻蝦輪作模式水稻種植過程中TN和TP排放系數(shù)與單季稻的流失量相當，將本研究得出的小龍蝦養(yǎng)殖階段尾水單位面積排放系數(shù)與單季稻的排放系數(shù)相加，估算得出稻蝦輪作模式TN、TP和NH3-N的周年面源污染排放系數(shù)分別為16.31、1.19 和4.22 kg/hm2。與《全國農田面源污染排放系數(shù)手冊》[28]中相同地理條件區(qū)域的單季稻模式、稻麥輪作模式和稻油輪作模式的單位面積氮磷排放系數(shù)進行對比可知，稻蝦輪作模式的TN排放系數(shù)低于稻油輪作模式和稻麥輪作模式，高于單季稻模式，而TP和NH3-N的單位面積排放系數(shù)均高于其它3種模式(表5)。

表4 排污系數(shù)估算Tab.4 Pollutant discharge rate of the rice-crayfish rotation mode

表5 單位面積排放系數(shù)比較Tab.5 Comparison of pollutant discharge rate per hectare

2.4 基于面源污染的能值評估

2.4.1 能值投入與輸出分析 江漢平原單季稻和稻蝦輪作模式的能值分析結果見表6，各項能值投入比例在能值分析表中列出。兩種模式投入的資源可分為兩部分：本地自然資源和購買的外部資源，由氮磷面源污染排放產(chǎn)生的負能值單獨列出。

表6 包含面源污染的能值分析*Tab.6 Emergy analysis with the integration of environmental pollution

由表6可以看出，稻蝦輪作模式的能值總投入為2.15×1016sej/(hm2·a)，高于單季稻模式的9.97×1015sej/(hm2·a)，其主要原因是稻蝦輪作模式增加了小龍蝦養(yǎng)殖期間灌溉水、電力、飼料、蝦苗等投入。從投入的資源結構來看，本地可更新資源年投入能值分別為1.75×1015和4.18×1015sej/(hm2·a)，分別占能值投入總和的17.51%和19.46%，其中灌溉河水能在可更新資源中所占比例最大，分別占總投入能值的13.04%和17.38%。由于稻蝦輪作模式中小龍蝦養(yǎng)殖消耗更多的灌溉水資源，使稻蝦輪作模式的本地可更新資源能值高于單季稻模式。稻蝦輪作模式的購買性外部資源能值為1.71×1016sej/(hm2·a)，而單季稻模式為8.02×1015sej/(hm2·a)，分別占總能值投入的80.40%和79.63%，增加了0.91×1016sej/(hm2·a)，表明兩種模式均主要依靠外部購買資源，且稻蝦輪作模式需要更多的外部資源維持系統(tǒng)。鑒于可獲取數(shù)據(jù)的限制，主要計算了面源污染排放的氮和磷的污染能值，參考水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)和種植業(yè)污染能值轉換率[29]，計算得出兩種模式氮磷面源污染物排放的負能值產(chǎn)出分別為3.74×1015和4.81×1015sej/(hm2·a)，且稻蝦輪作模式的負能值產(chǎn)出更高。

2.4.2 能值評價指標分析 能值評價指標結果(表7)顯示，包含面源污染負產(chǎn)出的條件下，江漢平原稻蝦輪作模式能值分析所得的可更新資源投入占比為51.53%，高于單季稻模式的41.89%，表明稻蝦輪作模式對可更新資源的利用效率更高。稻蝦輪作模式的能值產(chǎn)出率也高于單季稻模式，表明稻蝦輪作模式的生產(chǎn)效率更高。稻蝦輪作模式的環(huán)境負載率低于單季稻模式，而能值可持續(xù)指數(shù)高于單季稻模式，表明稻蝦輪作模式相較于單季稻模式對環(huán)境產(chǎn)生的壓力更低，具有更高的可持續(xù)發(fā)展能力。

表7 系統(tǒng)能值評價指標Tab.7 Emergy indices for the two rice production modes

3 討論

3.1 稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖尾水排放污染物質濃度

潛江市蝦稻輪作模式小龍蝦收獲后排放的尾水中 TN、TP和COD平均濃度分別為 2.21、0.50和59.0 mg/L[7]。本研究中測定的排水中TN、TP、COD和NH3-N濃度平均值分別為2.03、0.24、25.91 和0.76 mg/L，濃度范圍與該結果較一致，其中TN和TP的濃度值滿足《淡水池塘養(yǎng)殖水排放要求》(SC/T 9101-2007)[26]一級排放標準，也低于報道的池塘養(yǎng)殖尾水的排放濃度，與河蟹養(yǎng)殖池塘尾水排放濃度相當[30]，符合對環(huán)境污染較小的客觀現(xiàn)象。但排放水中TN、TP和COD平均濃度均高于《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)Ⅲ類水質標準[19]，而此時為滿足稻田種稻的需求，這部分養(yǎng)蝦尾水需集中排放，直接排入周圍溝渠管網(wǎng)水系，可能會增加周邊水體富營養(yǎng)化風險。另外，因其從稻田直接排放，也需要和稻田徑流排水濃度進行比較，與湖北省農田地表徑流排放水中 TN、TP和NH3-N的濃度(8.20、0.36、0.49 mg/L)[31]相比，小龍蝦養(yǎng)殖排放的尾水中TN和TP濃度均更低，NH3-N的排放濃度略高，表明小龍蝦養(yǎng)殖尾水排放的營養(yǎng)沖擊負荷更小。

等標污染負荷比指標能夠有效地分析不同污染物對受納水體污染的相對重要性。本研究中采用等標污染負荷法分析結果表明，小龍蝦養(yǎng)殖排放尾水的主要污染物為TN，其次為TP和COD，這與小龍蝦養(yǎng)殖過程中產(chǎn)生的殘餌、糞便、殘留蝦肥等在田面水中累積造成了氮磷濃度升高，以及水稻秸稈全量還田后有機質分解使田面水中COD濃度升高的生產(chǎn)實際相關。

3.2 稻蝦輪作模式排污系數(shù)

如何對非點源污染進行定量計算，量化農業(yè)活動與污染負荷之間的關系，從根本上控制污染，一直是研究的熱點與難點[32]。水產(chǎn)養(yǎng)殖排污系數(shù)測算的科學性和準確性將直接影響水產(chǎn)養(yǎng)殖污染負荷的結果和結論，從而影響?zhàn)B殖產(chǎn)業(yè)發(fā)展規(guī)劃和產(chǎn)業(yè)政策的制訂，對漁業(yè)產(chǎn)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展和水域環(huán)境保護將產(chǎn)生重大影響[16]。水產(chǎn)養(yǎng)殖污染物排放總量的測算是開展總量控制工作的前提和重要參考，而單位產(chǎn)量排污強度是衡量水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)污染物排放情況的最主要指標[33]。2017年全國單位水產(chǎn)品養(yǎng)殖產(chǎn)量的TN、TP、COD和NH3-N排污系數(shù)分別為2.02、0.33、13.6 和0.45 kg/t[34]。第二次全國污染源普查《排放源統(tǒng)計調查產(chǎn)排污核算方法和系數(shù)手冊》[11]中湖北省水產(chǎn)養(yǎng)殖TN、TP、COD和NH3-N的排污系數(shù)分別為1.345、0.095、28.358 和0.441 kg/t。本研究中計算得出稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖尾水排放的排污系數(shù)均高于全國和湖北省，主要原因是稻蝦輪作模式單位養(yǎng)殖面積小龍蝦產(chǎn)量更低，導致單位產(chǎn)量的排污系數(shù)更高。

《第一次全國污染源普查水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)污染源產(chǎn)排污系數(shù)手冊》[10]中湖北省池塘養(yǎng)殖小龍蝦的TN、TP和COD的排污系數(shù)分別為2.281、0.485和2.2135 kg/t，池塘養(yǎng)殖青蝦的TN、TP和COD的排污系數(shù)分別為2.658、0.566和2.488 kg/t，池塘養(yǎng)殖河蟹的TN、TP和COD的排污系數(shù)分別為2.597、0.458和54.979 kg/t。太湖流域池塘養(yǎng)殖河蟹的TN和TP排污系數(shù)均值分別為2.49和0.701 kg/t[16]。表明本研究中稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖尾水TN和TP排污系數(shù)與池塘養(yǎng)殖蝦、蟹的TN和TP排污系數(shù)相當。當某種水產(chǎn)品排污系數(shù)之和>100 g/kg 時，表明養(yǎng)殖該類水產(chǎn)品存在對周邊河流、湖泊等外部水體環(huán)境的污染風險，應高度關注該類水產(chǎn)品[35]。本研究中稻蝦輪作模式的TN、TP和COD的排污系數(shù)之和<50 kg/t，也表明稻田養(yǎng)殖小龍蝦為低排污系數(shù)種類。通過更全面的稻蝦輪作模式的排放污染監(jiān)測，較精確地計算得出該模式的排污系數(shù)后，可以測算得出湖北省乃至江漢平原地區(qū)稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖尾水中TN、TP、COD和NH3-N的排污量，以進一步評估這些排放的營養(yǎng)物質對該區(qū)域湖泊富營養(yǎng)化程度的影響。目前，已估算和報道的蝦蟹池塘的污染排放系數(shù)雖然較低，但也已納入農業(yè)面源污染排放監(jiān)督體系，因此，為全面估算農業(yè)面源污染排放量，稻蝦輪作模式面源污染排放也應納入農業(yè)面源污染源排放監(jiān)測體系和監(jiān)管當中。鑒于可獲取數(shù)據(jù)的限制，由于稻蝦輪作模式兼具種養(yǎng)特性，其面源污染既包含種植業(yè)污染，又包含養(yǎng)殖業(yè)污染，可能出現(xiàn)漏算或重復計算的問題，建議進行農業(yè)面源污染普查時，建立相應的計算方法和統(tǒng)計口徑，準確得出相關數(shù)值。

佀國涵等[8]報道潛江地區(qū)蝦稻模式夏季排水TN、TP和COD的單位面積排放系數(shù)分別為9.7、2.2 和258 kg/hm2。本研究中，稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖尾水排放的TN、TP和COD的單位面積排放系數(shù)均低于該報道，這可能是潛江市小龍蝦稻田養(yǎng)殖年限更長，且大多數(shù)養(yǎng)殖戶在種稻期間開展了蝦稻共作，其更高的餌料投入量和多年的殘餌累積可能導致更多的氮磷和有機質隨排水排出，導致更高的排水濃度和排污強度。稻蝦輪作模式周年的TN、TP和NH3-N排放系數(shù)均高于單季稻種植模式，其原因是與單季稻模式相比，稻蝦輪作模式增加了小龍蝦養(yǎng)殖周期和更多的投入品而使環(huán)境負荷增加。但與稻麥輪作和稻油輪作模式相比，稻蝦輪作模式TN排放系數(shù)更低，TP和NH3-N排放系數(shù)更高，表明由稻麥輪作和稻油輪作等模式轉換為稻蝦輪作模式后，可能會造成TP和NH3-N排放量的增加，但TN排放量可能會降低。當前，稻蝦田與耕地(水田和旱地)、水域、林地等利用類型之間產(chǎn)生較多轉換，很多種植油菜、小麥等作物的旱地也改為蝦稻田[2]。因此，對區(qū)域的農業(yè)污染負荷進行評估時，需精確區(qū)分稻麥輪作、稻油輪作、稻蝦輪作等不同模式面積，以更加準確地估算區(qū)域農業(yè)面源污染總量。值得注意的是，稻蝦輪作模式COD的排放系數(shù)最高，但其等標排放量卻不是最高的，說明COD的排放量雖然很大，但是對于水環(huán)境惡化的影響不是最強的，結合等標排放負荷比和單位面積排放系數(shù)指標，稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖尾水中排放的TN最應受到重視，是農業(yè)面源污染防治的首要指標。

3.3 包含面源污染的模式能值評估

Hou等[14]運用能值分析方法對小龍蝦稻田養(yǎng)殖模式的可持續(xù)性進行評價的結果表明，相比較于單季稻模式，蝦稻模式可更新資源投入占比降低10%～14%，能值產(chǎn)出率降低9%，能值可持續(xù)指數(shù)降低23%～26%，環(huán)境負載率增加18%～23%。Chen等[4]的研究結果也表明單季稻模式的能值產(chǎn)出率最高，蝦稻模式環(huán)境負載率最高，能值可持續(xù)指數(shù)最低。與稻麥輪作模式和單季稻等模式相比，稻蝦模式面臨更高的環(huán)境壓力。另外，Hu等[36]應用生命周期法評價蝦稻模式，結果表明蝦稻模式比單季稻模式具有更高的環(huán)境富營養(yǎng)化潛力。不同地區(qū)的實際情況可能影響其可持續(xù)性，能解釋得出相反結論的原因[37]，而且以上研究僅從資源利用角度計算的環(huán)境負載率可能不能全面闡述生態(tài)系統(tǒng)對環(huán)境的壓力。本研究在包含面源污染的條件下，與單季稻模式相比，雖然稻蝦輪作模式的氮磷污染排放系數(shù)更高，尾水排放造成環(huán)境污染負能值更高，且投入的外部資源中增加了餌料和苗種投入能值，但稻蝦輪作模式中水資源消耗能值投入遠遠高于單季稻模式，更好地利用了水資源這一可更新資源，使稻蝦輪作模式的環(huán)境負載率更低。值得注意的是當前灌溉水資源是可更新資源，目前還比較充裕，不需要購買，在水資源日趨緊張的形式下，水資源的可更新程度降低，進行能值計算時，稻蝦輪作模式的環(huán)境負載率可能會更高。另外，盡管稻蝦輪作模式的環(huán)境負載率低于單季稻模式，但兩者的可持續(xù)指數(shù)均 <1，提示兩種模式的可持續(xù)生產(chǎn)性均較差[38]，均需進一步優(yōu)化，以提高模式的環(huán)境安全性。

3.4 存在的問題

本研究僅監(jiān)測了小龍蝦養(yǎng)殖向水稻種植轉換期小龍蝦養(yǎng)殖尾水的面源污染排放濃度，且僅監(jiān)測了江漢平原6個縣(市、區(qū))的小龍蝦養(yǎng)殖排放尾水，未覆蓋整個江漢平原的小龍蝦稻田養(yǎng)殖區(qū)域。另外，由于稻田排水呈間歇性，實際監(jiān)測中難以采到正在排放的尾水，所以大多采集小龍蝦養(yǎng)殖末期稻田的田面水樣作為養(yǎng)殖尾水排水水樣，且未監(jiān)測小龍蝦養(yǎng)殖過程中補水的水量和污染物質濃度，進行排污系數(shù)計算時僅減去初始補水污染物質的量，可能使計算的氮磷排放系數(shù)產(chǎn)生偏差。稻蝦輪作模式中水稻種植期間未現(xiàn)場監(jiān)測稻田氮磷排放數(shù)據(jù)，僅參考文獻數(shù)據(jù)進行計算，覆蓋全年的面源污染排放數(shù)據(jù)還需進一步監(jiān)測分析。能值分析中，由于小龍蝦養(yǎng)殖排放的氮磷面源污染的太陽能值轉化率沒有參考數(shù)值，本文采用魚類養(yǎng)殖的太陽能值轉化率，從而導致估算的模式能值可能有誤差。稻油輪作和稻麥輪作兩種種植模式的投入產(chǎn)出數(shù)據(jù)未進行調研，未進行能值評價比較。另外，本研究僅監(jiān)測了一個稻蝦輪作周期內小龍蝦養(yǎng)殖階段的面源污染排放情況，尚需進行多年連續(xù)監(jiān)測，才能準確得出稻蝦輪作模式的面源污染排強度。

4 結論

1)采用現(xiàn)場監(jiān)測方法得出江漢平原稻蝦輪作模式由小龍蝦養(yǎng)殖向水稻種植轉換期，小龍蝦養(yǎng)殖排放尾水中TN、TP、COD和NH3-N的濃度范圍分別為0.53～5.36、0.12～0.70、6.60～78.39和0.34～1.75 mg/L，依據(jù)《淡水池塘養(yǎng)殖水排放要求》(SC/T 9101-2007)，TN一級達標率達到86.11%，二級達標率達到97.22%，TP一級達標率達到97.22%，二級達標率達100%，符合其對環(huán)境污染較小的客觀現(xiàn)象。但依據(jù)《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)Ⅲ類水質標準，TN達標率僅達到8.33%，TP達標率為50.00%，COD達標率為38.89%，NH3-N達標率為80.56%， TN、TP和COD平均排放濃度高于《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)Ⅲ類水質標準，表明當前的稻蝦輪作模式存在一定面源污染風險，其面源污染排放應受到重視，并納入農業(yè)面源污染源排放監(jiān)管體系和水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)污染源普查當中。等標污染負荷法分析結果表明TN的等標負荷比最高，其次是COD和TP，TN是稻蝦輪作模式面源污染控制的關鍵污染物。

2)稻蝦輪作模式小龍蝦養(yǎng)殖排放尾水中TN、TP、COD和NH3-N的單位面積排放系數(shù)分別為4.46、0.68、52.42和2.10 kg/hm2，單位產(chǎn)量排污系數(shù)分別為2.994、0.458、35.132和1.405 kg/t。

3)包含面源污染的能值分析結果表明，江漢平原稻蝦輪作生態(tài)系統(tǒng)的可更新資源投入占比、能值產(chǎn)出率和能值可持續(xù)指數(shù)均高于單季稻模式，環(huán)境負載率也更低。表明稻蝦輪作模式仍具有較強的可持續(xù)發(fā)展能力，但其能值可持續(xù)指數(shù)<1，還需進一步優(yōu)化，提高模式的環(huán)境安全性，保障模式的穩(wěn)步可持續(xù)發(fā)展。

4)研究結果為進一步開展稻蝦輪作模式的面源污染負荷評估提供了基礎數(shù)據(jù)和參考，建議繼續(xù)開展尾水排放監(jiān)測工作，以準確估算出稻蝦輪作模式的排污系數(shù)和面源污染排放量，以期為農業(yè)面源污染防治和稻蝦輪作模式可持續(xù)發(fā)展提供一定依據(jù)。