基于空間優化的九洲江流域畜禽養殖生態補償

王西琴,劉維哲,張馨月,高 偉

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基于空間優化的九洲江流域畜禽養殖生態補償

王西琴1,劉維哲1,張馨月1,高 偉2*

(1.中國人民大學農業與農村發展學院,北京 100872；2.云南大學生態與環境學院,云南 昆明 650091)

以生態補償試點區九洲江流域為例,基于調研數據和相關資料,以最小的政府生態補償金額為目標,以水環境容量、耕地承載力、養殖戶經濟收益為主要約束,建立基于畜禽養殖模式轉變的生態補償空間優化模型.結果表明,九洲江流域生豬養殖最小生態補償金為5.83億元,其中2.92億元用于55.47萬頭的生豬禁養,1.94億元用于補助適養區內新建47.99萬頭高架網床模式養殖,0.97億元用于18.57萬頭的養殖模式升級改造.優化后全流域養殖總規模為121.18萬頭,比現狀減少約4萬頭.可實現污染物削減率73.66%,COD、總氮、總磷分別削減13980,2545,995t.其中,傳統養殖模式全部被禁養或升級改造,高架網床養殖模式為流域最主要養殖模式,占比達到81.19%.10個鎮的補償資金及污染物削減情況存在顯著差異,補償金占比較高的是文地、良田、古城鎮,合計占總補償資金的56.78%,COD削減量占總削減量的55.35%.通過優化后的補償方案,同時實現環境效益和經濟效益的雙贏.

畜禽養殖；生態補償；水環境容量；耕地承載力；空間優化；九洲江流域

畜禽養殖業是我國環境污染的主要來源之一.2010年全國畜禽養殖業的COD、NH3-H排放量分別占全國水體污染物總量的45%、25%[1].隨著養殖規模的不斷擴大,畜禽養殖污染日趨嚴重,對地區水環境和耕地造成巨大壓力[2].有學者預測,到2020年全國畜禽糞便排放量將比2010年增長26.9%,單位耕地面積的畜禽糞便污染量增長32.8%[3].因此,控制畜禽污染對我國水環境質量改善具有重要意義.隨著我國畜禽養殖生態補償政策的出臺,生態補償成為解決畜禽污染問題的重要途徑.圍繞畜禽養殖生態補償主題,目前相關學者從畜禽養殖污染治理的成本效益[4]、養殖戶偏好[5]、管理模式[6]、養殖模式升級改造[7]等角度開展了相關研究,對養殖污染治理的思路也逐漸從傳統的末端治理轉向源頭治理,通過由政府和養殖戶共同出資對養殖模式升級改造的方式將治污外部成本“內部化”,取得了一定的環境效果.然而,政府的生態補償資金有限,如何在有限的生態補償資金投入下獲得最大的環境效益,同時不影響養殖戶的收入,是值得關注和研究的問題.目前研究大多未充分考慮流域內的地區差異性問題.實際上,由于流域內不同空間單元在養殖模式、養殖規模等方面存在顯著差異,畜禽養殖污染物排放量也隨之具有空間差異特點.因此,基于地區的環境容量和養殖特點差異,對生態補償投入有所優先和傾斜,最大限度的實現環境效益目標,對于生態補償政策實踐具有重要的指導意義.空間優化作為一種重要的資源配置方式,被廣泛應用于污水處理設施布局[8]、區域水資源配置[9]、產業集聚[10]、土地利用[11-12]等領域.近年來國內一些學者開始探討污染治理情景下的畜禽養殖業布局問題[13-14],以期在一定環境承載力下科學合理布局.然而,從生態補償角度將畜禽養殖治理和空間優化相結合定量研究,還比較缺乏.本文以鄉鎮為單元,建立生態補償空間優化模型,以政府補償資金為目標函數,以水環境承載力、耕地承載力、養殖戶收入等為主要約束條件,基于九洲江流域養殖戶調研數據,進行實證研究,獲得生態補償的優化方案,以期為該流域生態補償政策的實施提供依據和參考.

1 研究區背景

九洲江發源于廣西省陸川縣,是跨越廣西、廣東兩省的獨流入海河流,在古城鎮匯入廣東鶴地水庫,該水庫是廣東省湛江市的重要飲用水水源.上游廣西省境內流經陸川縣、博白縣的溫泉、沙坡等10個鄉鎮(東經110°04￠~110°25￠,北緯21°53￠~22°58￠).近年來,由于畜禽養殖規模的發展,污染物排放量增加,對下游飲用水安全保障造成了巨大的壓力.基于此,2016年3月,廣西、廣東兩省簽訂了《九洲江流域上下游橫向生態補償協議》,協議規定由中央、廣西和廣東共同出資設立為期三年的生態補償資金共15億元,用于流域內開展畜禽養殖、工業、生活、農業面源污染治理以及生態修復等,已經收到了一定的環境效果.然而,2017年仍有2個月斷面水質未達標,給未來生態補償政策提出了嚴峻的挑戰.陸川、博白兩縣一直是廣西重要的生豬養殖大縣,其中九洲江流域內10個鎮是2縣養殖業最集中的地區,生豬養殖在流域畜禽養殖中占據絕對比重,是流域農民經濟收入和產業經濟體系的重要支柱.2016年全流域10個鄉鎮生豬養殖總存欄量達125萬頭,流域生豬養殖排放的COD、氨氮、總氮和總磷分別占到流域污染物總量的60.69%、57.83%、66.00%、78.51%[15].各鎮生豬養殖污染物排放量表現出明顯的地區差異(圖1),其中污染物排放量最多的是文地鎮,COD排放量達4468t,占全流域排放總量的23.54%,是排放量最小的溫泉鎮的6.47倍.因此,生態補償政策中優先和傾斜于污染物排放量占比較高的鄉鎮,對于污染物削減具有積極作用.

圖1 2016年流域各鎮生豬養殖污染物排放量

造成九洲江流域養殖污染嚴重的原因主要來自兩個方面:一是養殖模式.九洲江流域養殖模式包括傳統模式、氧化塘模式和高架網床模式.不同養殖模式在污染物排放方面存在較大差異.其中,傳統模式對污染物不進行任何處理,該模式對環境污染較大;氧化塘模式是在傳統模式基礎上,配備儲糞屋、儲液池、反應池和氧化塘等配套設施,對污染物進行初步處理;高架網床模式包括對養殖欄舍進行改造和污染物處理兩部分,污染物經微生物發酵后進入配套設施進行處理.2017年流域傳統養殖模式下的養殖規模占總養殖規模的31%,氧化塘模式占45%,高架網床養殖模式僅占24%.二是養殖場的空間布局.具體表現在2個方面:一是養殖規模與養殖模式的空間分布未考慮各單元環境承載力的差異;二是養殖場位置的不合理,部分養殖場建在九洲江近岸和各種敏感地區,對水環境造成極大的威脅.2016年,由廣西、廣東兩省共同制定的《粵桂兩省區九洲江水污染防治規劃》中,將廣西九洲江干流沿岸500m內以及支流沿岸200m內范圍劃定為禁養區;干流沿岸500~2000m內以及支流沿岸200~2000m內范圍劃定為限養區;其他區域為適養區.原則上對所有禁養區內養殖舍進行關閉并拆除相關設施,限養區不準新建、擴建養殖場,并對部分養殖場進行拆除,在適養區內新建配備相應的污染物處理措施的養豬場,用以供禁養區、限養區內養殖戶搬遷養殖.上述措施需要通過生態補償的激勵政策實施.因此,如何用最小的生態補償達到最優的環境效應,并鼓勵養殖戶向環保養殖模式轉型,同時保證養殖戶收入不降低,是九洲江流域畜禽養殖污染治理和生態補償政策需要考慮和解決的問題.

2 畜禽養殖生態補償空間優化模型

2.1 建模思路

基于流域各鄉鎮的養殖規模和模式現狀,以及空間環境承載力的差異,本文構建了畜禽養殖生態補償空間優化模型,具體思路如下:(1)目標函數為最小政府生態補償資金,補償標準采用養殖戶受償意愿調查結果,兼顧補償者和受償者雙方利益.(2)環境約束選取水環境容量和耕地承載力2個指標,其中,水環境容量以分配給畜禽養殖的COD容量為標準;耕地承載力選擇各鄉鎮耕地能容納的氮、磷2種污染物,保證各區域畜禽養殖污染排放量小于耕地承載力.(3)以養殖戶凈收益為主要經濟約束,確保養殖戶凈收益不降低.(4)將生態補償政策的引導作用納入約束,具體包括禁養區內養殖場全部拆除,只允許在高架網床模式下增加養殖規模.基于以上思路求解在滿足流域水環境容量和各鄉鎮耕地承載力、養殖戶經濟收益情況下的生態補償優化方案,包括各鄉鎮的補償資金、禁養規模、養殖模式轉變、污染物削減量等,為九洲江流域生態補償提供依據和參考.

2.2 目標函數

目標函數為最小政府生態補償資金.假定養殖戶有3種選擇:減少養殖量、升級養殖模式、增加高架網床模式的養殖頭數,政府分別對上述3種選擇進行補償,補償標準采用養殖戶的受償意愿,即單位面積補償標準.目標函數如下:

Min

C

=

S

i

S

j

2

S

k

[RR

ijk

×

SC

j

×

ESI

jk

]

(Tr

ijk

+ FR

ijk

)

×

SC

j

×

TSI

jk

(1)

式中:為政府對全流域生豬養殖補償總資金,元;RR為禁養區與限養區減少的養殖數量,頭;TR為轉變為高架網床養殖頭數,頭;FR為適養區內新增頭數,頭;SC為單位生豬占欄舍面積,m2/頭,根據實地調研,傳統和氧化塘模式下介于1.2~1.5m2/頭之間,取均值1.35m2/頭,高架網床模式下介于0.8~1m2/頭,取均值0.9m2/頭;ESI為禁養受償意愿標準,元/m2,TSI為轉向高架網床養殖模式受償意愿標準,元/m2,由問卷調研數據確定,具體見3.1.1節,其中新建高架網床受償意愿假定等同于傳統模式養殖戶升級為高架網床的受償意愿.=1,2,…,10代表空間單元的個數,本文指九洲江流域10個鄉鎮;=1,2,3表示傳統、氧化塘和高架網床養殖模式;=1,2,3分別代表小、中、大3種養殖規模,養殖規模的劃分標準參考廣西省《玉林市九洲江流域養殖業發展規劃》標準:200頭以下為小規模養殖,200~499頭為中等規模養殖,500頭以上為大規模養殖.

2.3 約束條件

2.3.1 耕地承載力約束 基于Troug[16]提出的養分平衡法,主要考慮耕地對生豬養殖排放的氮、磷2種污染物承載能力.模型設定各空間單元生豬養殖氮、磷排放量小于其耕地氮、磷承載力:

S

j

S

k

(CR

ijk

-RR

ijk

-TR

ijk

+FR

ijk

)

×

FDN

j

￡

LDN

i

(2)

S

j

S

k

(CR

ijk

-RR

ijk

-TR

ijk

+FR

ijk

)

×

FDP

j

￡

LDP

i

(3)

式中:CR為現狀養殖生豬數量,頭;FR為新增養殖生豬數量,頭;FDN為單位生豬總氮排放系數,kg/頭/a;LDN為耕地氮承載力,kg;FDP為單位生豬總磷排放系數,kg/頭/a;LDP為耕地磷承載力,kg;排放系數及承載力計算與取值見3.1.2節.

2.3.2 水環境容量約束 模型選取COD為指標,各區域生豬養殖COD排放量之和小于流域允許的最大生豬養殖COD排放量:

S

i

S

j

S

k

(CR

ijk

-RR

ijk

-TR

ijk

+FR

ijk

)

×

FDC

j

￡

MOJ (4)

式中:FDC為不同模式下單位生豬COD排放系數,kg/頭/a;MOJ為流域允許的最大生豬養殖COD排放量,kg;本文MOJ取值參考文獻[17],選取水質達到地表水III類要求時,在90%保證率下九洲江全流域允許的生豬養殖COD排放量,為4979.85t/a.

2.3.3 經濟效益約束 模型以養殖戶的養殖凈收益為指標,約束各鎮養殖業凈收益不降低:

S

j

S

k

CA

ijk

×

IC

jk

￡

(CA

ijk

-RR

ijk

-TR

ijk

+ FR

ijk

)

×

IC

jk

-

(TR

ijk

+ FR

ijk

)

×

SC

j

×

(GC-TSI

jk

)

×

d

+ RR

ijk

×

SC

j

×

ESI

jk

×

d

(5)

式中:CA為現狀養殖量,頭;IC為單位生豬養殖量的經濟凈收益,元/頭;GC為轉為高架網床模式實際建造成本,為十年期折現均攤系數,其他參數含義同前.其中優化后經濟凈效益由3部分組成, (CA- RR-TR+ FR)×IC為優化后的養殖凈收益, (TR+ FR)×SC×(GC-TSI)代表升級或新建高架網床模式總成本中養殖戶分擔部分, (RR×SC×ESI)代表養殖戶由于禁養獲得的補償,由于后兩者均為一次性,因此按十年期進行折現均攤.

2.3.4 禁養約束 各空間單元養殖頭數減少量不小于其禁養區內養殖規模:

S

j

S

k

RR

ijk

3

MRA

i

(6)

式中:MRA為各空間單元劃定在流域禁養區內生豬養殖數量,頭;根據當地畜牧局統計數據,九洲江流域禁養區總規模約為26萬頭.

2.3.5 政策引導約束 相比于傳統和氧化塘模式,高架網床模式是當地政府鼓勵和引導的模式.因此設定公式(7)以約束傳統養殖和氧化塘模式不在現有基礎上增加,僅允許適養區高架網床養殖頭數增加,設定約束(8)保證現狀高架網床模式的養殖頭數不減少:

S

j

=1

FR

ijk

=0;

S

j

=2

FR

ijk

=0 (7)

S

j

=

3

RR

ijk

=0 (8)

2.3.6 非負約束 對高架網床養殖模式(=3)而言,TR代表由其他兩種模式升級為高架網床模式總規模,所以此時令TR為負數.除TR外其他所有參數非負:

S

j

=3

TP

ijk

=-

S

j

2

TR

ijk

(9)

X

ijk

S

j

=3

TP

ijk

3

0 (10)

3 研究區生豬養殖生態補償優化分析

3.1 關鍵參數確定

上述優化模型涉及到的養殖戶受償意愿、養殖經濟收益、污染物排放量、耕地承載力等關鍵參數,通過問卷調研或根據相關數據計算獲得.

3.1.1 養殖戶受償意愿 2017年7月~8月,采用隨機抽樣的方法,在流域10個鄉鎮中抽取7個鎮,每個鄉鎮抽取4~6個村,每個村抽取10~15個生豬養殖戶,進行一對一深度訪談.問卷設計內容除養殖戶受償意愿外還包括詳細的養殖成本投入等數據,調研共收集問卷457份,其中,傳統和氧化塘模式下的養殖戶禁養、升級改造的受償意愿見表1,本文選取意愿調查結果均值作為補償標準.

表1 九洲江流域養殖戶受償意愿均值統計

3.1.2 養殖戶經濟收益 生豬養殖戶成本投入主要包括固定資本的一次性投入和正常運營費用,其中一次性投入為養殖廠房及配套設施建設成本,采用年限平均法計提折舊;運營成本包括租入土地量、仔豬購買成本、人工、肥料、電費、防疫投入,均為實地調研獲取,統一處理為實際支出費用.養殖收入為出售生豬量乘以當年平均市場價格,據此可計算養殖戶養殖凈收益.表2為不同養殖模式和規模單位養豬的成本收益情況.

3.1.3 污染物排放量 生豬養殖污染物排放量核算一般以排污系數乘以生豬出欄量,本文養殖規模以存欄量為基準,故在計算污染物排放量時乘以出欄率系數,根據實地調研,出欄率系數取1.5.產污系數參照《農業技術經濟手冊》[18]確定單位存欄量生豬污染物COD、氨氮、總磷、總氮產生量分別為26.61kg/(a×頭),2.07kg/(a×頭),1.7kg/(a×頭),4.51kg/(a×頭).不同養殖模式對污染物的削減率存在差異.經過實地調研及參考國務院印發的《“十二五”主要污染物總量減排核算細則》,進一步計算各養殖模式下污染物削減率及削減后排放量(表3).

表2 九洲江流域養殖成本收益均值統計(元/頭)

表3 九洲江流域不同養殖模式下生豬污染物年排放量

3.1.4 耕地承載力 根據養分平衡理論[16],當區域達到種養平衡狀態時,農作物生長所需養分扣除耕地土壤供應量后即為農田外部輸入量,來源為一定比例組合的化肥和生豬糞便.本文選取耕地主要養分元素氮、磷作為衡量指標,根據九洲江生豬糞便使用比例及各鎮的作物產量和耕地面積計算氮、磷承載力,計算公式如下:

式中:為區域耕地氮(磷)承載量,t;Y為區域農作物的產量,t;m為單位產量作物所需氮(磷)養分量,t/t,參考邱樂豐等[19]研究成果確定;為區域耕地土壤有效氮(磷)含量測定值,mg/kg,參考相關文獻[20]中對陸川縣耕地養分測量結果,氮為1200mg/kg,磷為11.78mg/kg;2.25為土壤養分換算系數;為土壤有效養分矯正系數,根據曹連福等[21]對土壤有效氮(磷)與校正系數關系的回歸結果,土壤氮(磷)養分矯正系數計算公式分別為N=N-0.7728′11.831、P=p-0.9563′22.726;為生豬糞便替代化肥比例,需要說明的是,替代比例越高意味著耕地承載力越大,優化后最小生態補償資金越小.本文按九洲江流域中期規劃50%替代率計算.根據耕地和作物情況計算得到九洲江流域各鎮氮、磷承載力,氮、磷總承載力分別為1287.05t、966.23t.

3.2 模型優化結果

依據第2節優化模型,以及本文給出的參數數據,采用LINGO 9.0軟件對模型進行編程和求解,得到優化方案.

3.2.1 生態補償資金 優化結果顯示九洲江流域生豬養殖生態補償資金總投入為5.83億元,其中用于禁養補償資金為2.92億元,占總補償金比例50.09%;用于升級高架網床補償資金為0.97億元,占比為16.64%;用于新增高架網床養殖補償投入共計1.94億元,占比33.28%.從各鎮補償金額來看,文地鎮生態補償資金最多,為1.54億元,主要原因是文地鎮在流域內10個鄉鎮中養殖數量最多,污染物排放量位居第一,是各鎮平均養殖規模的2.38倍,而耕地氮、磷承載力僅為各鎮平均水平的1.44倍和1.5倍,因此面臨較大的環境壓力,生態補償應該優先考慮.良田、古城、烏石、大橋、寧潭5個傳統養殖大鎮所需補償資金均在5000萬元以上.從補償資金用途來看,禁養補償資金在各鎮所占比例均在45%以上,為最主要生態補償資金;用于新建高架網床養殖補償金在各鎮中所占比例均介于30%~40%之間;用于升級高架網床資金所占比例僅在良田、文地、大橋3鎮超過20%,其余各鄉鎮均在10%以內.具體各鎮生態補償資金見圖2:

圖2 九洲江流域各鄉鎮生態補償資金優化結果

3.2.2 禁養與養殖模式轉變 優化結果顯示,在現有基礎上,需要禁養生豬55.47萬頭,大于禁養區內26萬頭生豬養殖存量(表4).意味著除禁養區全部禁養外,仍需在限養區內禁養約28萬頭.其中傳統模式的小規模、中規模全部要求禁養,大規模的傳統養殖全部保留;氧化塘模式的小規模要求6個鄉鎮禁養,中規模全部要求禁養,大規模養殖全部保留.其中禁養總頭數最多的文地鎮共禁養13.02萬頭,禁養區內6.09萬頭,限養區內6.93萬頭.溫泉鎮由于現狀養殖量較小,禁養規模為各鎮中最小,僅2.21萬頭,其中禁養區內0.93萬頭,限養區1.28萬頭.從禁養比例來看,全流域總禁養量占現狀養殖總量的44.31%,禁養比例最高的沙坡鎮達到67.24%,最少的大橋鎮為27.76%.需要說明的是,這里的禁養比例僅就現狀養殖模式而言,各鎮除禁養的數量減少外,還有高架網床養殖模式的新增頭數.

需升級改造為高架網床模式的頭數為18.57萬頭,占現狀養殖規模的14.83%.其中,傳統模式5.01萬頭,氧化塘模式13.56萬頭.傳統模式由于小規模和中規模全部被禁養,需升級改造的全部為大規模養殖,且各鎮傳統模式中大規模養殖的升級改造比例為100%.氧化塘模式下,小規模和中規模均不進行升級改造,僅有大橋、良田等4個鄉鎮的大規模養殖進行升級改造.流域新增養殖頭數共49.77萬,所有新增頭數均為高架網床模式,且優化結果顯示升級改造后全部為小規模養殖.在實踐中意味著政府在禁養區、限養區內禁養55.47萬頭生豬的同時,需在適養區新建可以總共容納49.77萬頭生豬的小規模高架網床養殖場,實現九洲江流域養殖的“異地升級改造”.

表4 九洲江流域生豬養殖模式變化量

3.2.3 優化后流域養殖規模 優化后流域生豬養殖總量為121萬余頭,相對現狀125萬頭養殖存量減少4萬頭,各鎮養殖規模相比現狀均有所減少,但減少幅度較小,介于1500~9000頭之間.從地區經濟效益角度出發,在不大幅度削減流域養殖總量情況下進行養殖模式優化調整,能夠較好保證養殖戶經濟效益,因此該結果較為合理.此外,表5顯示,優化后九洲江流域將不存在傳統養殖模式,僅保留氧化塘模式和高架網床模式.盡管高架網床模式建造和升級改造的生態補償標準高,但具有較好的環境效益和經濟效益.優化后高架網床模式養殖頭數93.38萬頭,占流域總養殖規模的81.19%,氧化塘模式占18.81%.從養殖規模變化來看,小規模的養殖頭數由35.68萬頭增加至54.38萬頭,在氧化塘模式和高架網床模式中分別占20.24%、50.59%;大規模的養殖頭數仍維持在64.5萬頭,在氧化塘模式和高架網床模式中分別占比79.76%、47.08%;中規模則由原來的25萬頭下降為2.29萬頭.可見小規模和大規模養殖將成為九洲江流域主要養殖規模選擇,主要原因在于小規模由于勞動投入少具有成本低的優勢,大規模則具有規模效益,因此中等規模效益相對最低.

表5 優化后各鎮養殖模式與規模

圖3 九洲江流域各鎮COD削減量及削減率

3.2.4 優化前后環境效果對比 優化后COD削減量將達到13980t,削減后總排放量為4977t,小于水環境容量4979t的約束.同時能實現總氮、總磷削減2545t、995t,優化后總氮、總磷排放量分別為1023.84t、394.71t,均滿足耕地氮、磷承載力1287.05t、966.23t約束.由于生豬糞便污染物中COD、總氮、總磷的含量為固定比例,因此以污染物COD為代表對各鎮削減情況進行比較(圖3).各鎮中,COD總削減量最大的3個鄉鎮依次是文地鎮、良田鎮、古城鎮,削減量分別為3568.25,2284.34, 1884.96t;占總削減量的55.35%.橫山鎮、溫泉鎮、灘面鎮削減總量較小,分別為498.32t、533.21t、607.85t.優化后各鎮COD削減率均介于62.63%~81.84%之間,流域平均削減率為73.66%.

4 結語

4.1 基于畜禽養殖污染物排放量的空間差異,建立以生態補償資金最小為目標函數,以水環境容量、污染物耕地承載力、養殖戶收益為主要約束的空間優化模型,主要結論如下:

以九洲江流域養殖戶受償意愿標準為依據,政府在生態補償資金投入5.83億元的情況下,可同時達到水環境容量與耕地承載力的要求,并保證養殖戶的經濟收益不降低.在該優化方案下,需要對養殖規模和養殖模式等進行調整,優化后養殖規模將維持在121萬頭,比現狀125萬頭養殖規模減少4萬頭;且養殖規模以小規模和大規模為主,小規模、中規模、大規模占比分別為44.48%、1.89%、53.23%;養殖模式以高架網床為主,占比81.19%,氧化塘模式占18.81%,傳統模式全部不再保留.小規模的養殖頭數在氧化塘模式和高架網床模式中分別占20.24%、50.59%;大規模的養殖頭數在氧化塘模式和高架網床模式中分別占比79.76%、47.08%.10個鎮在上述幾個指標均表現出較大的空間差異,生態補償資金投入最多的三個鄉鎮分別是文地、良田、古城鎮,這三個鄉鎮也是需要升級改造最多、新增高架床養殖頭數最多的鎮.通過上述10個鎮差別性的生態補償,以及相應的養殖模式和養殖頭數的優化,可以實現用最小的生態補償資金達到環境和經濟效益雙贏的目標.

4.2 養殖規模不能無限制地擴大,在考慮地區差異的前提下,滿足水環境容量和耕地承載力要求的最優養殖規模為121萬頭;建議除禁養區生豬養殖全部禁養外,限養區內約27萬頭規模的生豬需要禁養,重點是污染排放較為嚴重的傳統模式下的小規模和中規模養殖場,以及部分氧化塘模式下的小規模和中規模養殖場.同時,為保障養殖戶經濟收益,建議政府選擇適宜養殖地區,幫助被禁養的養殖戶建造高架網床養殖場,實現異地升級改造.未來九洲江流域的養殖模式應以高架網床模式為主,建議對現有的傳統養殖模式和氧化塘養殖模式有計劃分步驟的逐漸升級改造.鑒于10個鎮養殖業污染物排放的區域差異,根據本文的優化結果,建議生態補償資金應該體現優先性和差異性,優先補償的鎮分別是文地鎮、良田鎮、古城鎮等,補償資金分別為1.54億元、0.96億元、0.81億元,合計占總補償資金的56.78%.

[1] 朱建春,張增強,樊志民,等.中國畜禽糞便的能源潛力與氮磷耕地負荷及總量控制[J]. 農業環境科學學報, 2014,33(3):435-445.

[2] 潘 丹,孔凡斌.養殖戶環境友好型畜禽糞便處理方式選擇行為分析——以生豬養殖為例[J]. 中國農村經濟, 2015,(9):17-29.

[3] 仇煥廣,廖紹攀,井 月,等.我國畜禽糞便污染的區域差異與發展趨勢分析[J]. 環境科學, 2013,34(7):2766-2774.

[4] 陳菲菲,張崇尚,王藝諾,等.規?；i養殖糞便處理與成本收益分析[J]. 中國環境科學, 2017,37(9):3455-3463.

[5] 仇煥廣,莫海霞,白軍飛,等.中國農村畜禽糞便處理方式及其影響因素——基于五省調查數據的實證分析[J]. 中國農村經濟, 2012, (3):78-87.

[6] 姜 海,雷 昊,白 璐,等.不同類型地區畜禽養殖廢棄物資源化利用管理模式選擇——以江蘇省太湖地區為例[J]. 資源科學, 2015, 37(12):2430-2440.

[7] 吳林海,許國艷,楊 樂.環境污染治理成本內部化條件下的適度生豬養殖規模的研究[J]. 中國人口·資源與環境, 2015,25(7):113-119.

[8] 王西琴,高 偉,張 遠,等.基于控制單元的農村生活污水處理優化模型[J]. 中國環境科學, 2015,35(9):2835-2842.

[9] 姚華榮,吳紹洪,曹明明,等.區域水土資源的空間優化配置[J]. 資源科學, 2004,26(1):99-106.

[10] 趙海霞,王 梅,段學軍.水環境容量約束下的太湖流域產業集聚空間優化[J]. 中國環境科學, 2012,32(8):1530-1536.

[11] 李 鑫,肖長江,歐名豪,等.基于生態位適宜度理念的城鎮用地空間優化配置研究[J]. 長江流域資源與環境, 2017,26(3):376-383.

[12] 羅 鼎,許月卿,邵曉梅,等.土地利用空間優化配置研究進展與展望[J]. 地理科學進展, 2009,28(5):791-797.

[13] 李 帷,李艷霞,楊 明,等.北京市畜禽養殖的空間分布特征及其糞便耕地施用的可達性[J]. 自然資源學報, 2010,25(5):746-755.

[14] 侯麟科,仇煥廣,崔永偉,等.環境污染與畜牧業空間布局研究[J]. 中國人口·資源與環境, 2011,21(12):65-69.

[15] 廣東省人民政府,廣西壯族自治區人民政府.《粵桂兩省區九洲江流域水污染防治規劃》[Z]. 2016.

[16] TRUOG E. Fifty years of soil testing [C]//Trans 7th International Congress of Soil Science. Madison, USA, 1960:46-53.

[17] 環境保護部華南環境科學研究所.《廣西九洲江流域水污染防治規劃(2013年-2020年)》[Z]. 2014.

[18] 牛若峰.農業技術經濟手冊[M]. 北京:農業出版社, 1984.

[19] 邱樂豐,龍文莉,方 豪,等.基于種養平衡的杭州市畜禽養殖環境承載力研究[J]. 自然資源學報, 2016,31(8):1410-1419.

[20] 陳竹峰,楊 波,鄧斯聰.氮磷鉀配施對水稻產量的影響研究[J]. 現代農業科學, 2008,15(10):17-18.

[21] 曹連福,段曰亮.水稻土有效養分與其校正系數的數學模型[J]. 中國土壤與肥料, 2012,(5):73-76.

Studies oneco-compensationlivestockbreedingin Jiuzhou River Basinbasedon space optimization.

WANG Xi-qin1, LIU Wei-zhe1, ZHANG Xin-yue1, GAO Wei2*

(1.School of Agricultural Economics and Rural Development, Renmin University of China, Beijing 100872, China；2.School ofEcology and Environmental Science, Yunnan University, Kunming 650091, China)., 2018,38(11)：4361~4368

Pollution fromlivestock breeding is a key emphasis of pollution control ofChina. Ecological compensation policy has great significance both in encouraging farmers to change traditional breeding mode andin reducing pollutant emissions.Using Jiuzhou River Basin as a case study, this paper set up a space optimization model for ecological compensation of pig-breedingbasedon large-scale survey data and related documents. The modeltook minimum amount of ecological compensationasthe objective, constrained by the capacity of water environmental capacity and cultivated landcarryingvapacity, at the same time ensuring nodeclinein the economic incomefrompig-breeding. The results showed that the minimum amount of ecological compensation in Jiuzhou River Basin is 583 million yuan, of which 292 million yuan is used for prohibitingthebreedingofabout 554 thousandpig-breeding, 194 million yuan is used to build environmentally-friendly breedinghouses insuitable area whichcanaccommodate the breeding of 479 thousand pigs, 97 million yuanis used for the transformation of breeding mode which about 185 thousands. After the optimization, the reduction of COD, TN and TP in the Jiuzhou River Basin would be 13980 t, 2545 t and 995 t.The total scale of livestock cultivation in the whole basin would be 1.2 million, with no traditionallivestock breeding modeand 81.19% using an environmentally-friendly model. There is a significant difference between the 10towns both in compensation amount and pollutant reduction.Those towns with high compensation amounts are Wendi, Liangtian and Gucheng, accounting for 56.78% of the total compensation funds, and the COD reduction accounts for 55.35% of the total reduction. Through the optimized compensation plan, both environmental benefits and economic benefits can be achieved at the same time.

livestock breeding；ecological compensation；water environmental capacity；capacity of cultivated land；space optimization；Jiuzhou River Basin

X321

A

1000-6923(2018)11-4361-08

王西琴(1965-),女,陜西西安人,教授,博士,主要從事資源經濟與環境管理研究.發表論文80余篇.

2018-04-13

國家自然科學基金資助項目(41701631)

* 責任作者, 講師, gaoweird@163.com