全 文 ：稻田生态系统氮素转化经济价值研究 3
肖　玉1 ,2 　谢高地1 3 3 　鲁春霞1
(1 中国科学院地理科学与资源研究所 ,北京 100101 ;2 中国科学院研究生院 ,北京 100039)
【摘要】　根据 2002 年上海奉贤县五四农场田间实验数据 ,结合相关研究结果对稻田氮素输入和输出进行
研究 ,并运用生态经济学和环境经济学方法计算稻田生态系统氮素转化的经济价值. 结果表明 ,当季不施
氮肥的处理小区氮素收支出现赤字 ;而施加氮肥的处理小区氮素收支都出现盈余. 不施氮处理小区单位面
积稻田提供的氮素转化综合价值为正 ;而施加氮肥的小区其氮素转化的综合价值都为负. 施氮处理小区氮
素转化的负价值主要是由于过量氮肥导致田间氮素以氨挥发、渗漏和径流方式损失造成.
关键词 　稻田 　氮素转化 　氮收支 　经济价值 　生态系统服务功能
文章编号 　1001 - 9332 (2005) 09 - 1745 - 06 　中图分类号 　Q154. 4 　文献标识码 　A
Economic values of nitrogen transformation in rice f ield ecosystems. XIAO Yu1 ,2 , XIE Gaodi1 ,LU Chunxia1
(1 Institute of Geographical Science and N atural Resources Research , Chinese Academy of Sciences , Beijing
100101 , China ;2 Graduate School of Chinese Academy of Sciences , Beijing 100039 , China) . 2Chin. J . A ppl .
Ecol . ,2005 ,16 (9) :1745～1750.
Based on the 2002 field experimental results in the Wusi Farm of Fengxian County in Shanghai and related stud2
ies ,and by the methods of ecological economy and environmental economy ,this article examined and estimated
the nitrogen input and output ,and the economic values of nitrogen transformation in rice field ecosystems. The
results indicated that the plot without N fertilization showed a deficit of nitrogen budget ,while those with urea
application showed a surplus. The economic value of the plot without urea amendment was evaluated to be posi2
tive ,while that of the plots with urea application was calculated to be negative. The negative value of the plots
with urea amendment resulted from the nitrogen losses through ammonia volatilization , nitrogen leaching and
runoff ,which had serious harmful impacts on environment and human society. Therefore ,only when some mea2
sures were taken to encourage and facilitate farmers to improve the efficiency of urea application and to mitigate
the environment problems from N losses in the process of food production ,the advantages of nitrogen transforma2
tion in rice fields could be promoted ,and the sustainability of agriculture would become reality.
Key words 　Rice fields , Nitrogen transformation , Nitrogen budget , Economic value , Ecosystem services.3 中国科学院地理科学与资源研究所知识创新工程主干科学计划项
目(CX10 G2E01202205) 、中国科学院知识创新工程重要方向项目
( KZCX3SW333 ) 和国家自然科学基金资助项目 ( 30230090 ,
30370258) .3 3 通讯联系人.
2004 - 10 - 18 收稿 ,2005 - 02 - 28 接受.
1 　引 　　言
生态系统氮循环是生态系统提供产品和其他生
态过程的重要基础 ,为自然的进化和人类社会的发
展提供了重要的物质基础. 在农田生态系统中 ,通过
生物固氮作用、施肥、灌溉、降水和播种等过程给作
物生长提供营养 ,作物吸收氮素后将其转化为人类
和动物必需的蛋白质 ,同时 ,作物在生长过程中 ,由
于不合理的施肥和田间水分管理措施 ,导致氮素通
过挥发、径流和渗漏方式损失到环境中 ,造成地表水
富营养化等环境问题[2 ,13 ,20 ,23 ,26 ] . 因此 ,氮素循环
和转化是农田生态系统中非常活跃的功能和过程 ,
给人类社会带来的影响也是非常复杂的. 目前 ,有关
农田生态系统氮素转化的经济价值的研究主要集中
在对农田氮素损失带来的环境问题的经济评价. 研
究者估算了为避免农田氮素损失导致的环境问题 ,
采用不同经济手段的农田氮素负荷消减成本[17 ,27 ] .
实际上 ,农田氮素的转化还包括氮素输入促进作物
生长以及产品收获给人类提供食物等方面. 因此 ,在
以上研究的基础上 ,我们根据田间实验和相关研究
的结果对稻田生态系统氮素在土壤、植物、水体、大
气等库之间的转化进行研究 ,并运用生态经济学方
法估算了氮素转化的经济价值 ,为更加全面地认识
农田氮素循环对人类福利的贡献提供科学依据.
2 　研究区域与研究方法
211 　研究区概况
实验于 2002 年 6～10 月在上海市南郊 ,奉贤县五四农
场进行. 实验地地处杭州湾北缘 ,具有明显的北亚热带季风
气候特征 ,冬冷夏热 ,四季分明 ,日照较多 ,降水充沛. 五四农
应 用 生 态 学 报 　2005 年 9 月 　第 16 卷 　第 9 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY , Sep. 2005 ,16 (9)∶1745～1750
场土地由 20 世纪 60 年代与 70 年代 2 次在滩涂上围垦而
成 ,地势平坦开阔. 土壤以中性壤土为主 ,少数为重质壤土 ,0
～20 cm 耕作层含盐量为 018 ‰,有机质为 12～14 g·kg - 1 ,
水解氮 (N)为 6015 mg·kg - 1 ,速效磷 ( P) 为 2311 mg·kg - 1 ,
速效钾 ( K)为 230 mg·kg - 1 ,p H 值为 7185～7192 ,地下矿化
度为年均 511 g·L - 1 .
212 　研究方法
21211 概念模型构建 　农田生态系统氮素转化分为输入和
输出两部分. 农田生态系统氮素转化的物理量可以通过实验
和相关研究结果直观反映 ,而农田氮素转化对人类、环境以
及可持续发展的影响 ,则需要以经济价值的形式表现 ,才能
使其被决策者、社会学家、经济学家和公众所理解 ,并能在多
种方案之间做出明智的选择 [6 ] . 生态系统服务功能的评价主
要以人类福利为中心 ,对人类福利有积极促进作用的服务和
功能其价值设为正 ;而损害人类福利的服务和功能其价值设
为负. 因此 ,稻田生态系统氮素转化功能的价值如下 :
氮素输入 　1)生物固氮 :将大气中的 N2 固定为可以被
植物利用的养分 ,其价值为正 ,可运用影子价格法计算 ;2) 种
子、施肥、灌溉、降水和气态沉降 :为稻田植物提供生长所需
要的氮素 ,其价值正 ,可运用市场价格法或影子价格法计算.
氮素输出 　1) 渗漏损失 :稻田氮素随液体渗漏至地下
水 ,导致地下水环境污染 ,对人类福利造成损害 ,其价值为
负 ,运用边际消减成本法计算 ;2)径流损失 :氮素随稻田排水
进入水体 ,导致水体富营养化的发生 ,对人类福利造成损害 ,
其价值为负 ,运用边际消减成本法计算 ;3) N2O 排放 :稻田生
态系统向大气排放 N2O ,加剧温室效应 ,对人类福利造成损
害 ,其价值为负 ,运用碳税法和造林成本法计算 ;4) 氨挥发 :
施加到稻田中的氮素挥发到空气中 ,其中大部分成为地表水
污染的来源 ,造成地表水富营养化 ,其价值为负 ,运用边际消
减成本法计算 ;5)收获 :水稻成熟收获后 ,秸秆中的氮素成为
能被人类管理和控制的养分 ,对人类福利产生积极影响 ,其
价值为正 ,运用影子价格法计算 ;而籽粒中的蛋白质为人类
提供营养 ,价值为正 ,运用蛋白质边际价格法计算.
21212 实验设计与测定 　1) 实验设计 :实验分为施氮量为
N020、N12225、N22300、N32375 和 N42525 kg·hm - 2 4 个处理.
氮肥均为尿素 ,在分蘖期和抽穗期分 3 次施用 ,未施农家肥.
每个处理设 3 次重复 ,小区随机分布. 供试水稻品种为
9734 ,水直播 ,播量 12715 kg·hm - 2 . 除施氮水平之外 ,小区
其他投入及管理措施与大田常规管理相同 ;2)稻田生物量及
其氮含量测定 :于水稻成熟期在不同处理小区取 3 大、3 小
和 4 中水稻植株 ,分为茎叶、穗和根在 120 ℃烘箱中烘烤 24
h 至恒重后测定其干重. 运用凯氏法测定水稻茎叶、穗以及
根部含氮量 ;3)渗漏液及田面水取样及氮素含量测定 :在水
稻播种前于各实验小区内地下 50 cm 处各埋设 1 根陶头管 ,
取渗漏液水样 ,同时取田面水水样 ,运用过硫酸钾氧化2紫外
分光光度法测定水样总氮含量 (该方法检测下限为 0105
mg·L - 1 ,测定上限为 4 mg·L - 1) ;4) 气体取样 :采用静态箱
法人工采集气体样品 ,利用惠普 5890 Ⅱ型气相色谱仪分析
N2O 浓度.
3 　结果与分析
311 　稻田生态系统氮素转化物理量
31111 稻田生态系统氮素输入 　1) 施肥 :作物氮素
的直接来源是土壤中的交换性铵、土壤溶液中的铵
以及硝酸态氮[12 ] . 加入土壤中的矿质氮素通过生物
交换作用 ,激发土壤氮的矿化量 ,增加了土壤氮素供
应 ,促进植物生长[31 ] . 研究表明 ,长江中下游地区氮
肥对水稻产量的增加效应为 1015 kg·kg - 1N (早稻)
和 812 kg·kg - 1 N (晚稻) [12 ] . 本研究中不同处理小
区的施氮量分别为 0、225、375 和 525 kg·hm - 2 (表
1) .
表 1 　稻田生态系统氮素输入
Table 1 Nitrogen input of rice paddy ecosystems ( kg·hm - 2)
处 理
Treatment
施 肥
Fertilization
降 水
Precipitation
生物固氮
Biological
nitrogen fixation
灌 溉
Irrigation
播 种
Seeding
输入合计
Sum of
N input
N0 0 11153 30 54145 2125 98123
N1 225 11153 30 54145 2125 323123
N3 375 11153 30 54145 2125 473123
N4 525 11153 30 54145 2125 6231233 由于数据不全未用 N2 处理数据 Treatment N2 was not included for lacking data. 下同 The
same below.
　　2)降雨 :2002 年水稻生育期内上海五四农场田
间降雨量为 68415 mm ,降雨中氮素含量取 11684
mg·L - 1 [29 ] . 苏成国等[21 ]的研究结果表明 ,水稻生
长季内大气降水带入稻田氮素为 715 kg·hm - 2 ,略
高于本研究结果.
3)生物固氮 :稻田生态系统通过土壤中的某些
细菌和蓝绿藻可以固定空中的氮素 ,为植物生长提
供养分. 水田通过生物固氮作用为作物提供的氮素
随着施氮量的增加而减少[10 ] . 本研究中稻田生物固
氮量均取值 30 kg·hm - 2 [30 ] .
4)灌溉 :上海市郊区农业灌溉水中氮含量较高 ,
在水稻生育期内 , 通过灌溉输入稻田的氮素为
54145 kg·hm - 2 [29 ] .
5)播种 :研究表明 ,我国南方水稻通过播种输入
稻田的氮素量为 2125 kg·hm - 2 [12 ] .
31112 稻田生态系统氮素输出 　1)收获移出 :田间实
验结果表明 ,随着施氮量的增加 ,水稻秸秆生物量显
著增加 ,同时秸秆中含氮量也有相似的趋势 (表 2) .这
主要是由于充足的氮素供应为早期水稻植株生长提
供了足够的养分 ,生物生产量增加. 而过量施加氮肥
易造成植株营养器官中氮素积累过多、生长过旺 ,但
水稻实粒数减少 ,千粒重下降 ,造成水稻产量不高 ,但
籽粒含氮量增加[14 ] .本研究结果表明 ,单位面积秸秆
6471 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　16 卷
和籽粒氮吸收都随施氮量的增加而增加.
2)径流输出 :农田径流输出氮素是造成地表水
污染、导致富营养化的主要原因. 本研究水稻生育期
内各实验小区径流排出水量约为 2193 m3 (小区面
积约为 25 m2) ,而小区田面水总氮含量随施氮量的
增加而增加 ,径流带出的氮素也随之增加 ,造成地表
水污染的危害增大 (表 2) . 张大弟等[28 ]的研究结果
表明 ,上海东片水田径流氮排放量为 1012 kg·
hm - 2 ,比本研究计算的结果稍大.
3)渗漏输出 :渗漏液中氮主要以硝态氮、铵态氮
和有机氮形式存在 ,其中有机氮只占很小比例[5 ] .
研究以距地表 40 cm 土层作为确定系统养分随渗漏
带走量的边界 ,测定各实验小区渗漏液总氮浓度. 本
研究没有测定稻田渗漏量 ,采用周根娣等[29 ]在上海
市青浦区测定的水稻生长季稻田田间渗漏结果 ,为
660 mm. 研究结果表明 ,随着小区施氮量增加 ,其渗
漏液中总氮浓度将增加 (表 2) . 这与连纲等[11 ]在太
湖地区稻田的研究接近. 而当季未施氮处理 (N0) 小
区的总氮渗漏浓度与施氮处理差距不大 ,这主要是
由于上季施氮后留存在土壤中的氮素为渗漏提供了
氮源[24 ] .
4) N2O 排放 :研究显示 ,施加尿素能显著增加
稻田 N2O 排放通量和季节排放量 (表 2) ,与徐华
等[25 ]的研究结果一致. 这主要是施加尿素增加了土
壤中 N H4 + 浓度 ,为硝化和反硝化作用的发生提供
了足够的氮源 ,促进了 NO2 - 的产生 ,增加了 N2O 排
放[14 ] .
5) 氨挥发 :曹金留等[4 ]研究表明 ,在不施加任
何氮肥情况下 ,稻田也存在少量氨挥发 ,约为 615
kgN·hm - 2 . 在环境因素相同情况下 ,稻田氮素氨挥
发损失比例随着施氮量的增加而增加 ,但是增加幅
度并不明显[19 ] . 宋勇生等[19 ]的研究结果表明 ,稻田
氮素施用量倍增后 ,尿素挥发比例只增加约 112 %.
本研究中没有对氨挥发量进行观测 ,因此采用相关
研究结果 :N3 处理接近当地常规氮肥用量 ,其氨挥
发比例采用庞金华等[16 ]在上海郊区得出稻田尿素
氨挥发的比例中值 43 % (范围为 30 %～55 %) ; N1
处理和 N4 处理则分别下调和上调 2 %(表 2) . 本研
究中氨挥发成为稻田氮素损失的主要途径是由于尿
素表施后在田面水中水解 ,增加了田面水中氨氮浓
度 ,加剧了 N H3 挥发 ;另一方面 ,研究区 p H 值偏
高 ,约为 7185～7192 ,将显著增加氨挥发损失[9 ] .
31113 稻田生态系统氮素平衡 　从稻田生态系统在
生长季内氮素的收支状态来看 ,当季没有施加氮肥
的处理 (N0) ,氮素赤字达 41179 kg·hm - 2 ;而随着施
氮量的增加 ,稻田氮素盈余不断增加 (图 1) . 研究区
所在的农场稻田一般施氮量在 360 kg·hm - 2左右 ,
接近 375 kg·hm - 2 (N3) ,其田间氮素盈余达 54115
kg·hm - 2 ,接近该处理施氮量的 1/ 7. 而且有研究表
明 ,熟化土壤中作物吸收氮素大约一半到一半以上
来自土壤 ,田间剩余氮素一部分可以留存在土壤中 ,
作为下一季农业生产的氮素来源 ,同时 ,大部分氮素
可能为氨挥发、径流、渗漏以及其他形式的损失提供
氮源 ,导致环境污染[30 ] . 因此 ,减少氮肥使用量 ,提
供肥料利用率是缓解农业生产造成的环境损失的重
要措施.
表 2 　稻田生态系统氮素输出
Table 2 Nitrogen output of rice f ield ecosystems
氮素输出方式
Ways of N output
N0 N1 N3 N4
收获移出 秸秆 生物生产量 Biomass(kg·hm - 2) 5985 7098 10962 12285
N output by harvest Stalk 含氮量 N content ( %) 0164 1106 0198 1108
吸氮量 N uptake (kg·hm - 2) 38130 75124 107143 132168
籽粒 生物生产量 Biomass(kg·hm - 2) 7542 10616 10329 9585
Seed 含氮量 N content ( %) 1103 112 1125 1131
吸氮量 N uptake (kg·hm - 2) 77168 127139 129112 125157
吸氮量小计 Sum of N uptake (kg·hm - 2) 115198 202163 236155 258125
径流损失 田面水氮素浓度 N concentration of surface water in field (mg·L - 1) 2193 2196 3136 3151
N loss by drainage 径流深度 Depth of draining water (mm) 121188 121188 121188 121188
径流带出氮量 N loss by drainage (kg·hm - 2) 3157 3161 4109 4127
渗漏损失 渗漏量 Depth of leaching water (mm) 660 660 660 660
N loss by leaching 渗漏液总氮浓度 N concentration of leaching water (mg·L - 1) 2114 2142 2170 3127
氮素渗漏量 N loss by leaching(kg·hm - 2) 14112 15199 17184 21160
N2O 排放 排放通量 N2O flux (mg·m - 2·h - 1) 0101 0102 0103 0107
N2O emission 释放 N2O 量 N2O emission (kg·hm - 2) 0115 0121 0130 0167
氨挥发 氨挥发比例 Ratio of NH3 volatilization to N fertilization ( %) - 41 43 45
NH3 volatilization 氨挥发量 N loss by NH3 volatilization (kg·hm - 2) 615 92125 161125 236125
输出合计 Sum of N output (kg·hm - 2) 140132 314169 420102 521104
74719 期 　　　　　　　　　　　　　肖 　玉等 :稻田生态系统氮素转化经济价值研究 　　　　　　　　　　　
图 1 　稻田生态系统氮素平衡
Fig. 1 Balance of nitrogen budget of rice paddy ecosystems.
312 　稻田生态系统氮素转化的经济价值
31211 稻田生态系统氮素输入的经济价值 　稻田生
态系统氮素输入增加稻田土壤氮素含量. 这些氮素
可以为水稻提供生长所需的养分 ,提高谷物产量 ,改
善籽粒品质[18 ] ;同时也可以培肥土壤 ,为以后田间
作物生长提供养分[12 ] . 据农业部土肥处统计 ,2004
年 1～5 月份全国尿素月平均价格为1 53718元·
t - 1 ,尿素含氮量为 46 % ,因此计算得到尿素中纯氮
价格为 3134 元·kg - 1 . 由于所有小区的降水、生物固
氮、灌溉和播种等因素几乎相同 ,因此施氮量的不同
是稻田生态系统氮素输入的经济价值存在差别的主
要原因. 施氮量最大的 N4 处理提供了最高的氮素
输入经济价值 ,而 N0 因为当季没有施加氮肥 ,其氮
素输入经济价值最低 (表 3) .
表 3 　稻田生态系统氮素输入经济价值
Table 3 Economic values of nitrogen input in rice f ield ecosystem
( yuan·hm - 2)
处 理
Treatment
施 肥
Fertilization
降 水
Precipitation
生物固氮
Biological
nitrogen fixation
灌 溉
Irrigation
播 种
Seeding
输入合计
Sum of
N input
N0 0 38153 100129 182103 7152 328137
N1 752118 38153 100129 182103 7152 1080155
N3 1253163 38153 100129 182103 7152 1582100
N4 1755108 38153 100129 182103 7152 2083145
31212 稻田生态系统氮素输出的经济价值 　1) 收获
移出 :研究结果表明 ,施加 225 kg·hm - 2氮素的稻田
提供的秸秆的经济价值为当季不施肥的 2 倍多 ;当
施肥量进一步增加时 ,秸秆的经济价值增加并不明
显 (表 4) . 而关于水稻籽粒中氮素 ,或者蛋白质的价
值还没有人作过计算 ,也没有关于稻谷氮含量与其
市场价格之间关系的研究报道. 在此 ,根据 2004 年
6 月份美国小麦协会 ( United States Wheat Associ2
ates)的每周小麦价格报告中 3 个地区两个小麦品种
蛋白质含量和离岸价格之间的关系 ,计算单位蛋白
质含量增加引起的小麦市场价格的增加量 ,即为小
麦所含蛋白质的边际价格 (表 5) . 计算结果表明 ,小
麦中纯氮的边际价格为 21168 元·kg - 1 ,以此作为水
稻籽粒中纯氮的替代价格.
表 4 　稻田生态系统氮素输出经济价值
Table 4 Economic values of nitrogen output of rice f ield ecosystems
( yuan·hm - 2)
处理 Treatment N0 N1 N3 N4
收获移出 N output by harvest 1804177 2998172 3135127 3163134
　　秸秆 Stalk 127105 251105 357166 444136
　　籽粒 Seed 1677172 2747167 2777161 2718198
渗漏总氮 N loss by leaching - 1257140 - 1330128 - 1454182 - 1952105
N2O 排放 N2O emission - 29164 - 41195 - 60138 - 135101
径流损失 N loss by drainage - 282132 - 285150 - 324111 - 338129
氨挥发 NH3 volatilization - 514148 - 7301159 - 12762194 - 18699119
输出合计 Sum of N output - 279107 - 5960160 - 11466198 - 17961120
表 5 　2004 年 6 月小麦蛋白质边际价格
Table 5 Marginal price of wheat protein in June of 2004
地 区
Region
小麦品种
Variety of
the wheat
蛋白质边际价格
Marginal price of
wheat protein
(USD ＄·kg - 1)
纯氮边际价格 3
Marginal price
of N of wheat
(yuan·kg - 1)
大湖区 Great Lake Area A 014 19171
墨西哥湾 Mexico Bay A 0172 35148
B 0135 17125
太平洋西北部 A 0137 18123
Northwest part of the Pacific B 0136 17174
平均 Average - 0144 211683 蛋白质含量 = 纯氮含量×5195 Protein content = pure N ×5195 [22 ] ;
1USD ＄ = 81282 yuan ( 20041816 ) ; A : 硬红春麦 Hard red spring
wheat ;B :硬红冬麦 Hard red winter wheat .
　　结果表明 ,施氮量为 375 kg·hm - 2的小区 ,提供
了最高的籽粒氮素经济价值 (表 4) . 当施加更多氮
素使得籽粒含氮量增加 ,但是单位面积稻田产量降
低 ,因此其籽粒移出氮素经济价值也降低.
2)渗漏输出 :渗漏液中硝态氮、亚硝态氮和氨氮
的输出都将导致水体污染. 一方面 ,农田渗漏氮素转
移到地表后 ,会引起地表水富营养化[2 ] ;另一方面 ,
医学研究已经证实饮水中的硝酸盐会导致高铁血红
蛋白症和胃癌等发病率的增加[7 ] . Berntsen 等[2 ]估
算了欧盟国家运用不同税收政策减少壤土性农田氮
素渗漏的边际社会消减成本为 913 　·g - 1 (征收施
用化肥氮税)和 619 　·g - 1 (征收剩余氮素氮税) ,其
均值为 811 　·g - 1 , 即 81180 元·kg - 1 ( 1 　 =
1010988 元 ,20041816) . 因为本研究土地利用方式
以及土壤属性与 Berntsen 等的研究接近 ,因此以该
值计算稻田氮素渗漏环境损失. 由于我国现实的社
会费用水平与欧洲国家存在很大差异 ,因此该结果
可能高估了研究区稻田渗漏损失导致的环境成本.
研究结果表明 ,施氮量最大的 N4 处理氮素渗漏量
最多 ,其造成的损失也最大 (表 4) .
3) N2O 排放 :施加到稻田生态系统的氮素一部
分将通过硝化和反硝化作用转化为 N2O 释放到大
气中 ,破坏大气化学组分的平衡 ,加剧温室效应[3 ] .
8471 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　16 卷
依据 N2O 的全球增温潜力指数 ( GWP) 为 320 [8 ] ,将
其排放量换算为具有同等温室效应的 CO2 ,然后根
据碳税法 (11245 元·kg - 1)和造林成本法 (为 012609
元·kg - 1) [15 ] ,计算 N2O 排放的经济价值. 研究结果
表明 ,氮肥施用量的增加促进了 N2O 的排放 ,其价
值也随之增加 (表 4) .
4)径流损失 :稻田生态系统氮素的通过田面径
流直接排放到地表水体 ,导致地表水富营养化.
Turner 等[23 ]计算了波罗的海沿岸国家通过改变农
业措 施 减 少 氮 素 负 荷 的 消 减 成 本 为 11518
SEK·kg - 1 ,通过修建湿地消减氮素的成本为 3013
SEK·kg - 1 ,二者均值为 73105 SEK·kg - 1 ,即为
79115 元·kg - 1 (1 SEK = 1108346 元 ,20041816) .
而实验地所在的五四农场紧邻杭州湾北缘 ,与波罗
的海周边农业特征相似 ,因此以该值计算稻田氮素
径流损失导致地表水富营养化的损失价值. 由于两
地社会经济状况的差异 ,该结果可能高估了研究区
稻田径流损失导致环境成本. 结果表明 ,随着施氮量
的增加 ,径流输出氮量也增加 ,其导致环境损失价值
也随之增加 (表 4) .
5)氨挥发 :挥发到空气中的氨绝大部分以干湿
沉降的形式返回地面 ,形成酸雨 ,加速水体富营养
化[2 ,23 ] . 因此 ,本文假设所有挥发的氨都将成为地
表富营养化的来源 ,运用 Turner 等[23 ]氮素负荷的
消减成本 79115 元·kg - 1计算其价值. 研究结果表
明 ,稻田氨挥发导致环境损失价值在所有损失价值
中占绝对优势 (表 4) .
31213 稻田氮素转化综合价值 　对稻田生态系统氮
素转化的输入和输出两个过程进行综合研究显示 ,
当季不施氮 (N0) 处理的稻田氮素转化价值为正 ,约
为 136125 元·hm - 2 ,表明在这种田间管理方式下 ,
稻田氮素转化促进了人类福利 ,为人类的可持续发
展起着积极的作用. 而 3 个施氮 (尿素) 处理稻田氮
素转化的综合价值都为负值 ,且负价值随施氮量的
增加而急剧增加 (图 2) . 对于施氮量最高的 N4 处
理 ,由于其氮素损失量最大 ,同时过多的氮肥导致水
稻经济产量下降 ,其氮素转化的负价值最多 ,为
- 15 718145元·hm - 2 . 这主要是因为作物在生长过
程中利用的氮素有限 ,施加过量的氮素 ,只能为稻田
氨挥发、径流输出和渗漏等途径的氮素损失提供充
足的氮源 ,导致相应的环境问题加剧. 影响氮素损失
的主要因素包括化肥的种类和施用量、施用方式、田
间水分管理等. 因此 ,为了减少稻田氮素转化给环境
和人类社会造成的损害 ,需要减少化肥用量 ,提高化
肥利用率 ,改善田间水分管理方式 ,才能在满足人类
对粮食需求的同时 ,将农田对人类的提供福利最大
化.
图 2 　稻田生态系统氮素转化综合价值
Fig. 2 Integrated economic values of nitrogen transformation by rice field
ecosystems.
4 　讨 　　论
　　通过稻田田间实验并结合相关研究结果发现 ,
当季不施氮肥的处理小区氮素收支出现赤字 ;而施
加氮肥的处理小区氮素收支出现盈余. 通过不同的
环境经济学和生态经济学方法 ,估算了不同施氮处
理稻田氮素转化对环境和人类社会的经济价值. 研
究结果表明 ,不施氮处理小区单位面积稻田提供的
氮素转化综合价值为正 ;而施加氮肥的小区其氮素
转化的综合价值都为负. 施氮处理小区氮素转化的
负价值主要是由于过量氮肥导致田间氮素以氨挥
发、渗漏和径流方式损失 ,产生了相应的环境问题.
本研究估算稻田氮素径流损失、渗漏损失和氨
挥发的环境成本所用的氮素污染边际消减成本主要
是根据欧洲政府通过征收氮税减少农民氮肥用量来
估算 ,由于我国没有通过征收氮税来减少农业氮肥
施用量的政策 ,不能通过效益转化的方法来估算我
国氮素消减边际成本法[1 ] ,因此只能通过货币换算
来直接使用该氮素污染边际消减成本 ,虽然由于社
会费用的差异会使该值估算的稻田氮素污染环境成
本与我国的实际情况存在差异 ,但其方法较为科学
和可靠 ,具有一定的指导意义.
随着社会的发展 ,我国农业生产的集约化程度
越来越高 ,单位农田年化肥施用量不断增加 ,相应的
农田氮素损失量也越来越大 ,给环境和人类社会造
成了严重的威胁. 目前 ,欧洲国家采取给农民传授提
高化肥利用率的知识和技能、征收化肥税、交易许可
证制度、政府补贴等措施来解决农业生产导致的养
分污染问题[27 ] . 因此 ,对我国农业生产而言 ,采取某
94719 期 　　　　　　　　　　　　　肖 　玉等 :稻田生态系统氮素转化经济价值研究 　　　　　　　　　　　
些措施鼓励和敦促农民在保证粮食生产的同时 ,提
高氮肥利用率 ,减少氮素损失带来的环境问题 ,是目
前农业生产亟待解决的问题.
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作者简介 　肖 　玉 ,女 ,1976 年生 ,博士生. 主要从事生态系
统服务功能研究 ,发表论文 10 余篇. Tel : 010264889451 ; E2
mail :xiaoy @igsnrr. ac. cn
0571 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　16 卷