都市圈“土壤-饲料-动物”系统养分流动与环境效应——以北京市为例

魏莎，柏兆海，吴迪梅，夏立江，江荣风，马林



都市圈“土壤-饲料-动物”系统养分流动与环境效应——以北京市为例

魏莎1,2，柏兆海2，吴迪梅3，夏立江1，江荣风1，马林2

（1中国农业大学资源与环境学院/植物-土壤相互作用教育部重点实验室，北京 100193；2中国科学院遗传与发育生物学研究所农业资源研究中心/ 河北省节水农业重点实验室/中国科学院农业水资源重点实验室，石家庄 050021；3北京市畜牧业环境监测站，北京 100083）

【目的】随着中国城市化进程的加快和经济的快速发展，人们对食品的需求和饮食结构发生了明显变化。城郊农牧生产的集约化发展在满足人们日益增长的对动物性产品和高品质植物性产品需求的同时，也带来了严重的资源浪费和环境污染问题。论文通过分析都市圈“土壤-饲料-动物”体系养分流动和环境排放特征，为养分资源综合管理、促进农牧结合和保护生态环境等提供科学建议。【方法】通过对北京市生猪（92个）、奶牛（28个）、肉牛（11个）、蛋鸡（27个）、肉鸡（26个）和肉鸭（16）共计200个农场的生产管理、饲料来源和投入、粪尿管理、还田利用的调研，总结出北京市农牧生产不同规模体系的特征参数，结合食物链养分流动模型（nutrient flows in food chains, environment and resources，NUFER）、北京市历史统计数据和文献参数数据对北京市都市圈农牧系统的氮磷流动、养分利用率和环境损失进行综合评价。对1980年与2013年农牧生产体系养分流动特征、利用率和环境排放特征的时空变化进行比较分析。【结果】从“土壤-饲料-动物”体系氮磷流动特征分析结果可以看出，体系中氮磷的投入和输出结构发生了较大变化。2013年，“土壤-饲料-动物”体系中进口主产物饲料氮磷投入是主要的养分来源，而1980年进口副产品饲料是主要的氮磷投入源。2013年氮磷损失为主要的输出项，而1980年氮磷还田为主要的输出项。这就说明随着城市化的发展和农牧系统的规模化，越来越多的外来养分在都市农牧系统中集中，从而带来了更大比例的环境损失输出。2013年，农牧生产体系氮素利用率NUEC+A为29.0%，与1980年相似。其中2013年农牧生产体系中的作物生产体系氮素养分利用率NUEC为33.0%，低于1980年的39.5%，而2013年动物生产体系NUEA为20.6%，高于1980年的17.8%。环境损失特征分析结果显示，单位面积氮磷损失和损失途径均发生了较大变化。2013年，每公顷耕地面积氮素和磷素总损失分别为436.5和37.5 kg·hm-2，而1980年的氮素和磷素损失分别为77.5和3.2 kg·hm-2，2013年单位耕地面积的氮素和磷素损失量较1980年分别增加了4.6倍和10.7倍。2013年氮素气体损失占氮素总损失的比例最大，为61.1%，其次为直接排放，为31.3%，淋溶径流损失比例最小，为7.6%。与1980年相比，气体损失比例明显降低，而无序排放比例明显增加，超过淋溶径流成为第二大损失途径。2013年磷素直接排放损失比例超过淋溶径流成为最主要的排放途径。同时，北京市“土壤-饲料-动物”体系环境氮磷损失在城郊区域迅速增加，而在城市中心区域迅速减少。【结论】1980—2013年间，北京市“土壤-饲料-动物”系统氮磷流动特征和环境排放时空分布发生了很大变化。这些变化与种养结构的变化、养殖规模和方式以及环保政策密切相关。

“土壤-饲料-动物”系统；养分利用率；氮损失；磷损失；NUFER模型

0 引言

【研究意义】随着都市化和经济的快速发展，为满足不断增长的食品需求，动植物产品需求不断增加，随之带来了化肥使用量和畜禽养殖场规模化程度的快速增长[1-2]。但是，近30年来，由于种植业中的化肥使用不当和养殖业中农场管理粗放，以及随着规模化程度的增加带来的农牧生产体系的分离，造成人为氮磷的严重损失[3-6]。化肥和动物粪尿中的氮通过氨（NH3）、一氧化二氮（N2O）和氮氧化物（NOX）向大气中排放，并且通过可溶形式的硝酸盐向水体淋溶。这些排放造成温室效应、生态系统富营养化、酸化和生物多样性丧失[7-10]。城市化过程中更多的是改变周边农业生态系统的生物化学过程[11-12]。城市和城郊地区的农业系统将越来越多营养物质集中到城市区域，以维持食物消费的营养需求。因此，分析都市圈农牧生产体系的养分流动和环境排放特征，对可持续的氮磷资源管理，确保粮食安全以及改善环境质量具有重要意义。【前人研究进展】国外发达国家较早实现了农牧系统的规模化，其对农牧系统养分循环和环境排放的研究起步也较早。在大量实验和调研的基础上，采用物质流的方法建立了IMAGE、MITERRA、IDEAg、INTEGRATOR等模型，用于对农牧系统物质流动和环境排放进行评价[13-16]。中国对于农牧生产体系养分流动的研究开始较晚，同样采用了物质流的方法。刘晓利和许俊香对中国农牧体系中氮磷流动状况进行了研究，建立了中国营养体系养分流动框架[17-18]。WANG等在全国尺度上分析了畜牧业动物产品和粪尿氮磷输入输出情况，但缺乏对畜牧业生产全链条的养分流动和损失特征分析[19-20]。MA等建立了食物链养分流动模型（NUFER模型），阐明了养分在农田、畜牧、食品加工和消费过程中的利用率和损失情况，为评价农牧生产体系的养分流动提供了更为完善的方法[21-22]。随后，柏兆海在NUFER模型的基础上进一步探讨了动物养殖体系的养分流动特征，对不同动物不同生产系统的养分利用和损失进行了深入的研究[9,23]。【本研究切入点】已有的研究表明，在全国尺度上，单位耕地面积的氮磷排放量较高的区域主要集中在大城市周边且城市化的扩展对氮磷流动具有显著影响[22]，然而现阶段尚缺乏基于都市农牧生产体系实际生产数据进行的养分利用特征和环境损失研究。【拟解决的关键问题】应用物质流动分析法，采用NUFER模型和农场调研相结合的方式定量北京市1980—2013年“土壤-饲料-动物”生产体系氮磷流动、利用率和环境排放的时空变化特征，为探索都市圈农牧生产体系养分利用率和减排潜力提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 研究区域

北京为中国首都（北纬39°28′—41°5′，东经115°25′—117°30′），总面积1.68×104km2。郊区土地总面积为1.52×104km2，其中耕地2 209 km2。郊区耕地面积占北京市总耕地面积的95%。北京市人均耕地面积0.01 hm2/人，显著低于华北地区人均耕地面积（0.093 hm2/人）和全国平均水平（0.18 hm2/人），耕地资源明显不足[24]。畜禽养殖头数从1980年的242.2万头当量猪增加到2013年的778.7万头当量猪[24-25]（30只蛋鸡=1头猪，60只肉鸡=1头猪，1头奶牛=10头猪，1头肉牛=5头猪，3头羊=1头猪）。

1.2 系统边界和NUFER模型介绍

NUFER模型是中国国家和区域尺度食物链系统氮磷流动模型，模型以“土壤-作物生产-畜禽生产-家庭消费”为系统边界，对系统中氮磷流动特征、利用率、气体损失、氮磷淋溶径流损失进行评价分析[21]。本研究以北京都市圈“土壤-饲料-动物”生产系统为研究边界，研究区域涉及14个区县。

本研究利用NUFER模型分析北京农牧生产体系氮磷养分流动、利用率和环境损失情况，包括6种动物养殖类型（生猪、奶牛、肉牛、蛋鸡、肉鸡和肉鸭）及其与之相关的饲料生产、粪尿处理和还田利用等环节养分输入输出平衡。系统边界和养分流动如图1所示。

图1 “土壤-饲料-动物”系统边界和养分流动图

1.3 计算方法

采用NUFER模型[21]对农牧生产体系的投入、产出和损失进行计算。

1.3.1 农田生产系统氮磷流动计算方法

N(P)IC=N(P)IFer+N(P)ISR+N(P)IMR+N(P)IBNF+

N(P)Idep（1）

N(P)ISR=N(P)YStraw×RSR（2）

N(P)IMR=Numlivestock×N(P)manure×RMR（3）

式中，N(P)IC表示农田生产系统氮磷输入量，N(P)IFer表示化学氮磷肥投入量，N(P)ISR表示作物秸秆还田量，N(P)IMR表示畜禽粪尿氮磷还田量，N(P)IBNF表示生物固氮量，N(P)Idep表示大气氮干湿沉降；N(P)YStraw表示作物秸秆收获氮磷量，RSR表示秸秆还田比例；Numlivestock表示畜禽养殖数量，N(P)manure表示单位动物畜禽粪尿排氮磷量，RMR表示粪尿还田比例。

1.3.2 畜牧生产子系统氮磷流动计算方法

N(P)IFIS=N(P)ICG×RCFU+N(P)ISG×RSFU（4）

N(P)IFOS=N(P)AN-N(P)IFeed in system（5）

式中，N(P)IFIS表示系统内饲料氮磷投入量，N(P)ICG表示作物籽粒收获氮磷量，RCFU表示作物产品的饲用比例， N(P)ISG表示作物秸秆收获氮磷量，RSFU表示秸秆饲用比例；N(P)IFOS表示系统外饲料氮磷投入量，N(P)AN表示动物子系统氮磷需求量，包括畜牧主产品带走氮磷量和动物活体带走的氮磷量，N(P)IFeed in system表示本地饲料氮磷投入量。

1.3.3 氮磷利用率的计算

N(P)UEC=N(P)OC/N(P)IC（6）

N(P)UEA=N(P)OA/N(P)IA（7）

N(P)UEC+A=N(P)OC+A/N(P)IC+A（8）

式中，N(P)UEC表示农田系统氮磷利用率，N(P)OC表示作物系统产品氮磷输出量，N(P)IC表示作物系统氮磷投入量；N(P)UEA表示畜牧系统氮磷利用率，N(P)OA表示畜牧系统产品氮磷输出量，N(P)IA表示畜牧系统氮磷投入量；N(P)UEC+A表示农牧系统氮磷素综合利用率，N(P)OC+A表示农牧生产体系中作物和动物产品氮磷输出量，N(P)IC+A表示农牧生产体系氮磷投入量，包括生产饲料的化肥氮或磷输入、饲料氮或磷进口（北京以外地区购买的饲料，如鱼粉、豆粕、牧草等）、生物固氮输入和氮沉降输入。

1.4 数据来源

数据来源包括农场调研数据、统计数据和文献数据3个部分。

1.4.1 调研数据 2012—2013年期间，对北京市的畜禽养殖场进行实地问卷调研和农场考察，收集农场的相关生产数据。调研样本的选择是基于畜牧业环境排放登记和畜牧部门工作人员的建议。调研内容包括：（1）农场基本情况（面积、是否有土地、人员情况等）；（2）动物生产管理（动物各生长阶段头数、生长时间、饲料配方和购买仔畜的数量）；（3）圈舍管理（圈舍及其地板类型、通风和散热系统、圈舍清洁频率、用水情况）；（4）粪尿管理（粪尿储存方式和时间、粪尿处理方式）；（5）农场产出（动物出栏数量和质量、动物产品销售量、母畜淘汰量、粪尿销售量）。

1.4.2 统计数据 研究所需要的耕地面积、主要农作物播种面积及产量、畜牧业各类动物的存栏、出栏数量皆来源于北京市统计年鉴[24-25]。各种动物养殖规模来源于中国畜牧业年鉴[26-27]。作物的经济产量的需氮量、草谷比及秸秆含氮量、不同作物的固氮量等来自于NUFER模型[21]。

1.4.3 文献数据 1980—2011年期间动物养殖体系饲料输入量采用柏兆海[9]的饲料组成。2013年动物养殖体系饲料配方、采食量、养殖天数及死亡率等信息则采用2013年的调研数据。饲料及动物产品氮磷养分含量采用NUFER模型参数[21]。圈舍阶段的NH3排放系数采用刘东[28]的总结，储存和处理阶段的NH3排放系数采用刘东和贾伟的总结[28-29]。粪尿在圈舍、储藏和处理过程中N2O和N2排放系数来自NUFER模型[21]。

2 结果

2.1 农牧生产体系氮流动特征及历史变化

1980年和2013年，北京市农牧生产体系氮流动账户特征如图2所示。2013年，农牧生产体系总氮素输入量为109.8 Gg，其中进口主产物饲料（北京以外地区输入，如青贮玉米、大豆、牧草等）为68.4 Gg、进口副产物饲料（麸皮、棉籽粕等）为21.1 Gg、本地主产物饲料（玉米、大豆、牧草等）为20.3 Gg。1980年，进口主产物饲料、进口副产物饲料和本地主产物饲料输入量分别为11.5、16.4和7.0 Gg。2013年进口主产物饲料、进口副产物饲料和本地主产物饲料较1980年分别增加了4.9倍、29.0%和1.9倍。2013年，输入量的主要来源为进口主产物饲料，占饲料氮输入量的60.6%，其次为本地主产物饲料（20.6%）和副产物饲料（18.7%）。1980年，输入量的主要来源为进口副产物饲料，占饲料氮输入量的46.8%，其次为进口主产物饲料（32.9%）和本地主产物饲料（20.3%）。过去30年间，进口饲料比例快速增加，而副产物饲料投入比例迅速降低。农牧生产体系氮素输出项包括肉蛋奶产量和粪尿去向。2013年，农牧生产体系氮素输出项中肉蛋奶产量为23.3 Gg。粪尿去向包括粪尿损失、粪尿销售和粪尿还田，输出量分别为57.5、21.7和6.2 Gg。而1980年，粪尿损失、粪尿销售和粪尿还田，输出量分别为12.5、0.7和20.1 Gg。2013年粪尿环境损失和粪尿销售量比1980年分别增加了3.6、28.7倍，而粪尿还田量较1980年减少了58.1%。2013年，粪尿损失占粪尿输出量的67.4%，为粪尿氮的主要去向；其次是粪尿销售（25.4%）和粪尿还田（7.2%）。而1980年，粪尿还田占粪尿输出量的52.7%，为粪尿氮的主要去向；其次是粪尿损失（44.7%）和粪尿销售（2.6%）。与1980年相比，2013年粪尿销售比例快速增加，增加了8.8倍，而粪尿还田的比例减少了86.3%。2013年，农牧生产体系作物生产环节中，氮素输入项中化肥氮素投入量为58.4 Gg，比1980年增加2.7倍；同时，土壤氮素积累量较1980年增加了2.1倍。

括号中前一个数字代表1980年氮流动，后一个数字代表2013年氮流动。图3同

2.2 农牧生产体系磷流动特征及历史变化

1980年和2013年，北京市农牧生产体系磷流动账户特征如图3所示。2013年，农牧生产体系总磷素输入量为20.0 Gg，其中进口主产物饲料（北京以外地区输入，如青贮玉米、大豆、牧草等）为7.4 Gg、进口副产物饲料（麸皮、棉籽粕等）为7.6 Gg、本地主产物饲料（玉米、大豆、牧草等）为5.0 Gg。1980年，进口主产物饲料、进口副产物饲料和本地主产物饲料输入量分别为1.0、3.7和1.2 Gg。2013年进口主产物饲料、进口副产物饲料和本地主产物饲料较1980年分别增加了6.1、1.1和3.2倍。2013年，输入量的主要来源为进口副产物和进口主产物饲料，分别占饲料磷输入量的37.8%和36.4%，其次为本地主产物饲料（25.8%）。1980年，输入量的主要来源为进口副产物饲料，占饲料磷输入量的62.0%，其次为本地主产物饲料（20.7%）和进口主产物饲料（17.3%）。过去30年间，进口饲料比例快速增加。农牧生产体系磷素输出项包括肉蛋奶产量和粪尿去向。2013年，农牧生产体系磷素输出项中肉蛋奶产量为5.5 Gg。粪尿去向包括粪尿损失、粪尿销售和粪尿还田，输出量分别为6.4、5.6和2.1 Gg。而1980年，粪尿损失、粪尿销售和粪尿还田，输出量分别为0.1、0.2和3.8 Gg。2013年粪尿环境损失和粪尿销售量比1980年分别增加了42.0和32.8倍，而粪尿还田量较1980年减少了45.3%。2013年，粪尿损失占粪尿输出量的45.4%，为粪尿磷的主要去向；其次是粪尿销售（40.0%）和粪尿还田（14.6%）。而1980年，粪尿还田占粪尿输出量的92.3%，为粪尿磷的主要去向；其次是粪尿销售（4.1%）和粪尿损失（3.6%）。2013年，农牧生产体系作物生产环节中，磷素输入项中化肥磷素投入量为14.9 Gg，比1980年增加3.9倍；同时，土壤磷素积累量较1980年增加了1.2倍。

图3 1980年和2013年北京市“土壤-饲料-动物”磷流动账户变化

2.3 农牧生产体系养分利用率历史变化

1980—2013年，北京市农牧生产体系养分利用率历史变化如图4所示。2013年，农牧体系中作物生产体系氮素养分利用率为33.0%，动物生产体系NUEA为20.6%，农牧生产体系NUEC+A为29.0%。1980年，作物生产体系NUEC为39.5%，动物生产体系NUEA为17.8%，农牧生产体系NUEC+A为29.0%。动物系统氮素利用率随时间不断增加，而作物体系氮素利用率在2000年前不断增加，2000年后快速降低。农牧生产体系氮素利用率1995年前逐渐增长，而1995年之后基本保持不变。2013年，农牧体系中作物生产体系磷素养分利用率为38.4%，动物生产体系PUEA为27.4%，农牧生产体系PUEC+A为37.4%。1980年，作物生产体系PUEC为42.8%，动物生产体系PUEA为27.3%，农牧生产体系PUEC+A为37.7%。动物系统磷素利用率1990年前逐渐下降而1990年后不断增加。作物体系磷素利用率在2000年前不断增加，2000年后快速降低。农牧生产体系磷素利用率随时间变化趋势不明显。

图4 1980—2013年“土壤-饲料-动物”体系氮和磷利用率变化

2.4 农牧生产体系氮和磷环境排放变化

北京市农牧体系氮素环境排放如图5所示。氮素损失途径包括气体损失、淋溶径流和直接排放。2013年，农牧生产体系氮素总损失为96.4 Gg。其中，气体、淋溶径流和直接排放的氮素损失量分别为58.9、7.4和30.1 Gg。氮素气体损失占氮素总损失的比例最大，为61.1%，其次为直接排放，为31.3%，淋溶径流损失比例最小，为7.6%。1980年，农牧生产体系氮素总损失为32.7 Gg。其中，气体、淋溶径流和直接排放的氮素损失量分别为28.4、4.3和0.04 Gg。氮素气体损失占氮素总损失的比例最大，为86.6%，其次为淋溶径流，为13.2%，直接排放损失比例最小，为0.2%。相较于1980年，2013年直接排放的损失量快速增加。2013年，每公顷耕地面积的氮素总损失为436.5 kg·hm-2，而1980年的氮素损失为77.5 kg·hm-2，2013年单位耕地面积的损失量较1980年增加了4.6倍。

北京市农牧体系磷素环境排放如图6所示。磷素损失途径包括淋溶径流和直接排放。2013年，农牧生产体系磷素总损失为8.3 Gg。其中，淋溶径流和直接排放的氮素损失量分别为2.0和6.3 Gg。磷素直接排放损失占总损失的比例最大，为75.5%，其次为淋溶径流，损失比例为24.5%。1980年，农牧生产体系磷素总损失为1.3 Gg。其中，淋溶径流和直接排放的磷素损失量分别为1.3和0.009 Gg。磷素淋溶径流损失占总损失的比例最大，为99.4%，其次为直接排放损失，为0.6%。相较于1980年，2013年直接排放的损失量快速增加。2013年，每公顷耕地面积的磷素总损失为37.5 kg·hm-2，而1980年的磷素损失为3.2 kg·hm-2，2013年单位耕地面积的损失量较1980年增加了10.7倍。

图5 1980—2013年“土壤-饲料-动物”体系氮素损失变化

图6 1980—2013年“土壤-饲料-动物”体系磷素损失变化

2.5 农牧生产体系氮和磷环境排放时空分布

1980年和2013年，北京市农牧生产体系氮和磷损失时空变化如图7所示。与1980年相比，2013年北京市农牧生产体系环境氮损失在城郊区域迅速增加，而在城市中心区域迅速减少。2013年，城市中心区域（朝阳、丰台、石景山）环境损失量减为0，而城郊地区环境损失量快速增加。2013年，延庆、大兴和顺义的单位面积损失最大，分别为644、526和499 kg·hm-2，较1980年增加了2 127、532和430倍。而1980年顺义、大兴、通州和朝阳的单位面积损失最大，分别为94、83、68和56 kg·hm-2。

2013年，延庆、大兴和顺义单位面积损失最大，分别为70、54和47 kg·hm-2，较1980年增加了20 296、2 159和6 700倍。而1980年大兴、朝阳和昌平的单位面积损失最大，分别为2.4、2.2和1.9 kg·hm-2。各区域环境损失与各区域动物养殖数量和养殖模式密切相关。

图7 北京市“土壤-饲料-动物”体系1980年和2013年单位面积氮、磷损失

3 讨论

3.1 农牧生产体系养分利用效率和环境损失变化特征

1980—2013年，北京市农牧生产体系氮素利用率在2000年前逐渐减少，而2000发生了上升，之后又呈现逐渐下降的趋势。与此同时，氮磷总损失量和单位耕地面积氮和磷损失量在1985年和2005年连续两次快速增加，而2005年后逐渐减少。产生这一系列变化的主要原因与城市化率、畜牧养殖规模与养殖方式、种养结构变化和社会对环境问题的重视程度提高有关。1985年和2000年之后都发生了养殖数量的快速增加，这与氮磷损失的增加趋势相似[26]。2005年开始，北京市城市化率继1990年后又一次快速增加，耕地数量快速减少，作物和动物生产系统的分离程度加大，为了保证北京市首都的功能，动物养殖数量快速减少[26]。1995年前，由于农村农民自身经济条件有限，许多养殖户将动物养殖只作为增加收入的来源之一，动物养殖一般饲养在房前屋后，饲料等管理水平很低。因此1995年前的阶段，虽然动物养殖数量不断上升，但是养殖养分利用率出现了下降趋势。随着都市化的不断发展，北京市发展规划提出畜牧业将定位于都市型现代农业，以转变养殖结构方式为主线，启动畜牧业发展5年规划，推进5个重点工程，打造结构合理、品质优良、效益明显、环境友好的都市型现代畜牧业产业体系[30]。随后环境氮损失在2000年出现第二次下降，其主要原因是从2000年开始，国家环保部门和农业部门发布了许多限制畜禽养殖污染物排放、防治和无害化处理的法律、法规、标准和导则[31-36]。

2013年，北京农牧生产体系作物生产体系氮素利用率为26.4%，低于中国2010年氮素利用率（28.1%）[21]。北京农牧生产体系动物生产体系氮素利用率为21.2%，高于中国2010年氮素利用率（17.6%）[21]，其主要是因为北京生猪、奶牛等养殖饲料粗蛋白含量（生猪18%，奶牛16.6%）高于中国生猪养殖的平均值（14%）[9]、美国奶牛养殖的平均值（13.6%）和欧盟的平均值（生猪16%，奶牛15.8%）[37-40]。这是因为北京饲料配方中蛋白质含量较高的饲料比例较大，如生猪饲料中蛋白饲料豆粕占18.0%、麸皮占7.0%，奶牛饲料中蛋白饲料豆粕占22.0%、麸皮占9.0%。2013年北京市农牧生产体系作物体系磷素利用率为38.4%，高于2010年全国平均水平（37%），动物体系磷素利用率为27.4%，高于全国平均水平（17%），农牧生产体系磷素利用率为37.7%，高于全国水平（30.3%）[41]。

3.2 农牧生产体系氮磷流动的空间差异特征

随着城市化的不断发展，资源、环境和空间的有限性对都市农牧生产体系的约束力越来越大，使得提高农牧生产体系的可持续发展成为“十三五”期间的工作重点。过去30年，北京城区和近郊区域农牧生产体系的环境损失迅速减少，而远郊区域的环境损失快速增加。产生这一变化的原因与城市发展规划、人们的饮食习惯有关。随着动物食品需求量的增加以及城市功能区域规划，带来了近郊区和远郊区动植物生产数量和结构变化，由此产生了农牧生产体系环境损失的变化[42]。北京市划分为首都功能核心区、城市功能拓展区、城市发展新区和生态涵养发展区，共4种功能区[43]。其中城市功能拓展区功能主要为经济与国际交流，城市发展新区功能主要为发展先进制造业和现代农业，生态涵养发展区重点发展生态农业[43]。这也是农牧生产体系环境损失在城市功能拓展区迅速减少，而在城市发展新区和生态涵养发展区快速增加的重要原因之一。其中单位耕地面积环境氮和磷损失最大的延庆区属于生态涵养发展区，大兴和顺义区隶属城市发展新区。

3.3 农牧生产体系氮磷流动存在问题及建议

都市农牧生产体系由于其资源与环境的有限性，不能像其他资源型城市一样走大规模生产道路。与此同时，随着各区县功能规划的转变，种养之间存在场地和饲料供应的矛盾。因此，北京市农牧生产应该由数量发展型向质量提高型转变，重点通过提高动物单产和土地资源利用效率的途径提高系统养分利用效率，用以解决自然资源不足所带来的问题。

畜禽粪尿部分替代化肥。化肥已被确定为农牧生产体系养分投入和养分流失的主要来源。另外，降低有机废物（例如粪肥）的再循环率对于增加地下水和地表水的养分损失作用显著。因此，建议将畜禽粪肥代替化肥，对于农业和环境两个方面都具有积极作用[44]。

环境消纳能力、青粗饲料来源和疾病防控等问题是发展都市农牧系统的限制因素[45]，因此控制规模化程度的同时提高农牧结合程度是都市农牧系统可持续发展的重要途径。在半郊区建立养殖小区和合作社，在养殖小区和合作社的基础上实现种植业和养殖业的适度规模化发展[46]。同时，利用首都的经济、技术、人才集中的优势，大力发展种业。借助京津冀协同一体化的政策，利用天津市与河北省的自然资源优势，达到技术与自然资源的有效结合。在更大地域范围内推行“种养结合”的养殖模式，实现“零污染一体化”经营[47-49]。

4 结论

北京市2013年农牧生产体系氮磷素利用率与1980年的相似。农牧生产体系氮素利用率1995年前逐渐增长，而1995年之后基本保持不变。农牧体系中氮磷的输入和输出项比例发生了较大变化。输入项来源从1980年的以副产品饲料为主转化为2013年的以进口饲料为主。输出项去向从1980年的以氮磷还田为主转化为2013年的氮磷损失为主。2013年，单位耕地面积的氮素和磷素总损失为436.5和37.5 kg·hm-2，较1980年分别增加了4.6倍和10.7倍。同时，北京市农牧生产体系环境氮磷损失在城郊区域迅速增加，而在城市中心区域迅速减少。

产生一系列变化的原因与农牧生产体系从传统模式向集约化模式转变，农牧结合逐渐分离，养分循环率逐渐降低有密切关系。但是随着各个系统饲养技术和管理手段的不断优化以及环境标准的不断提高，动物系统的养分利用率有所提高，在作物系统养分利用率降低的情况下，带来了整个系统养分利用率的逐渐平稳。因此，想要提高农牧生产体系的效率必须要在保证当前动物系统效率增长趋势的前提下，着重提高作物系统的养分利用率。

[1] ZHANG F S, CUI Z L, FAN M S, ZHANG W F, CHEN X P, JIANG R F. Integrated soil-crop system management: reducing environmental risk while increasing crop productivity and improving nutrient use efficiency in China., 2011, 40(4): 1051-1057.

[2] Steinfeld H, Gerber P, Wassenaar T, Castel V, Rosales M, de Haan C.. Food and Agriculture Organization of the United Nations, 2006.

[3] Sutton M A, Howard C M, Erisman J W, BILLEN G, BLEEKER A, GRENNFELT P, VAN GRINSVEN H, GRIZZETTI B.. Cambridge, UK: Cambridge University Press, 2011.

[4] Cambra-López M, Aarnink A J A, Zhao Y, Calvet S, Torres A G. Airborne particulate matter from livestock production systems: A review of an air pollution problem., 2010, 158(1): 1-17.

[5] Oenema O, Oudendag D, Velthof G L. Nutrient losses from manure management in the European Union., 2007, 112: 261-272.

[6] HOU Y, MA L, GAO Z L, WANG F H, SIMS J T, MA W Q, ZHANG F S. The driving forces for nitrogen and phosphorus flows in the food chain of China, 1980 to 2010., 2013, 42(4): 962-971.

[7] GUO J H, LIU X J, ZHANG Y, SHEN J L, HAN W X, ZHANG W F, CHRISTIE P, GOULDING K W, VITOUSEK P M, ZHANG F S. Significant acidification in major Chinese croplands., 2010, 327(5968): 1008-1010.

[8] LIU X J, DUAN L, MO J M, DU E, SHEN J L, LU X K, ZHANG Y, ZHOU X B, HE C, ZHANG F S. Nitrogen deposition and its ecological impact in China: an overview., 2011, 159(10): 2251-2264.

[9] 柏兆海. 我国主要畜禽养殖体系资源需求、氮磷利用和损失研究[D]. 北京: 中国农业大学, 2015.

BAI Z H. The resources requirement, nitrogen and phosphorus use and losses in the main livestock production system in China[D]. Beijing: China Agricultural University, 2015. (in Chinese)

[10] 魏莎. 京郊畜禽养殖养分循环、环境损失及可持续性研究[D]. 北京: 中国农业大学, 2016.

Wei S. Nutrient cycling, environment losses and sustainability assessment of livestock production in peri-urban area of Beijing[D]. Beijing: China Agricultural University, 2016. (in Chinese)

[11] LIN T, GIBSON V, CUI S H, YU C P, CHEN S H, YE Z L, ZHU Y G. Managing urban nutrient biogeochemistry for sustainable urbanization., 2014, 192: 244-250.

[12] Ma L, Velthof G L, Wang F H, Qin W, Zhang W F, Liu Z, Zhang Y, Wei J, Lesschen J P, Ma W Q, Oenema O, Zhang F S. Nitrogen and phosphorus use efficiencies and losses in the food chain in China at regional scales in 1980 and 2005., 2012, 434: 51-61.

[13] Bouwman A F, Kram T, Klein Goldewijk K.. Bilthoven, The Netherlands: Netherlands Environmental Assessment Agency (MNP), 2006.

[14] Velthof G, Oudendag D, Oenema O. Development and application of the integrated nitrogen model MITERRA-EUROPE. Task 1 Service contract “Integrated measures in agriculture to reduce ammonia emissions”[R]. Alterra, Wageningen, The Netherlands. 2007.

[15] Leip A, Marchi G, Koeble R, Kempen M, Britz W, Li C. Linking an economic model for European agriculture with a mechanistic model to estimate nitrogen and carbon losses from arable soils in Europe., 2008, 5: 73-94.

[16] De Vries W, Kros J, Reinds G J. INTEGRATOR: A modelling tool for European-wide assessments of nitrogen and greenhouse gas fluxes in response to changes in land cover, land management and climate. Calculation procedures, application methodology and examples of scenario results[R]. Alterra, Wageningen, The Netherlands. 2011.

[17] 刘晓利. 我国“农田-畜牧-营养-环境”体系氮素养分循环和平衡[D]. 保定: 河北农业大学, 2005.

Liu X L. Nitrogen cycling and balance in “agriculture-livestock- nutrition-environment” system of China[D]. Baoding: Hebei Agricultural University, 2005. (in Chinese)

[18] 许俊香. 我国“农田-畜牧-营养-环境”体系磷素循环和平衡[D]. 保定: 河北农业大学, 2005.

Xu J X. Phosphorus cycling and balance in “agriculture-animal husbandry-nutrition-environment” system of China[D]. Baoding: Hebei Agricultural University, 2005. (in Chinese)

[19] Wang F, Dou Z, Ma L, Ma W Q, Sims J T, Zhang F S. Nitrogen mass flow in China’s animal production system and environmental implications., 2010, 39(5): 1537-1544.

[20] Wang F, Sim J T, Ma L, ma W Q, Dou Z X, Zhang F S. The phosphorus footprint of China’s food chain: implications for food security, natural resource management, and environmental quality., 2011, 40(4): 1081-1089.

[21] Ma L, Ma W Q, Velthof G L, Wang F H, Qin W, Zhang F S, Oenema O. Modeling nutrient flows in the food chain of China., 2010, 39(4): 1279-1289.

[22] Ma L, Guo J H, Velthof G L, Li Y M, Chen Q, Ma W Q, Oenema O, Zhang F S. Urban expansion and it impacts on nitrogen and phosphorus flows in the food chain: A case study of Beijing, China, period 1978-2008., 2014, 28: 192-204.

[23] Bai Z H, Ma L, Jin S Q, Ma W Q, Velthof G L, OenemA O, Liu L, Chadwick D, Zhang F S. Nitrogen, phosphorus, and potassium flows through the manure management chain in China., 2016, 50(24): 13409-13418.

[24] 北京市统计局. 北京统计年鉴. 北京: 中国统计出版社, 2014.

Beijing Municipal Bureau of Statistics.. Beijing: China Statistics Press, 2014. (in Chinese)

[25] 北京市统计局. 北京统计年鉴. 北京: 中国统计出版社, 1981.

Beijing Municipal Bureau of Statistics.. Beijing: China Statistics Press, 1981. (in Chinese)

[26] 中国畜牧业年鉴编辑委员会. 中国畜牧业年鉴. 北京: 中国农业出版社, 2013.

Editorial Committee ofChina Animal Industry Yearbook.. Beijing: China Agriculture Press, 2013. (in Chinese)

[27] 中国畜牧业年鉴编辑委员会. 中国畜牧业年鉴. 北京: 中国农业出版社, 1999.

Editorial Committee ofChina Animal Industry Yearbook.. Beijing: China Agriculture Press, 1999. (in Chinese)

[28] 刘东. 中国猪和奶牛粪尿氨(NH3) 挥发的评价研究[D]. 保定: 河北农业大学, 2007.

Liu D. Evaluation of NH3emission from pig and dairy cow mnaure in China[D]. Baoding: Hebei Agricultural University, 2007. (in Chinese)

[29] 贾伟. 我国粪肥养分资源现状及其合理利用分析[D]. 北京: 中国农业大学, 2014.

Jia W. Studies on the evaluation of nutrient resources derived from manure and optimized utillization in arable land of China[D]. Beijing: China Agricultural University, 2014. (in Chinese)

[30] 范建. 北京启动畜牧业五年规划. 农业技术与装备，2011(207): 79.

Fan J. Beijing launches five-year plan for animal husbandry., 2011(207): 79. (in Chinese)

[31] 国家环境保护总局. 畜禽养殖污染物排放标准: GB18596-2001[S]. 北京: 中国标准出版社, 2001.

State Environmental Protection Administration of China. Discharge standard of pollutants for livestock and poultry breeding: GB18596- 2001[S]. Beijing: China Standard Press, 2001. (in Chinese)

[32] 国家环境保护总局. 粪便无害化卫生标准: GB 7959-1987[S]. 北京: 中国标准出版社, 1987.

State Environmental Protection Administration of China. Sanitary standard for the non-hazardous treatment of excrement and urine: GB 7959-1987[S]. Beijing: China Standard Press, 1987. (in Chinese)

[33] 中华人民共和国农业部. 畜禽场环境质量及卫生控制规范: NY/T 1167-2006[S]. 北京: 中国农业出版社, 2006.

Ministry of Agriculture of the People’s Republic of China. Environment quality and sanitary control requirement for the livestock and poultry farms: NY/T 1167-2006[S]. Beijing: China Agriculture Press, 2006. (in Chinese)

[34] 国家环境保护总局. 中、小型集约化养猪场环境参数及环境管理: GB/T 17824. 4-1999[S]. 北京: 中国标准出版社, 1999.

State Environmental Protection Administration of China. Environmental parameters and environmental management in middle and small intensive pig farms: GB/T 17824. 4-1999[S]. Beijing: China Standard Press, 1999. (in Chinese)

[35] 国家环境保护总局. 畜禽养殖业污染防治技术规范: HJ/T 81-2001[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2001.

State Environmental Protection Administration of China. Technical standard of preventing pollution for livestock and poultry breeding: HJ/T81-2001[S]. Beijing: China Environmental Science Press, 2001. (in Chinese)

[36] 全国人民代表大会常务委员会. 中华人民共和国畜牧法. 北京: 中国法制出版社, 2005.

Standing committee of the national People’s Congress of the People’s Republic of China.. Beijing: China Legal Publishing House, 2005. (in Chinese)

[37] Halberg N, Verschuur G, Goodlass G. Farm level environmental indicators; are they useful? An overview of green accounting systems for European farms., 2005, 105: 195-212.

[38] Agostini P S, Gasa J, Manzanilla E G, DA Silva C A, de Blas C. Descriptive study of production factors affecting performance traits in growing-finishing pigs in Spain., 2013, 11(2): 371-381.

[39] LE Bellego L, VAN Milgen J, Noblet J. Effect of high temperature and low-protein diets on the performance of growing- finishing pigs., 2002, 80: 691-701.

[40] Noblet J, Le BELLEGO L, Van Milgen J, Dubois S. Effects of reduced dietary protein level and fat addition on heat production and nitrogen and energy balance in growing pigs., 2001, 50: 227-238.

[41] Bai Z H, Ma L, Ma W Q, Qin W, Velthof G L, Oenema O, Zhang F S. Changes in phosphorus use and losses in the food chain of China during 1950-2010 and forecasts for 2030., 2016, 104: 361-372.

[42] 北京市民政局. 北京市行政区划. 北京: 中国社会出版社, 2003.

Beijing Affairs Bureau.. Beijing: China Society Press, 2003. (in Chinese)

[43] 崔小年. 城郊生猪养殖业发展研究——以北京市为例[D].北京: 中国农业大学, 2014.

Cui X N. Study on suburban pig industry development—A case study of Beijing[D]. Beijing: China Agricultural University, 2014. (in Chinese)

[44] Xia L, Lam S K, Yan X, Chen D. How does recycling of livestock manure in agroecosystems affect crop productivity, reactive nitrogen losses, and soil carbon balance?, 2017, 51(13): 7450-7457.

[45] 王泽, 罗小红, 何忠伟, 刘芳. 北京奶业可持续发展研究. 中国食物与营养, 2015, 21(6): 21-24.

Wang Z, Luo X H, He Z W, LIU F. Study on sustainable development of dairy industry in Beijing City., 2015, 21(6): 21-24. (in Chinese)

[46] 杨利, 杨宇泽, 刘芳. 北京市规模化奶牛养殖场成本效益研究. 农业展望, 2013(8): 48-53.

Yand L, Yang Y Z, Liu F. Cost-effectiveness analysis of scale dairy farms in Beijing., 2013(8): 48-53. (in Chinese)

[47] 孙芳, 高立英. 现代农牧业纵横一体化经营模式影响因素分析——以京津西北部农牧交错区为例. 农业技术经济, 2010(6): 74-81.

Sun F, Gao L Y. Influencing factors analysis of operation mode of modern husbandry industry vertical and ateral integration—A case study of the farming and animal husbandry ecotone in the northwest of Beijing and Tianjin., 2010(6): 74-81. (in Chinese)

[48] 孙芳. 现代农牧业纵横一体化综合效益及创新模式——以北方农牧交错带为例. 中国农业资源与区划, 2013, 34(2): 68-72.

Sun F. Comprehensive benefit and innovation mode of modern husbandry industry vertical and ateral integration—A case study of the farming and animal husbandry ecotone in North China., 2013, 34(2): 68-72. (in Chinese)

[49] 冯静静, 杨静. 从北京市资源环境限制因素看奶牛养殖业的发展前景. 农业展望, 2011(2): 28-32.

Feng J J, Yang J. Development prospect of dairy industry from the perspective of resources and environment restriction factors in Beijing., 2011(2): 28-32. (in Chinese)

（责任编辑 岳梅）

Nutrient Flow and Environmental Effects of “Soil-Feed-Livestock” System in Metropolis: A Case Study in Beijing

WEI Sha1.2, BAI ZhaoHai2, WU DiMei3, XIA LiJiang1, JIANG RongFeng1, MA Lin2

(1College of Resources and Environmental Sciences, China Agricultural University/Key Laboratory of Plant-Soil Interactions, Ministryof Education, Beijing 100193;2Center for Agricultural Resources Research, Institute of Genetics and Developmental Biology, Chinese Academy of Sciences/Hebei Key Laboratory of Water-Saving Agriculture/Key Laboratory of Agricultural Water Resources, Chinese Academy of Sciences, Shijiazhuang 050021;3Beijing Environmental monitoring station of animal husbandry, Beijing 100083)

【Objective】With the accelerated process of urbanization and the rapid development of economy, people’s demand for food and diet has changed greatly, especially the demand for livestock products increased significantly.The intensive development of crop-livestock production in the suburbs meets the increasing demand for animal products and high-quality plant products, but it also brings serious waste of resources and environmental pollution.The objective of this study is to analyze the nutrient flow and environmental emission characteristics of peri-urban area and provide scientific suggestions for the integrated management of nutrient resources, promoting the combination of agriculture and animal husbandry and protecting the ecological environment.【Method】In this study, the survey data about the farm management, feed sources and inputs, manure management and land use of a total of 200 farms in Beijing (92 pig farms, 28 dairy farms, 11 beef cattle farms, 27 layer farms, 26 broiler farms and 16 duck farms) were used to summarize the characteristics of different scales of farming system Beijing. The performance of nitrogen and phosphorus flow characteristic, use efficiency and environmental loss of “soil-feed-livestock” production system in Beijing from 1980 to 2013 was assessed, using data of farm survey, historical statistics data and literature and nutrient flows in food chains, environment and resources model (NUFER) and calculations with the NUFER model.The spatial and temporal variations of nutrient flow characteristics, use efficiency and environmental emission characteristics of farming and animal system in 1980 and 2013 were compared. 【Result】The result of characteristic of nitrogen and phosphorus flow showed that the ratio of the input and output of nitrogen and phosphorus in the system had a great change. The main nutrient input was main feed import from other place in 2013, while the main inputs for nitrogen and phosphorus were from by-products feed import in 1980. The nitrogen and phosphorus loss was the main output in 2013, while the manure land use was the main output in 1980. The reason for the change is that with the development of urbanization and intensive farming system, more and more nutrients are concentrated in the urban area, resulting in a greater proportion of environmental loss. Nitrogen use efficiency of “soil-feed crop-livestock” production system in 2013 was 29.0% which was similar with 1980. Among them, NUECof crop system in 2013 was 33.0%, lower than that in 1980 (39.5%), while NUEAof animal system in 2013 was 20.6%, higher than that of 1980 (17.8%). Nitrogen and phosphorus loss of per hectare and the ways of loss have great changes. In 2013, loss of nitrogen and phosphorus per hectare of arable land was 436.5 and 37.5 kg·hm-2, respectively, while the nitrogen and phosphorus loss in 1980 was 77.5 and 3.2 kg·hm-2, respectively. In 2013, the loss of nitrogen and phosphorus in cultivated land increased 4.6 and 10.7 times as compares with 1980, respectively. In 2013, nitrogen loss from gas emission accounted for 61.1% of the total nitrogen loss, followed by direct discharge (31.3%) and leaching and runoff (7.6%). Compared with 1980, the proportion of gas loss decreased significantly, while the proportion of discharge losses increased significantly which exceeding leaching runoff became the second largest loss. In 2013, the ratio of direct phosphorus emissions exceeded that of leaching runoff to become the largest proportion of emission. Meanwhile, the loss of nitrogen and phosphorus in “soil-feed-animal” system in Beijing increased rapidly in the suburbs and decreased rapidly in the urban center.【Conclusion】 During 1980-2013, the characteristics of nitrogen and phosphorus flow in “soil-feed-animal” system changed greatly. These changes are closely related to the changes in planting and breeding structure, the scale of animal farming, and environmental protection policies.

“soil-feed-livestock” system; nutrient use efficiency; nitrogen loss; phosphorus loss; NUFER model

2017-05-22；

2017-07-06

国家自然科学基金面上项目（31572210）、河北省杰出青年基金（D2017503023）、科技部国家国际科技合作专项（2015DFG91990）、中国科学院重点部署项目（ZDRW-ZS-2016-5）、中国科学院百人计划项目

魏莎，E-mail：weisha_666@126.com。

马林，E-mail：malin1979@sjziam.ac.cn