對黔江地區規模化生豬生產情景的調研

龔蘭芳，韋純勇

（重慶市黔江區畜牧獸醫局，重慶 409000）

重慶生豬養殖數量在全國一直位居前列，而黔江區也是全國生豬調出大縣之一。在全區范圍內都有生豬養殖，生豬產業是黔江區的三大農業產業之一。但從總體上來說，生豬養殖水平仍然不高，而且存在比較嚴重的環境污染問題。目前，黔江區規模化生豬生產模式中各種具體環境影響系數和資源利用效率尚不清楚，不利于生豬養殖業清潔生產的推進和可持續發展。為了不受生產過程的束縛和避開不確定因素的影響，本文把生命周期評價（LCA）方法與情景分析法結合起來分析黔江區生豬生產中主要的污染物排放和資源消耗，為黔江區生豬養殖環境影響評估和養殖業主減排提供參考。

1 調查目標和范圍的定義

1.1 調查的目標

采用LCA 方法和情景分析法相結合的方式對重慶市黔江區典型山地規模化生豬生產情景進行生命周期清單分析，揭示生豬生產系統中的資源利用效率和污染物排放量。

1.2 調查的范圍

本調查分析了生豬生產的生命周期主要階段的環境影響，包括原料生產、運輸和生豬飼養過程。但沒有包括豬的屠宰、加工及包裝、運輸過程。

1.2.1 生豬生產系統的情景描述和參數設定

以下設定的情景參數來源于抽樣調查和咨詢專家，還有部分數據是對未來可能情況的估計：

1）飼料來源：能量飼料主要為玉米為主的谷物，黔江本地購買20%，重慶市購買50%，從省外購買30%，蛋白飼料以購買濃縮飼料為主。飼養期160 d 左右，出欄平均重量為90 kg；

2）品種50% 為洋二雜豬，屠宰率70%；50%為洋三元，屠宰率72%，平均胴體重64 kg，全程料肉比3.2 ∶1；

3）糞便處理及利用：糞便進行發酵處理，污水進行沼氣池處理，80%直接還田，20%貯存后利用，還田后滲漏污水COD 為300 mg/L。

1.2.2 邊界限制

本調查沒有包括養豬設備、機械和建筑方面，并按照環境管理生命周期評價目的與范圍的確定和清單分析（ISO14041）中關于物質材料舍棄原則的規定，對小于總量5%或環境關聯性小的材料進行了剔除[1]。

設定濃縮料中含豆粕70%、菜籽粕10%，其余成分的資源消耗數據尚不清楚，沒有加以考慮，其中豆科植物生產中農資消耗為谷物生產的1/3。礦物質、消毒劑和各種小型設備設施均因缺少數據而沒有包括。

1.3 功能單元

本研究中功能單元（FU）定義為“1 kg 豬胴體”。

1.4 物流、能流和排放分配

根據生命周期分析法（SETAC）提出的對等分配法[2]，全部按土地占用對等分配。在情景中本地購買谷物，運輸距離假設為20 km，飼料原料生產的能量消耗和化肥、農藥、地膜等使用量按《黔江統計年鑒—2009》計算黔江平均水平[3]；在重慶市內購買谷物，運輸距離假設為100 km，飼料原料生產的能量消耗和化肥、農藥、地膜等使用量按《重慶市統計年鑒—2009》計算重慶市平均水平[4]；外省購買玉米，運輸距離平均按1000 km 計算，飼料原料生產的能量消耗和化肥、農藥、地膜等使用量按《中國統計年鑒—2009》計算全國平均水平作為相關參數[5]。由于大豆中生產的油料沒有在本研究的系統范圍內，本文按粕和油比例及其經濟價值進行分配。各種副產物和相應作物之間也按經濟價值進行分配。

1.5 數據質量的說明

1）作物生產中的相關數據主要來自2009 年統計年鑒中給出的2008 年的生產數據。農資消耗量按相應的原料消耗量和各統計年鑒主要谷物單產量折算成相當的土地面積。

2）生豬飼養過程的污染排放參考近年的研究文獻，結合調查中收集的數據進行校正。

2 清單分析

2.1 飼料原料生產過程

生豬飼養的原料消耗主要是飼料，而飼料以玉米為主，所以以玉米生產的資源消耗為對照進行計算。玉米生產主要是消耗土地、肥料（N、P、K）、農藥、地膜。為了根據相當的谷物面積折算出各種原料的單位生產面積農資消耗量，本調查采用任繼周、林慧龍提出的“農田當量”計算[6]。根據谷物每公頃產量，可折算出每頭豬的土地占用。另外，在飼料加工和運輸中分別消耗電能和石化能量，飼料加工量為288 kg/頭，電力能源折算為標準煤為0.0536 kg標準煤/FU，運輸的能源消耗按前面設定的分配方法計算柴油消耗并折算為標準煤，為0.0087 kg 標準煤/FU。飼養規模為100 頭生豬計算其消耗量見表1。

2.2 生豬飼養過程

在該情景下的生豬飼養過程的污染排放清單中，主要分析糞便和尿液的產生量、養分含量和主要的溫室氣體產生量。對惡臭氣體、噪聲和病原體的環境污染，因目前缺少其對健康的影響潛勢方面的量化數據，沒有進行分析。

表1 該情景中飼養每頭豬的飼料生產土地占用面積當量

表2 該情景中生產每FU 豬肉產品所需農資投入量

表3 該情景中每FU 豬肉不可更新能源消耗

表4 每頭豬生命周期中糞便和尿液的產生量及養分含量

2.2.1 該情景下糞便和尿液的產生量及養分含量

情景中糞尿都采取了干稀分流，但沖洗水量相對較大，顯著增加了尿污總量，調查數據見表4。

2.2.2 NH3的排放量估計

從世界許多國家生豬生產過程中的NH3的排放估算資料可以看出，估計方法主要有2 種，一種是直接測量揮發通量，另一種是采用質量平衡法估計。生豬飼養過程中，NH3的排放主要發生在豬舍和糞池。趙素芬[7]對集約化豬場豬舍和糞池的NH3排放量測定得到平均每頭每天4.584 g。汪善鋒[8]對規模豬場的育肥舍氨氣濃度測定得出的NH3排放量平均為每頭每天6.377 g。綜合以上研究結果，生豬養殖過程中NH3排放量占總氮排泄量的15%左右，因此可推算出黔江區山地規模化生豬生產情景中NH3的釋放量為：平均每頭每天NH3排放量（g/d）：6.257；每功能單元NH3排放量（g/FU）：15.643。

2.2.3 N2O-N 的排放量估計

政府間氣候變化專門委員會（IPCC，2000） 給 出 的 豬 糞 水貯存過程中N2O 的揮發釋放因子為0.001 kg N2O-N/kg 糞水N（去掉以NH3形式揮發的N）。由于NH4-N 沉淀物引起的N2O 的間接釋放有很大的不確定性，IPCC 建議為0.01 kg N2O-N/kgNH4-N 沉淀物。因此估算的N2O-N排放數據為：每頭豬N2O-N 的釋放總量（g）：15.243；每功能單元N2O-N的釋放總量（g/FU）：0.238。

2.2.4 甲烷的釋放量估計

根據IPCC（1997）的報告，由于腸道發酵而排放的甲烷量為1.5 kg/豬，其平均飼養天數為165 d（本調查養殖場平均飼養天數為160 d），推斷出腸道甲烷釋放量為（忽略飼料和品種差異變化）：22.727（g/FU）。

另外，根據IPCC（1997）的報告，糞便貯存過程中甲烷的釋放量為：

（其中，VS 為動物排放的不穩定固形物，一般占糞便干物質的87%；BO表示甲烷產生潛勢，對于豬，IPCC（1997）的推薦值是0.45 m3CH4/kgVS；MCF指的是甲烷轉化因子，對于豬糞水，IPCC（1997）的推薦值是10%，而豬糞直接施用到土地中時，IPCC（2000）的推薦值是1%，可以得出：豬糞水中釋放量（kg/頭）：7.290；直接施用糞便的釋放量（kg/頭）：1.990；每功能單元釋放量（kg/FU）：0.145。

2.2.5 動物生產中的能源消耗

根據調查，黔江山區規模化養殖場生豬生產中的電能消耗平均約為13.8 kwh/頭。

3 影響評估

SETAC 和英國環保協會（EPA）都傾向于把影響評價定為“三步走”的模型：影響分類、特征化和量化。就是利用清單分析所獲得的數據，進一步對生豬生產系統進行環境影響評價。本調查的清單分析采用功能單元為“1 kg 胴體”，特征化是指在同一種環境影響類型內對換算結果進行合并，以得到具有統一單位的量化指標--類型參數，它反映了生產系統對各種環境影響類型的影響潛勢[9]。加權評估則是通過對各影響類型賦予不同的權重，以實現類型數據的環境影響歸一化，從而可以對生產系統的環境影響進行比較。

3.1 資源消耗

根據清單分析結果，可得出該情景下的資源消耗和污染排放環境類型參數估計量。

3.1.1 水資源消耗

《中國統計年鑒—2009》表明我國人均水資源量為2071.1 m3，《黔江統計年鑒—2009》表明黔江人均水資源量為2035.1 m3。按《中國統計年鑒—2009》中2008 年的全國和重慶市有效灌溉面積和農業用水量數據計算飼料作物生產部分的用水量，動物生產部分的用水量分為豬的平均飲水量和沖洗水量2 部分，豬的平均飲水量參考《養豬大全》[10]計算。另外，在該情景中以污水形式還田的水量估計占總污水的20%。可以得出表5。

表5 生產每功能單元水資源消耗

3.1.2 不可更新能源消耗

每功能單元不可更新能源消耗的計算根據梁龍對華北平原冬小麥—夏玉米種植系統生命周期環境影響評價的計算方法（91.63 MJ/kg.N）得出氮肥生產的能耗[11]。其余農資根據李震鐘《家畜生態學》中介紹的能量折算系數計算[12]。結果見表6。

3.1.3 土地占用

在該情景中土地占用面積主要考慮了大宗原料如玉米和豆粕生產的土地面積。動物生產中占用土地面積參數為：2 m2/頭。其結果為：

每頭飼料生產面積（m2/ 頭）：701.36；每頭占用土地面積（m2/頭）：703.360。

每功能單元土地占用（m2/FU）：12.130。

如果按黔江區年出欄80 萬頭生豬計算，該情景生產生豬在土地資源消耗上和人多地少的區情是相適應的。

表6 該情景下不可更新能源消耗量 MJ/FU

3.2 溫室氣體排放

溫室氣體的排放主要是指CO2、CH4和N2O 氣體向空氣中釋放量。在京都議定書（《聯合國氣候變化框架公約》）中要求發達國家到2010 年時溫室氣體（GHG）排放量要在1990 年的水平上降低6%。該生產過程的溫室氣體排放可以通過IPCC（1997）確定的當量系數轉化為CO2當量（見表7），從而可實現數據特征化。

表7 溫室氣體數據特征化的當量系數

本文中作物生產中釋放的溫室氣體量參考梁龍對華北平原冬小麥—夏玉米種植系統生命周期環境影響評價研究，生豬飼養中豬的CO2排放按趙書廣主編《養豬大全》中每頭豬平均CO2排放量計算，其余部分按清單分析結果計算：

CO2排放量：1.320kgCO2-eqv./FU；CH4排放量：2.5582 kgCO2-eqv./FU；

N2O 排放量：0.1189 kgCO2-eqv./FU；合計：3.9971 kgCO2-eqv./FU；

3.3 富營養化

各種富營養化物質的特征化因子見表8。[13]

表8 富營養化特征化因子

生豬生產過程的富營養化特征化效應為：

揮發到空氣中的NOx：0.01973 kgO2-eqv./FU；揮發到空氣中的NH3：0.47518 kgO2-eqv./FU；

進入水體的NO3-：0.60174 kgO2-eqv./FU；進入水體的PO43-：0.69966 kgO2-eqv./FU；

COD：0.02064 kgO2-eqv./FU；合計：1.81695 kgO2-eqv./FU；

3.4 酸化潛勢

各種酸化效應物質的特征化因子（見表9）[14]。

表9 酸化效應特征化因子

生豬生產過程的酸化潛勢效應為：

揮發到空氣中的NOx：0.00233 kgSO2-eqv./FU；揮發到空氣 中 的NH3：0.05653 kgSO2-eqv./FU；

揮發到空氣中的SO2：0.00551 kgSO2-eqv./FU； 合 計：0.06437 kgSO2-eqv./FU；

根據以上分析，加權各項影響因素，結果見表10。

表10 生豬養殖生命周期加權環境影響潛勢值

4 討論

從調查結果可以得出，對于水資源消耗，飼料作物生產階段的環境影響貢獻最大，在97.5%以上，說明在生豬生產全生命周期中，飼料原料生產節水技術應用對于減少水資源消耗具有最為重要的意義。

對于土地資源的消耗，飼料作物生產階段消耗的土地資源比例最大，主要與黔江人均耕地少、生豬養殖集約化程度較低有關，此外，飼料作物生產水平和生豬飼養中飼料報酬較低也間接造成土地占用的增加。

不可更新能源的消耗比例最高的仍然是飼料作物生產過程，占到生命周期能源消耗的82.7%，其中投入在氮肥生產的能源消耗一項占生命周期能源消耗的比例最為突出，達55.3%，其次是電力消耗占到了11.2%以上。說明生豬生產系統的能源利用效率的提高最為重要的環節是，飼料作物生產過程的無機氮肥的利用效率。要減少無機氮肥的使用量，一方面應當改進飼料作物生產技術水平，另一方面應當加大有機肥還田的比例，同時提高生豬飼養過程的飼料利用效率，最終實現能源的節約。

溫室氣體排放重點在廢物處置、飼料作物生產、生豬飼養三個過程中，使用污水好氧處理，使甲烷氣體轉化為CO2，可以減輕溫室效應，飼料作物生產過程的溫室氣體排放相對比例較小。

富營養化潛勢在廢物處置、飼料作物生產、生豬飼養三個過程中，影響主要產生于作物生產中施肥方法不當造成的養分滲濾流失、生豬飼養過程中廢物處理和利用少而直接向水體排放，因此，廢物處置階段的糞尿有效管理和廢物無害化、資源化利用的技術水平提高對減輕水體富營養化程度最為重要。

5 結論

本調查結果表明，在黔江區生豬生產中，環境問題優先序列為土地占用→富營養化潛勢→酸化效應→水資源消耗→氣候變暖→不可更新能源耗竭。對不同生產階段的環境影響貢獻的分析表明，在水資源消耗、土地占用和不可更新能源耗竭方面，飼料原料生產過程的環境影響貢獻最大，而氣候變暖、酸化和富營養化等方面則以廢物處理和利用階段的環境影響貢獻最大。生豬生產過程的飼料轉化率低是造成土地占用高和不可更新能源耗竭量大的間接原因。作物生產中施肥方法不當和使用量偏高是造成富營養化和石化能源耗竭指數偏大的主要原因。

6 意見和建議

解決生豬生產情景環境污問題的方法，首先是加大有機肥還田的比例，合理配方施肥和測土施肥，提高飼料作物生產技術水平，增加土地單產，降低每功能單元的氮肥投入和養分流失，減少飼料原料運輸的能源消耗；其次是要通過品種改良、科學合理配制飼料、改善飼養管理方式和養豬環境，提高飼料利用效率，減少廢物排放和營養物質損失；最后是要改進廢物處理技術，并對處理產生的有機肥和甲烷加以充分利用。

以上分析說明，生豬生產過程的環境影響實際上與其生命周期各個階段的生產效率和技術水平密切相關，采取循環經濟模式并提高能源和原材料的利用效率，實現清潔生產，不僅可以降低生產成本，提高經濟效益，更重要的是可以最大限度地減輕對環境產生的各種不利影響。從這個意義上來說，實施生豬養殖的清潔生產可以在保護環境的同時提高經濟效益，因此能很好地協調經濟發展和環境保護之間的矛盾，是未來豬肉生產的必然選擇。

[1] Miner J. L，Cederberg C. A，Nielsen M. K . Conjugated linoleic acid (CLA)，body fat，and apoptosis.[Journal article] . Obesity Research .North American Association for the Study of Obesity (NAASO)，Silver Spring，USA：2001（9）：2， 129-134.

[2] 夏添，鄧超，吳軍.生命周期評價的算法研究[J].計算機工程與設計，2005（7）：1681—1683.

[3] 《黔江統計年鑒-2009》.黔江統計局，2009 年10 月.

[4] 《中國統計年鑒-2009》.中國統計局，2009 年10 月.

[5] 《重慶市統計年鑒-2009》.重慶市統計局，2009 年10 月.

[6] 任繼周，林慧龍.農田當量的涵義及其所揭示的我國土地資源的食物生產潛力——一個土地資源的食物生產能力評價的新量綱及其在我國的應用[J].草業學報，2006，15（5）：1-10.

[7] 趙素芬.集約化養殖場氨氣排放及控制研究進展[J] .農機化研究，2005（1）:88-90.

[8] 汪善鋒，楊彩梅.豬舍中氨的釋放及其日糧調控[J].中國畜牧雜志，2005（7）：頁碼.

[9] 張楊，陳莎，劉尊文.生命周期評價在環境保護中的研究與應用[J].環境保護，2009（6）：59-61.

[10] 趙書廣.《養豬大全》[D].北京：中國農業出版社，2001：頁碼.

[11] 梁龍，陳源泉，高旺盛.華北平原冬小麥—夏玉米種植系統生命周期環境影響評價[J].農業環境科學學報，2009（9）：1992-1996.

[12] 李震鐘.《家畜生態學》[D].北京：中國農業出版社，1995：頁碼.

[13] Lindfors L. G，Christiansen K，Hoffman L . Nordic guidelines on life-cycle assessment. Copenhagen(Denmark). NMR. 1995, 224 （未找到相應文章）

[14] 靳軍，鄭麗娜，宿秋蘭.東營市酸雨狀況對農業的影響及應對措施[J].安徽農業科學，2009（24）：11617-11618.