基于種養平衡的中國耕地畜禽糞尿負荷預警與治理模式效果研究

李鵬程，韓成吉，石自忠，王明利

（中國農業科學院農業經濟與發展研究所，北京 100081）

改革開放以來，中國畜禽養殖業發展迅速，產業整體素質實現了質的飛越，現已成為世界上最大的肉、蛋生產國[1]。伴隨著畜禽養殖業的迅猛發展，養殖排放也隨之增多，至2015年中國畜禽糞尿排放已達到31.58億t[2]，如何對這大量的畜禽糞尿進行有效處理已成為社會各界關注的熱點。實踐表明，將畜禽糞尿作為養分進行還田利用，是最為經濟可行的處理方式[3]。然而，其同時也是引起污染的重要因素，一旦耕地負荷量超過作物養分需求，則將造成地下水亞硝酸鹽污染、江河水體富營養化、土壤礦物質損失等諸多危害[4-6]。因此，從連接種植業與畜牧業的種養平衡視角出發，進行耕地畜禽糞尿負荷污染風險預警，以及分析污染治理模式效果，對于防治相關污染具有重要的現實意義。

已有大量學者基于種養結合視角，對各地區耕地畜禽糞尿負荷情況進行了分析。一些學者基于畜禽糞尿與作物養分需求之間相對大小這一實際情況，對各地區耕地畜禽糞尿負荷污染風險進行了評價，并由此提出進行總量控制的政策建議；養分的揮發、損耗、土壤供氮能力、災害對作物養分需求的影響等情況相繼被納入到測算體系之中[7-10]。另有一些學者在現狀分析的基礎上，基于不同有機無機配施比例這一假設，運用比較靜態分析對各地區污染風險進行了預測，并認為在具有承載潛力的地區，可通過有機替代無機的方式擴大畜禽養殖規模，而養分盈余地區則需要移除多余部分[11-12]。

上述研究對于摸清中國耕地畜禽糞尿負荷情況提供了堅實的基礎，但仍存在以下不足：一是研究方法上，現有文獻多是采用靜態或比較靜態分析，忽視了對中間過程的動態考量；二是研究對象上，現有研究主要圍繞種植業、畜牧業兩方面展開，忽視了社會、經濟因素對于畜禽養殖排放污染存在的影響；三是研究內容上，現有研究多是對現狀進行分析，或是在有機肥投入占總養分投入不同比例的假設下進行預測，缺乏對未來實際情況的預警，同時也缺乏對相關治理模式效果的評價。鑒于此，本研究基于種養結合視角，定義“畜禽糞尿污染風險指數”，同時將社會、經濟、種植業、畜牧業納入風險指數核算體系，運用系統動力學方法構建耕地畜禽糞尿負荷系統，動態分析系統各部分間存在的相互作用，預警2018—2025年中國耕地畜禽糞尿負荷污染風險，并從污染治理效果及對作物養分供給影響兩個方面，對治理模式的效果進行評價，最終為制定畜禽糞尿治理政策措施提供參考。

1 數據來源與方法

1.1 數據來源

本研究所涉及的經濟社會發展狀況、畜禽養殖量和農作物產量等數據均來源于歷年《中國統計年鑒》《中國農業年鑒》《國民經濟統計公報》《中國畜牧獸醫年鑒》以及《中國農業產業發展報告》。

1.2 方法

預警模型實質上由評價模型和預測模型構成[13]。本研究構建畜禽糞尿污染風險指數評價耕地畜禽糞尿負荷污染風險，采用系統動力學模型預測風險指數、仿真污染治理模式效果。

1.2.1 基于種養平衡的耕地畜禽糞尿負荷污染風險評價模型

（1）評價指標設定

式中:ε為畜禽糞尿污染風險指數，依據《畜禽糞污土地承載力測算技術指南》，以氮素含量進行測算；L為耕地畜禽糞尿氮素負荷量，t；C為耕地畜禽糞尿氮素承載力，t；S為畜禽糞尿氮素含量，t；θ為有機肥氮素損失率；μ為草地畜禽糞尿負荷占比，用以排除草地承載的畜禽糞尿量；D為作物氮肥需求量，t；γ為作物在種植過程中因自然災害造成產量失真的氮肥需求校正系數；f為化肥氮施用量，t；δ為化肥氮素損失率；s為秸稈氮素含量，t；λ為秸稈養分還田率，p為農村生活氮素排放，t；ω為農村生活排放留存率；B為生物固氮量，t；E為經大氣沉降、灌溉輸入到耕地的氮素量，t。根據相關文獻[14-15]及《畜禽糞污土地承載力測算技術指南》將θ、δ分別設為36.5%、50%；以草地畜禽糞尿負荷量（根據草地最大載畜量測算[16]）與總排放之比為草地負荷占比，以減產面積（受災、成災、絕收面積與各級災害損失比例乘積之和）與播種面積之比為氮肥需求校正系數，取2008—2017年平均值，即令μ為8.50%、γ為7.66%；秸稈養分還田率隨時間變化存在較大提升，依據《到2020年化肥使用量零增長行動方案》將2008—2017年λ設為35%，2018—2025年λ設為60%；依據楊淑靜[17]的研究將ω設為78.1%。S、D、s、B、p、E的計算公式分別如下：

式中：ni為i種畜禽豬當量換算系數，Xi為i種畜禽存欄量，頭；u為單位豬當量氮素排泄量，kg。依據《畜禽糞污土地承載力測算技術指南》，按存欄量折算：100頭豬相當于15頭奶牛、30頭肉牛、250只羊、2500只家禽；1個豬當量的氮素排泄量為11 kg。

式中：mi、gi、hi、ki分為 i種作物氮肥需求系數（t·100 t-1）、谷草比、秸稈含氮量（kg·t-1）、固氮系數（kg·hm-2）；Yi、Zi分別為 i種作物產量（t）、播種面積或水田、旱地面積（hm2）。收集國內公開發表的文章數據，確定作物相關系數（表1），此外旱地非共生固氮系數為 15，水田非共生固氮系數為 44.8[14-15，18]。

式中：r為常住人口城鎮化率；i為人均糞尿氮素排放量，kg；H為總人口，人；依據秦鐘等[12]的研究將i設為4.4。

式中：j、k分別為大氣降氮系數及灌溉供氮系數，kg·hm-2；W、Z分別為耕地面積和有效灌溉面積，hm2。根據李書田等[14]的研究，將j、k分別設為20.2、12.1。

（2）預警值級設定

沈根祥等[7]較早進行耕地畜禽糞尿負荷污染風險的警報分級研究，其依據種植過程中存在的有機無機配施比例在1∶5到1∶1之間這一實際情況，將預警級別設為5級，認為耕地畜禽糞尿負荷占到作物養分需求的0.4以上就對環境輕微污染，達到0.7、1、1.5以上分別造成稍有、較嚴重、很嚴重環境污染，這一分級標準被諸多學者采用[19-20]。馮愛萍等[21]依據農作物實際消納情況及歐盟農業政策，將預警級別設為4級，認為每公頃耕地畜禽糞尿負荷量超過100 kg即對環境構成污染，超過170、225 kg分別構成較高污染和高污染。陳天寶等[10]綜合上述研究，將預警級別設為5級，認為耕地糞尿負荷量占到作物養分需求的0.45以上就對環境構成威脅，達到0.6、0.8、1以上分別構成明顯、嚴重、重大污染威脅。通過對比上述3種分級方式可知，雖然各分級點絕對數值有所不同，但之間的相對比值十分接近，不同之處在于陳天寶等[10]對較低級別的污染作了更為詳細劃分。結合本研究需要，借鑒陳天寶等[10]研究，設置預警值級標準（表2）。

1.2.2 基于系統動力學的畜禽糞尿污染風險指數預測模型

（1）系統框架及因果關系圖

系統動力學（System dynamics，SD）以反饋控制理論為基礎，通過建立子系統間的因果關系，實現對具有多元性、動態性等特征的復雜系統的刻畫，以及實現對系統發展中行為和趨勢的研究，是一種研究地區環境承載及污染情況所常用的仿真方法[22]。本研究運用系統動力學構建耕地畜禽糞尿負荷系統對2018—2025年中國畜禽糞尿污染風險指數進行預警，并仿真污染治理模式效果。

表1 作物氮肥消納系數、谷草比、秸稈含氮量Table 1 Nabsorption coefficient of crops，grains-straw ratio，nitrogen content

表2 畜禽養殖排放風險指數預警值級標準Table 2 Classification criteria of land bearing risk index of livestock emissions

環境承載系統研究一般由社會、經濟、生態3個子系統構成，本研究根據需要，按照各子系統功能將耕地畜禽糞尿負荷系統具體劃分為社會、經濟、種植業和畜禽養殖業4個子系統（圖1）。其中，種植業子系統主要反映耕地畜禽糞尿氮素承載力，畜禽養殖子系統主要反映耕地畜禽糞尿氮素負荷量，二者直接決定畜禽糞尿污染風險指數。社會子系統、經濟子系統分別通過畜禽、作物需求量、農村生活氮素排放和畜禽、作物貿易量、工業凈化量對種植業子系統、畜禽養殖子系統產生影響，是驅動畜禽糞尿污染風險指數發生變化的根本力量。

（2）存量流圖

根據各子系統間的相互作用，以及子系統內部變量間的邏輯關系對因果關系圖進行適當拓展，同時結合畜禽糞尿污染風險指數相關公式，運用Vensim軟件建立存量流圖（圖2）。

各子系統變量、系統方程及參數設置如下：社會子系統以總人口為狀態變量，包含新增人口流速變量、常住人口城鎮化率、各畜禽產品人均消費量7個表函數；同時包括計算各畜禽產品需求量、農村常住人口和農村生活氮素排放（公式7）的8個輔助方程，各畜禽人均需求量直接寫入輔助方程。經濟子系統由各畜禽貿易量6個表函數、治理單價、工業凈化投入占比2個參數以及計算畜牧業總產值、環保治理投入、工業凈化量的3個輔助方程構成，各肉類價格6個常數直接寫入輔助方程中；根據呂志奎[23]的調研數據，以含氮量計算，將工業凈化的治理單價設為39 000元·t-1，由于當前畜禽養殖場較少采用工業凈化的方式對畜禽糞尿進行處理[3]，故假定當前工業凈化投入占比為0，各肉類價格以2017年不變價格計算。種植業子系統包括化肥氮施用量1個狀態變量，化肥氮增量1個流速變量，水稻、玉米等作物預計產量以及根據公式5～7測算的預計氮肥需求量、秸稈供氮量、生物固氮量、沉降灌溉供氮量共15個表函數，同時還包括各作物氮肥產出彈性、其他養分需求占比、秸稈養分還田率等共15個參數，以及計算各作物產量、氮肥需求量、氮肥盈余情況等變量的24個輔助方程，各作物消納系數共11個常數寫入輔助方程；糧食作物氮肥產出彈性來源于史常亮等[24]測算結果，其他作物氮肥產出彈性根據各自“氮肥用量-作物產量關系函數”測算得出[25-30]，其他養分需求占比指煙草茶葉、豆類等其他作物養分需求占總養分需求的比例，取2008—2017年平均值表示，將其設定為5.9%，依據魏靜等[31]的調研數據，農村生活氮素排放還田率設定為70%，依據《全國農業可持續發展規劃（2015—2030年）》將2008年畜禽養殖排放還田率設定為32.5%，2008—2017年間每年提升3.5個百分點。畜禽養殖子系統，由其他畜禽養殖排放占比1個參數以及計算各肉類產量、各畜禽存欄量、各畜禽糞尿氮素含量、畜禽糞尿氮素含量（公式4）的19個輔助方程構成，以每5年平均值表示的各單位畜禽產肉量、出欄率10個分段函數及排放系數5個常數寫入輔助方程；依據相關研究[2]，將驢等其他畜禽排放占比設為2.5%；以2008—2017年平均值表示產肉量、出欄率等變量。此外，存量流圖中還包括計算畜禽糞尿污染風險指數的3個輔助方程（公式1～公式3）。

圖1 耕地畜禽糞尿負荷系統因果關系圖Figure 1 Cause and effect of soil load of livestock emission system

（3）歷史性檢驗

從系統中選取生豬糞尿氮素含量、玉米氮肥需求量和氮肥需求量為檢驗變量，將2008—2017年的數據代入模型進行模型歷史性檢驗，結果見表3。

由表3可知，檢驗變量實際值與仿真值相關誤差均小于10%，表明模型運行結果與實際數據之間擬合度較高，模型能較為準確地描述研究系統的基本現狀，具有良好預測效果，可進行下一階段的模擬仿真。

1.3 情景設置

1.3.1 慣性趨勢設置

圖2 耕地畜禽養殖糞尿負荷系統流圖Figure 2 Flow diagramof soil load of livestock emission system

2018—2025年預測數據，如新增人口、人均畜禽消費量、畜禽貿易量、作物預計產量等變量均來源于中國農科院“中國農業產業模型”（China Agricultural Sector Model，CASM）預測結果[32]；根據作物預計產量測算出預計氮肥需求量，并結合《到2020年化肥使用量零增長行動方案》，假定氮肥施用量以每年0.3%的速度增長。其他變量預測值依據相關發展規劃進行假設，如依據《國家人口發展規劃（2016—2030年）》假設常住人口城鎮化率每年增長1%；依據《全國農業可持續發展規劃（2015—2030年）》，設定2018—2025年畜禽糞尿還田率每年提升1.5個百分點，同時假定農村生活氮素排放按照畜禽養殖排放還田率相同增速變化。

1.3.2 治理情景設置

（1）干預點選擇

減量化、資源化、達標排放是應對畜禽糞尿污染的3類主要辦法[33]。“減量化模式”主要通過限制地區養殖規模，從源頭降低畜禽糞尿排放總量，最終緩解由此造成的環境污染[34]；主要涉及系統中各畜禽人均消費量、貿易量2個變量，考慮到進行污染治理的同時應當保障畜禽產品充足供給，滿足中國社會飲食需求，故只選取貿易量作為“減量化模式”的干預點。“資源化模式”主要通過提升還田率，并等量調減化肥用量，以“有機替代無機”的方式提升耕地畜禽糞尿氮素承載力，最終避免排放污染[35]；主要涉及系統中化肥供氮量、畜禽糞尿還田率2個干預點。“達標排放模式”主要強調畜禽養殖場運用工業凈化等方式，對養殖排放進行深度處理，實現達標排放；主要涉及系統中工業凈化投入占比這一干預點。

（2）情景因子參數設置

在干預點選擇基礎上，設置“貿易因子”“還田因子”和“環保投入因子”，并結合相關規劃及現實約束，調整情景因子，改變相應干預點取值，以形成不同治理情景。具體而言，“貿易因子”主要影響禽肉產品自給率的調整，故以2025年我國畜禽產品自給率（總貿易量/總需求量）為參照，分別設置自給率80%、75%、70%3個情景，即相當于調整貿易因子，使所有畜禽產品貿易量均提升1.64、2.05、2.46倍。“還田因子”主要影響畜禽糞尿排放還田率的調整，設置還田率在相關規劃基礎上分別提升10%、20%、30%3個情景，與之對應的2025年畜禽糞尿還田率分別為74.25%、81.00%、87.75%。“環保投入因子”主要影響工業凈化投入占總產值比重的調整，依據《全國城市生態保護與建設規劃（2015—2020年）》中對環保投入占GDP比重的要求，以及畜禽養殖企業平均利潤率，分別設置環保投入占比2.5%、3.5%、4.5%3個情景。依據干預點選擇及情景因子設置，進行治理情景設置（表4）。

2 結果與分析

2.1 中國耕地畜禽糞尿負荷慣性趨勢預警

仿真結果顯示（表5），隨著畜禽需求的持續增長，中國畜禽糞尿氮素含量呈現持續上升態勢，到2025年，畜禽糞尿氮素含量將達到1.381 38×107t，較2017年增長11.59%，其中肉雞、肉羊、奶牛糞尿氮素含量增幅較大，分別達到35.76%、16.87%、14.88%；絕對數值方面，雖然生豬糞尿氮素含量增幅最小，僅為2.44%，但仍然是主要的氮素來源，占到氮素總量的35.98%，較2017年降低3.23%，其次是肉牛、蛋雞，糞尿氮素含量分別占到氮素總量的20.17%、13.17%，其他畜禽糞尿氮素含量占30.68%。2025年，化肥氮施用量、秸稈氮素含量、農村生活氮素排放將分別達到2.275 71×107、7.748 2×106、2.174 0×106t，較2017年分別增長2.43%、4.89%、-14.31%。隨著社會農作物需求及氮肥供給的增長，作物產量持續上漲，表現為氮肥需求量持續增長，至2025年，氮肥需求量將達到2.774 30×107t，約增長3.10%，其中糧食作物氮肥需求上升約2.80%，達到1.670 10×107t，占氮肥總需求的60.20%，飼料需求上漲帶動玉米產量大幅增長是糧食作物氮肥需求上漲的主要推動力量，玉米氮肥需求上升7.16%；蔬菜/瓜果氮肥需求上升4.32%，達到4.647 5×106t，占氮肥總需求的16.75%；油料、糖類氮肥需求上升3.38%，達到2.239 8×106t，占氮肥總需求的8.07%。2018—2025年畜禽糞尿污染風險指數持續下降，但始終高于1.83，表明預警區間內耕地畜禽糞尿負荷將持續對環境構成明顯污染風險。

表3 歷史檢驗結果（104t）Table 3 Historic inspection results（104 t）

表4 治理情景設置Table 4 Development scenario design

2.2 治理情景仿真

在對畜禽糞尿污染進行治理的過程中，須同時保障作物生長所需養分的充足供給，所以本研究將畜禽糞尿污染風險指數與氮肥盈余情況同時設為治理情景的輸出結果。

從表6仿真結果可知，通過提升“減量化模式”治理強度，可有效降低污染風險指數，但即便進行高強度治理，使畜禽產品自給率降低至70%，耕地畜禽糞尿負荷仍將對環境構成明顯污染，同時將導致畜牧業總產值減少3693億元，這表明由于我國畜禽糞尿排放總量巨大，遠超過耕地承載力，若主要依靠“減量化模式”，需大幅進口國外畜禽產品，將極大降低我國畜禽產品的自給率，同時畜禽養殖是我國農民的重要收入來源，簡單地進行源頭減量也不利于我國農民脫貧、增收。“資源化模式”能夠在維持氮肥盈余不變的情況下，有效降低風險指數，但即便進行高強度治理，將2025年還田率提升到87.75%，耕地畜禽糞尿負荷仍將對環境構成輕度污染，意味著畜禽糞尿氮素排放總量過大，超過了耕地的承載力，單憑提升資源化強度難以徹底消除污染風險。“達標排放模式”對于降低畜禽糞尿污染風險具有明顯效果，進行低強度治理就可達到“減量化模式”高強度治理效果，此時污染治理支出僅為754.05億元。但此模式同時會減少氮肥供給，當達到中等強度，氮肥供給將減少1.25×106t，此時氮肥供給將低于預計作物氮肥需求量，這表明，此模式難以在滿足作物氮肥需求的情況下，消除污染風險。同時意味著在化肥用量受到控制的情況下，畜禽糞尿將成為重要的氮肥供給來源，所以應當主要將其進行資源化利用以保障氮肥的充足供給，即“達標排放模式”只能作為畜禽糞尿污染治理的一種補充模式。

表5 主要仿真結果Table 5 Major simulation results

表6 2025年治理情景風險指數、氮肥盈余情況仿真結果Table 6 Simulation results of scenario risk index and nitrogen demand in 2025

3 討論

大量學者基于種養平衡視角，從畜禽存欄及作物產量或耕地面積的現狀出發，對某一區域或全國范圍的耕地畜禽糞尿負荷情況進行了測算，對評價畜禽糞尿環境污染風險具有重要意義。本研究則從中國禽肉產品、主要農產品消費需求及貿易量的預測數據出發，對中國畜禽糞尿環境污染風險進行預警，還通過情景模擬，分析了不同污染治理模式的實際效果，對未來相關政策制定提供參考。

由于一旦畜禽糞尿排放總量超過當地承載力，就將對環境構成威脅[3]，所以與前人的研究相同，本研究在計算耕地畜禽糞尿負荷量時，只考慮了畜禽糞尿排放量及氮素損失率[9，11]。而與前人的研究不同，本研究還同時測算了氮肥盈余情況，并通過調整還田率，分析了“資源化模式”的治理效果。

本研究使用統一的畜禽糞尿排放系數測算了全國畜禽糞尿排放量，但不同地區畜禽糞尿排放系數存在一定差異，因此后續研究應分地區對畜禽產品需求等數據進行預測，并結合各地區畜禽糞尿排放系數，計算畜禽糞尿污染風險指數，從而使研究結果更具科學性和指導意義。

4 結論與政策啟示

4.1 結論

本文基于種養平衡視角，定義畜禽糞尿污染風險指數，并應用系統動力學方法進行中國耕地畜禽糞尿負荷污染風險預警研究，以之為基礎，通過情景分析，模擬不同治理模式的污染治理效果及對作物養分供給情況的影響。研究結果顯示：

（1）2018—2025年，慣性趨勢下我國耕地畜禽糞尿負荷始終將對環境構成明顯污染。

（2）在滿足社會畜禽產品需求這一前提下，“減量化模式”主要通過增加畜禽產品進口量來減少國內養殖規模，最終降低耕地畜禽糞尿負荷污染風險，但將導致我國畜禽產品自給率及總產值大幅下降。

（3）“資源化模式”通過有機替代無機的方式，能夠在維持氮肥盈余不變的情況下，有效降低污染風險，但由于氮肥供給過量，單憑提升“資源化”強度難以消除耕地畜禽糞尿負荷污染風險。

（4）“達標排放模式”主要采用工業凈化等方式，對畜禽糞尿進行深度處理，對于降低污染風險具有明顯效果，但進行相應處理的同時將減少氮肥供給，難以在滿足作物氮肥需求的情況下，消除耕地畜禽糞尿負荷污染風險。

4.2 政策啟示

（1）進一步采取措施進行污染治理。雖然在《到2020年化肥使用量零增長行動方案》作用下，2018—2025年我國“耕地畜禽糞尿負荷污染風險指數”將逐年降低，但耕地畜禽糞尿負荷始終將對環境構成明顯污染，有必要進一步采取措施進行污染治理。

（2）我國耕地畜禽糞尿負荷污染治理應以“資源化模式”為主，“達標排放模式”作為補充。促進畜禽糞污資源化利用，能在緩解污染的同時，減少化肥用量，實現有機無機肥配施，提升作物產量、質量，故應作為首選模式。在受到客觀條件制約，無法對畜禽糞尿進行資源化利用或超過當地承載力的地方，采用“達標排放模式”進行治理。

（3）出臺激勵政策進一步促進畜禽糞尿養分還田。“資源化模式”順利開展的關鍵在于畜禽糞尿還田率的提升。首先，應當依據地區耕地承載力優化畜禽養殖業布局，為畜禽糞尿還田創造客觀條件。其次，應通過經濟激勵等方式，鼓勵養殖戶開展種養結合，實現畜禽糞尿還田。第三，畜禽糞尿制成有機肥更便于長距離運輸、使用，故應當對有機肥的生產、流通進行補貼，加強有機肥市場建設，提升畜禽糞尿養分還田率。