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前言
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总论
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农业环境污染的系统分析和综合治理
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一、我国农业和农村污染现状及其影响
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（一）化肥污染及其影响
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1.我国化肥施用现状及存在问题
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改革开放以来，中国化肥消费量的增长非常迅猛。1978—2004年，中国化肥消费量由884.0万吨增加到4636.6万吨，增长了4.2倍；单位耕地面积上的化肥施用量由88.9千克/公顷增加到375.8千克/公顷。
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化肥投入是增加粮食单产，缓解人地矛盾，保障粮食安全的有力措施之一。研究表明，化肥施用对我国农作物增产的贡献率为52%[1]。对新中国成立以来的相关数据分析表明，虽然上述相关性正在变弱，我国粮食产量和化肥施用量仍呈强烈的正相关关系。目前，中国每千克纯养分仅可增产粮食6.5千克，常规养分投入（氮、磷）已经不是制约中国粮食产量和农作物生产的主要因素[2]。由于现阶段化肥投入远远超过作物的适宜施肥量（氮肥一般为150～200千克/公顷），多施的肥料不但对增产无益，还造成了资源浪费，导致土壤中氮、磷富集，增加了营养物向水环境流失的风险。
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目前，我国单位耕地面积化肥施用量已接近发达国家的平均水平，但是由于化肥施用结构不合理和施用技术不当，我国化肥利用率低于发达国家，流失和淋失异常严重。这些问题主要体现在如下几个方面：
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首先，中国各地区化肥投入不平衡，农业发达地区化肥施用总量大、强度高；西部地区施用总量小、强度低，农业发达地区的化肥施用量远远超过了作物需要的水平。2003年化肥施用总量超过200万吨的9个省（河南、山东、江苏、河北、湖北、安徽、四川、湖南和广东）的化肥施用总量占全国化肥施用总量的59.2%。从单位耕地面积的化肥投入量来看，东南地区远远高于西北地区。
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其次，化肥施用在作物间分布不均衡，不同作物肥料投入量差别很大。经济作物和设施农业施肥量远远高于粮食作物，保护地高于露地[3][4][5]。
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第三，有机肥施用量减少，有机无机养分施用比例失调。20世纪50年代中期，我国农业有机肥氮占肥料氮的比例还在90%以上。到1980年我国有机肥氮在氮养分投入中的比例下降到31%，1995年进一步降低为21%[6]。
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第四，氮、磷、钾配比不合理，重追肥轻基肥。2003年我国化肥施用N:P2O5K2O为1:0.33:0.21，而较合适的比例为1:（0.40～0.45）:0.30，氮肥施用过量而磷、钾肥不足加剧了土壤磷、钾元素的耗竭，氮肥利用不充分导致农田氮素大量流失。
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第五，施肥技术落后，雨前和灌溉前施肥现象普遍，农田排水携带着大量氮、磷等污染物质进入地表和地下水体。目前中国化肥的平均利用率仅有30%～35%，氮肥和磷肥的当季平均利用率仅分别为35%和10%～25%，低于发达国家平均水平[7][8][9][10][11][12]。
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2.化肥污染的现状
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估算表明，2003年我国因化肥施用向水体排放的总氮（Total Nitrogen，TN）和总磷（Total Phosphorus，TP）分别为290万吨和27万吨。TN排放量最高的地区主要是安徽、广东、福建等省，其中安徽有6个地市（黄山、淮南、马鞍山、铜陵、淮北、池州）、广东有8个地市（深圳、揭阳、茂名、肇庆、梅州、汕头、潮州、广州）、福建有3个地市（漳州、泉州、厦门）TN排放量居全国344个地市的前列。TP排放量最高的地区主要是安徽、湖北、广东、福建、广西、浙江等省、自治区的部分地区，其中安徽有7个地市（淮南、马鞍山、黄山、淮北、池州、铜陵、蚌埠），湖北有5个地市（鄂州、襄樊、黄冈、宜昌、荆门），广东有3个地市（深圳、茂名、广州）的TP排放量居全国344个地市的前列。
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分析发现，TN和TP排放量高的地区主要位于东部沿海或者农业发达的中部地区，这些地区的农业集约化程度较高，单位面积化肥施用量也处于较高的水平。
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3.化肥污染的影响
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中国化肥投入量大，利用率低，未被利用的养分，一部分通过挥发和反硝化作用以气态形式逃逸农业系统；一部分储存于土壤中被土壤吸附，影响土壤物理性状；一部分通过地表径流、淋失进入地表和地下水体，是水环境重要的农业非点源污染源之一。此外，由于我国肥料总体质量不高，化肥中重金属等有害物质含量过高，也带来了不容忽视的重金属污染。
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（二）畜禽养殖污染及其影响
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1.我国畜禽养殖业发展现状
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改革开放以来，中国畜禽养殖业发展十分迅速，肉蛋奶产量均以每年10%以上的速度递增，尤其是奶类产量自2001年以来年递增速度超过20%。1986年我国的禽蛋产量首次超过美国；1991年肉类产量首次超过美国，成为世界肉类产量最高的国家；牧业产值占农林牧渔业总产值的比重也由1978年的15%增加到2004年的33.6%。到2004年底，中国大牲畜存栏15737.7万头，猪存栏48189.1万头，羊存栏36639.1万只，分别是1978年的1.7、1.6和2.2倍，庞大的养殖量对环境造成了巨大的压力。
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中国的畜禽养殖业分布呈现明显的区域性，各类畜禽养殖区的分布都较为集中，不同地区畜禽养殖业的结构相差较大。例如，大牲畜养殖主要集中在东北（主要是吉林和内蒙古）、山东、河南以及四川、新疆和西藏的部分地区，全国大牲畜存栏量超过100万头的35个地市的存栏总量占全国大牲畜存栏总量的近1/3。其中河南省大牲畜存栏量占到了全国大牲畜存栏总量的9.5%，其次是四川和山东，分别占7.6%和7.4%。而东北地属世界第二大“玉米带”，又拥有大量天然草场资源，大牲畜的养殖量也比较大。
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生猪养殖主要集中于四川、重庆、湖南、河北、河南、山东、吉林等省、直辖市，其中四川省和湖南省的生猪出栏量分别位于全国第一位和第二位，两省生猪出栏量占全国生猪出栏总量的近20%。西部地区的养殖量较小。
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羊养殖集中在内蒙古、新疆、西藏、青海、宁夏等西部牧区以及河南、山东等地区，中部和东部的羊养殖量较小。内蒙古羊存栏量最高，占全国存栏总量的13%，其次是新疆、河南和山东，分别占12%、10%和9%。
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禽类养殖分布更加集中，存栏量1亿只以上的32地市的禽类存栏总量占全国存栏总量的41%，这些地市主要分布在东北、山东、河南、四川以及东部沿海的部分地区，且集约化和专业化程度都相对较高。
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从规模化养殖来看，中国规模化养殖的比重并不高，2004年出栏500头以上的养殖场生猪出栏量仅占全国生猪出栏量的13.3%，年出栏50头以上的养殖场肉牛出栏量占全国肉牛出栏量的13.7%，年存栏20头以上的养殖场奶牛存栏量占全国奶牛存栏量的25.9%，年出栏200只以上的养殖场羊出栏量占全国羊出栏量的4.4%。禽类规模化养殖比重较高，出栏量超过万只的肉鸡养殖场的肉鸡出栏量占全国肉鸡出栏量的30.1%。
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然而，我国规模化养殖的区域分布则比较集中。生猪规模化养殖，尤其是大中型养殖场多分布在东南沿海、华北和中部地区。2004年中国出栏万头以上的养猪场共1092家，其中172家位于广东省，102家位于福建省，两省万头以上猪场出栏数占万头以上的养猪场总出栏数的23%。肉牛的大规模养殖主要集中在吉林省。2004年全国260家千头以上的养牛场中有123家位于吉林省，其千头以上养牛场的牛存栏量占全国千头以上养牛场存栏量的33%。羊的大规模养殖则主要分布在新疆、青海、内蒙古和北京，分别有403，224，163和120家千只以上的养羊场，占全国千只以上养羊场的76%，存栏量占全国千只以上养羊场存栏量的75%。
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2.畜禽养殖污染现状
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估算表明，2003年中国畜禽粪便产生总量约为33亿吨，而同期中国工业固体废弃物产生量为7.8亿吨，畜禽粪便产生量是工业固体废弃物的4.2倍。全国有10个省（自治区），包括甘肃、广西、海南、河南、湖南、吉林、青海、四川、西藏和云南，其畜禽粪便产生量与工业固体废弃物的比值超过4。从畜禽粪便的土地负荷来看，1999年中国总体的土地负荷警戒值[1]已经达到0.49，超过家畜粪便最大适宜施肥量的比值0.40，体现出一定的环境胁迫水平，部分地区如北京、上海、山东、河南、湖南、广东、广西等地已经呈现出严重或接近严重的环境压力水平[13]。
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2003年中国畜禽粪便主要污染物化学需氧量（Chemical Oxygen Demand，COD）、TN和TP向水体的流失量分别为146万吨、130万吨和17万吨。从污染来源来看，各类污染物一半以上来自大牲畜的养殖，尤其是牛的养殖，其次是肉猪养殖，禽类和羊排放的污染负荷比重相对较小。
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从污染排放的区域分布来看，由于单位大牲畜的废物产生量最大，污染物排放量较大的地区往往是大牲畜养殖量大的地区，主要包括河南、四川、山东、西藏以及海南、新疆、吉林、河北、贵州的部分地区。在畜禽废物产生量最大的20个地市中，河南有4个（南阳、驻马店、周口、商丘），四川有3个（甘孜、阿坝、眉山），山东有3个（德州、聊城、菏泽），吉林有2个（长春、吉林）。
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各类污染物排放量的区域分布与废物产生量的分布大体类似，排放量较高的地区主要为河南、四川、河北、吉林以及新疆、山东、黑龙江和贵州的部分地区。COD排放量最大的20个地市（含直辖市）包括河南的南阳、驻马店、周口、商丘，四川的甘孜、阿坝、眉山，河北的石家庄、邢台、衡水，吉林的长春和吉林，重庆，新疆伊犁，山东德州，黑龙江哈尔滨以及贵州遵义等。TN和TP排放量最大的20个地市（含直辖市）与COD大体类似。
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另外，由于目前大多数养殖场离水源很近，对水体环境的影响十分直接。国家环保总局1999年的调查表明，调查的规模化养殖场距居民取水点的变化范围为10～1500米，大多数在10～200米范围内[13]。例如，江苏省规模化养殖场距民房和居民取水点的距离范围在2～300米范围内，中小规模养殖场一般距民房2～400米，特别是小规模养殖场距民房距离多数比较近。湖南省大多数规模化养殖场距离水体的距离不超过150米。这些地区水面面积大，河流纵横、水网密布，很多养殖场都建在河岸、水塘边，部分养殖场虽建有化粪池、沉淀池，但污水从化粪池中直接排入河流的现象极为严重。
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3.畜禽养殖污染的影响
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20世纪60年代，日本曾用“畜产公害”高度概括畜禽养殖业环境污染的严重程度。畜禽污染环境主要是动物排泄物的污染，畜禽粪尿的排泄物中含有大量未被消化吸收的有机物、钙（Ca）、磷（P）、可溶无机氮、粗纤维、铜（Cu）、锌（Zn）、铅（Pb）、砷（As）等微量元素及某些药物，这些物质在腐烂、发酵分解过程中产生上百种有毒有害物质，对土壤、水和大气产生污染。
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（三）作物秸秆的污染和影响
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1.我国作物秸秆产生现状
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中国是世界粮食、油料、棉花的生产大国，作物秸秆资源相当丰富。1978—2004年，中国农作物播种面积仅增加了0.03亿公顷，而中国秸秆产生量却由3.5亿吨增加到7.6亿吨[2]。
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1978年我国粮食作物秸秆为29723万吨，占总量的84.8%，油料作物秸秆为793万吨，占2.3%，棉花秸秆为650万吨，占1.9%，糖料作物秸秆为238万吨，占0.7%，麻类作物秸秆为230万吨，占0.7%，蔬菜瓜类废物3436万吨，占9.8%。到2004年，粮食作物秸秆为50679万吨，占总量的比重下降到66.8%，油料作物秸秆为4660万吨，占6.1%，棉花秸秆为1897万吨，占2.5%，糖料作物秸秆为957万吨，占1.3%，麻类作物秸秆为183万吨，占0.2%，蔬菜瓜类废物17579万吨，占总量的比重上升到23.1%（图0-1）。可以看出，由于改革开放以来我国粮食产量的增加和种植业产业结构的迅速调整，粮食作物和蔬菜瓜类的秸秆飞速增加，但是粮食作物秸秆的比值在逐渐降低，蔬菜瓜类废物比值在迅速增加。由于蔬菜瓜类废物含水量高，在环境中更容易腐烂和向水体流失，蔬菜瓜类废物的增加大大增加了种植业对水环境的压力。
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图0-1 1978年和2004年我国秸秆产量结构图
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从作物秸秆的地区分布来看，主要分布在河南、山东、江苏、四川、河北、黑龙江和安徽7省，2003年产量都超过4000万吨，7省秸秆产生总量之和占全国秸秆产生量的47.0%。
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从各类秸秆的地区分布来看，不同秸秆的分布都比较集中，主要分布省份秸秆产生量都可占全国产生量的60%以上，尤其是一些经济作物，例如棉花、麻类和糖料，主要分布省份秸秆产生量可占产生总量的80%以上。
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秸秆分布的差异由各地区种植业结构的差异决定，它受各地区气候条件、社会文化和传统习惯的影响。例如地处热带、亚热带的江南以水稻为主，温带北方地区以小麦、玉米为主。从非蔬菜瓜类作物来看，华北和西北地区以玉米为主，东北、西南地区以小麦和玉米为主，西南地区的稻谷秸秆比重更大，华东地区种植较多样，稻谷、小麦、玉米、豆类比值接近。从蔬菜、瓜果类废物的比重来看，各地区均已超过10%，是比较重要的秸秆来源。比较而言，由于中南、西南地区的气候更适宜蔬菜、瓜果的种植，且农业产业结构调整的步伐更快，西南、中南地区的蔬菜、瓜果类废物比值较高，华东地区和西北地区较低。
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2.作物秸秆污染现状
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估算表明，2003年中国作物秸秆COD、TN和TP的排放量分别为21万吨、10万吨和1万吨。其中COD主要来自于蔬菜种植，占48%；氮、磷主要来自于水稻、玉米和蔬菜种植，三者各占20%。
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从区域分布来看，各类污染物主要来自重庆、山东、河南、河北、吉林和江苏。COD排放量最大的20个地区包括重庆、河南（南阳、周口、商丘）、山东（菏泽、潍坊、济宁、聊城、德州、青岛、临沂）、河北（保定、石家庄、邯郸、唐山）、吉林（长春、四平）、江苏（徐州、盐城）和黑龙江的哈尔滨。
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TN排放量最大的20个地区包括重庆、黑龙江（哈尔滨、绥化）、吉林（长春、四平、松原）、河南（南阳、周口）、河北（保定、石家庄、邯郸），山东（菏泽、潍坊、济宁、德州、聊城、临沂）、江苏（盐城、徐州）和内蒙古（通辽）。
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TP排放量分布与TN分布类似，最大的20个地区包括重庆、黑龙江（哈尔滨、绥化）、吉林（长春、四平、松原）、内蒙古（通辽、赤峰）、河南南阳、河北（保定、石家庄、邯郸）、江苏（盐城、徐州）和山东（潍坊、菏泽、济宁、德州、聊城、临沂）。
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3.作物秸秆的利用与影响
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秸秆富含养分，具有多种用途，是重要的资源。它如果被妥善利用，不造成严重的堆积，对环境的影响很小。
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全国农业技术推广服务中心对全国秸秆的调查表明[14]，中国秸秆的利用仍以肥料（直接还田）最多，占秸秆资源的36.6%，其次是燃料和饲料，分别占23.7%和22.6%，弃置乱堆占4.1%。不同作物的秸秆利用方式也不相同，例如，小麦、水稻和玉米的秸秆多用于肥料，棉花和豆类秸秆多用于燃料，油菜、小麦、玉米和水稻的焚烧率较高。
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然而，该研究并未对蔬菜、瓜果类有机废物进行统计。随着设施农业、菜篮子工程和大棚蔬菜种植的发展，蔬菜、瓜果类秸秆和废物产生量十分巨大。由于这类废物含水量高，极易腐烂，且产生地分散（田间和市场），弃置现象十分严重。
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大量秸秆的弃置和浪费，严重污染了环境。首先，作物秸秆，尤其是蔬菜废物的弃置，加剧了水体的富营养化和病菌蔓延。其次，大量秸秆作为燃料或直接在田间地头被焚烧掉，给大气环境带来了严重的污染[15]。最后，由于秸秆没有得到合理的利用，很多农村将秸秆随地废弃堆放在村头巷尾，有的堆积在交通要道，严重影响了农村的景观和农村居民的生活质量。
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（四）农药的污染和影响
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1.我国农药生产和施用现状
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目前，我国农药产量已达80万吨左右，仅次于美国，位居世界第二；近年农药施用量为25万～26万吨左右（折纯量），各种制剂约130多万吨，居世界第一，各类农药需求均呈上升态势。
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我国1983年开始禁止生产使用有机氯农药，经过数年的产品结构调整及生产能力建设，1995农药生产开始步入新的发展阶段。目前，我国生产的农药达200余种，各种制剂800多种，覆盖了杀虫剂、杀菌剂、除草剂和植物生长调节剂的主要类型，基本可满足农业生产的需要。我国也是农药出口大国，出口遍及世界125个国家和地区，出口量超过20万吨（折纯），近年年均增长25.3%。农药进口则逐年下降，目前不足3吨（折纯）。
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我国农药产品结构中，曾经存在“3个70%”的现象：即杀虫剂占全部农药产量的70%，杀虫剂中高毒杀虫剂占70%，高毒杀虫剂中有机磷杀虫剂占70%。为加强农药环境污染控制、适应国际履约需要，应对发达国家对进口农产品不断严格的农药残留限制，近年来我国加大了农药生产结构的调整力度，禁止了5种高毒农药的生产，产品结构逐渐改善。
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目前，我国农药生产中杀虫剂比重逐步下降，杀虫剂中甲胺磷等高毒有机磷产量已明显下降，品种以有机磷、有机氯、氨基甲酸酯、拟除虫菊酯、杀螨剂类为主，1995年起杂环类杀虫剂增长比较迅速，生物杀虫剂及生物工程技术日益受到重视并得到广泛应用。
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2.农药施用的区域分布
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农药是防治农业病虫草害的重要物资，农药投入量与当地农产品生产状况和经济发展水平密切相关。中国农药的施用主要集中在农业发达的地区，包括山东、安徽、江西、湖北、湖南、重庆以及四川的部分地区，西北地区因作物产量小、经济相对落后，农药施用量较低，呈现出从西到东、从北到南逐渐递增的分布趋势，与农业生产、经济发展水平的分布基本一致。
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比较各省农药施用情况可看出，2002年仅有约山东、湖北、河南3省农药施用量大于10万吨，9个省（湖南、江苏、广东、河北、安徽、浙江、江西、福建、四川）用量大于5万吨，其余均低于5万吨。5万吨以上的12个省农药用量占全国农药总用量的76.8%。从地市的结果看，全国300多个地市有90多个用量超过5000吨，几乎全部集中在东南，其中20个用量超过万吨，集中在湖北、山东、河南、重庆、上海、福建、广东、河北、安徽、江苏、湖南、江西12个省（直辖市）。
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3.农药的环境影响
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在避免作物损失、保障粮食安全的同时，农药的不合理施用也通过各种途径危害着我国的环境安全，损害人体健康。由于农药品种单一、制造和施用技术落后，高毒、剧毒农药比重大、种类多，施用极为不规范，我国农药的有效利用率很低，对环境造成了极其严重的污染。目前，农药在各类食用农产品中的残留量大大超出相应的国家标准，且有继续增加的趋势，对居民健康和农产品出口均构成了严重的不利影响[16][17][18][19][20]。
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（五）农膜污染和影响
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1.我国农膜使用现状
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农膜覆盖栽培是我国1978年从日本引进的一项农业增产技术，也是确保我国农业高产稳产的重要手段。目前，我国是世界上最大的农膜生产国和使用国。20世纪90年代以来我国农膜产量达百万吨，且每年仍以10%的速度递增。到2002年底，我国农膜使用总量为153.9万吨，地膜使用量84.0万吨。其中，山东省作为蔬菜种植基地，农膜使用量一直居全国之首，且增长十分迅速。辽宁、新疆、甘肃、河南、四川等农业大省农膜使用量也比较多。海南、西藏、青海等省、自治区农膜使用量则较少。
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地膜增产增收效果明显。在早春地冻、干旱和无霜期短的三北地区，它可以提高地温和抗旱性，在高温多雨的南方地区，它可抗早春低温，防止土壤流失；在高寒山区可抗春寒、夏旱和保肥；在盐碱地区则有控制土壤盐碱度，保苗护根的功能。农膜的增产效果一般可达30%～50%，甚至高达80%～100%；地膜还能提高作物品质，如将西瓜糖度提高1倍。据统计，1982—1994年全国因使用地膜栽培技术累计增产粮食2642万吨、棉花210万吨、花生355万吨、糖料655万吨、蔬菜2089万吨，合计增加产值734亿元，农民增收580亿元，12年内农作物增产总量相当于扩大播种面积600万公顷以上。
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2.农膜残留和污染
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农膜属于高分子化合物，熔融指数（Melt Index，MI）偏高，降解周期一般为200～300年，既不受微生物侵蚀，也不能自行分解，且易破碎，在土壤中不易清除。1998年，我国农膜用量达120万吨，但回收率不足30%，农膜年残留量约为45千克/公顷，残膜率达42%，有近一半的农膜残留在土壤中[21]。
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残留的农膜滞留在农业生态系统中，会对土壤、作物、景观等各个方面产生危害[22][23][24]。农膜材料的主要成分是高分子化合物，在自然条件下难以分解，若长期滞留田地里，土壤中残膜碎片会影响土壤的透气性、改变或切断土壤孔隙连续性，增加重力水移动时的阻力、减少水分渗透，导致土壤含水量下降，削弱耕地的抗旱能力。含有残膜的土壤会阻止农作物根系串通，影响作物正常吸收水分。施肥时若有大块残膜隔离肥料，会影响肥效，致使产量下降。未回收残膜大量弃于田边、地头，大风刮过被吹至房前屋后、田间、树梢，影响农村环境景观，造成“视觉污染”。农膜原料中的一些塑料制品（如聚氯乙烯类塑料）或添加剂中含有有害成分，与种子或幼芽接触后，会抑制芽和幼苗的萌发或灼伤芽和幼苗。混杂在饲料中的废膜被牲畜误食，会导致牲畜便秘和肠梗塞，引起胀肚等疾病，病情严重的引起死亡。
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（六）农村生活污染
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1.我国农村生活污水产生现状
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改革开放以来，我国经济飞速发展，农民生活水平迅速提高，中国农村居民人均纯收入由1978年的133.6元增长到2004年的2090.0元，增长了十几倍。农民收入的增加导致农民生活方式和消费方式发生了显著的变化。水冲厕所、各类洗涤剂以及塑料制品等一次性用品的使用，大大增加了农村生活污水和生活垃圾的排放量。另一方面，由于中国农村基础设施比较落后，普遍缺乏基本的排水和垃圾清运处理系统，农村生活污染处置和管理处于无序状态。此外，由于中国农村和村镇有沿河沿湖岸堆放垃圾的习惯，这些垃圾在暴雨时会被直接冲入河道，形成更直接、危害更大的非点源污染。总体而言，我国农村生活对农村环境的污染日益加剧。
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相关调查表明，中国农村地区的人均垃圾产生量已经和城市相当，尤其是大城市的郊区农村甚至还超过了城市的平均水平[25][26][27][28][29]。从人均污水排放量来看，城市郊区已经超过了城市平均水平的一半。由于中国农村人口仍远大于城市人口，农村生活垃圾排放量和污水排放量的增加将带来显著的环境压力。
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从中国农村生活垃圾和农村生活污水产生总量的分布来看，2003年中国农村生活垃圾和农村生活污水的排放量分别为1.7亿吨和117.8亿吨。主要集中在人口密集而城镇化比例相对较低的地区，包括重庆、河南、山东、贵州、四川、江西、以及安徽和江苏的部分地区。
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2.农村生活污染现状
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2003年中国农村生活污染向水体排放的COD、TN和TP分别为31万吨，17万吨和4万吨，其中来自生活污水的污染物分别占100%，95%和78%。污染物的排放量与当地生活垃圾和生活污水的产生量成正比，也与当地农业人口成正比。污染物排放量最大的20个地市（含直辖市）为重庆，河南的周口、南阳、驻马店、商丘、信阳，安徽的淮北和黄山、山东的临沂、菏泽、潍坊、济宁，贵州安顺和遵义，四川成都和南充，江西的赣州，江苏的徐州、浙江温州、湖北黄冈。
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3.农村生活污染对环境的影响
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农村生活污染不仅给水土环境带来了巨大污染，而且还破坏了农村的景观，降低了农村居民的生活品质。
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首先，农村生活污染破坏了农村景观。由于大多数农村还没有指定的堆放垃圾场所和专门的垃圾收集、运输、处理及处置系统，加上农村部分村民环境保护意识较差，许多生活垃圾和固体废弃物常常被随意倒在田头、路旁、山脚和溪边，严重影响了农村的生活环境。其次，大大小小的垃圾侵占了大量土地，对农田破坏严重。第三，农民任意把江河作为生活污水和垃圾的消纳场所，已造成地表水和地下水的严重污染[30]。最后，露天粪坑和堆放的垃圾臭气冲天，混合垃圾腐烂、发臭以及发酵甚至发生反应，大量的氨和硫化物向大气释放，严重影响了农村的生存环境、公共卫生状况和农民的身体健康。
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（七）农业和农村污染分区与预测
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1.农业和农村污染现状
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2003年，我国农业和农村排放的COD、TN和TP负荷量分别为198万吨，447万吨和49万吨。从污染结构来看，COD污染主要来自畜禽养殖，占其排放总量的74%，氮、磷污染主要来自化肥流失，分别占65%和55%，其次是畜禽养殖，分别占到29%和35%。因此，化肥流失和畜禽养殖是我国农业和农村污染控制的重点。相对而言，我国农村生活污染所占的比重较小，对COD的贡献为15%，对氮、磷的贡献都小于10%。
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从区域分布来看，各地因污染物类型的不同而呈现不同特征。由于COD的排放量主要来自畜禽养殖，因此COD排放量较大的地区包括东北、华北（河南和山东）、重庆以及西藏部分地区等大牲畜养殖量较大的地区COD排放量最高的20个地市（含直辖市）包括重庆，河南南阳、驻马店、周口、商丘，吉林的长春和吉林市，四川甘孜、阿坝、眉山，河北石家庄，山东德州、聊城、潍坊、菏泽，新疆伊犁、贵州遵义，安徽淮北，黑龙江哈尔滨，内蒙古赤峰。
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氮、磷排放量受种植、养殖的双重影响，二者分布比较类似，主要分布在山东、河南、河北、湖北、江苏和山东。其中排放量最大的地区包括重庆，河南南阳、周口、驻马店、商丘，河北石家庄、保定、邯郸，吉林长春，湖北襄樊，江苏徐州、盐城，山东菏泽、潍坊、德州、聊城、临沂、济宁，黑龙江哈尔滨及新疆伊犁。
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2.农业和农村污染分区
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将各地市COD、TN和TP的排放量除以当地的农地面积得到各地区3种农业污染物的排放强度（表征污染物对土地的压力）。可以看出，虽然COD、TN和TP的排放量空间分布差异较大，3类污染物排放强度的空间分布却呈现很大的相似性。以人口的爱辉—腾冲线为界，由西到东各类污染物的排放强度呈现阶梯状的增加，这一特征在氮、磷排放强度的空间分布中表现地更加明显。这是由于东部地区农业集约化程度高于西部地区，单位土地面积上承载了更多的农业活动，从而导致污染物的排放强度增加。这些农业污染排放的高强地区都是我国工业和城市经济发展最为迅速的地区，因此它们都面临着工业污染、城市污染和农业污染的三重压力，这不仅加大了这些地区环境治理的困难，也将大大制约这些地区的可持续发展。
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计算各地市COD、TN和TP的污染指数，并将3个指数加权求和，可以得到各地市的农业污染综合指数，表征各地市农业生产生活活动中排放的3种污染物的综合污染情况。利用各地市的农业污染综合指数，可以将全国344个地市按照计算的农业污染强度划分为4个区域（图0-2）。
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其中Ⅰ级区农业污染的排放强度最小，主要包括黑龙江、甘肃、内蒙古、宁夏、青海、西藏、四川和山西8个省（自治区），陕西（8个地级市）和新疆（15个地级市）大部分地区，以及安徽（7个地级市）、吉林（4个地级市）、辽宁（5个地级市）和云南（6个地级市）的部分地区，共141个地级市。Ⅰ级区主要位于西北、西南和东北地区。这些地区农业集约化程度低，养殖业以放养为主，牧场和草地面积大，农地面积广，气候相对干旱，降水量小，因此农业和农村污染排放强度较小。但是，新疆、内蒙古、宁夏、青海、西藏等省（自治区）近年来草地载畜量超载，也面临十分严峻的生态问题。
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图0-2 2003年我国农业污染分区示意图
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Ⅱ级区农业污染的排放强度大于Ⅰ级区，主要包括重庆、天津2个直辖市以及贵州（4个地级市）、河北（8个地级市）、吉林（4个地级市）、江苏（6个地级市）、辽宁（8个地级市）、江西（3个地级市）和云南（3个地级市）的部分地区共46个地级市。这些地区农业集约化程度高于Ⅰ级区，牧场草地面积较少，耕地面积较多，农地面积少于Ⅰ级区，因此农业污染问题相对严重。
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Ⅲ级区是农业污染的次强区，包括北京和上海2个直辖市，河南（11个地级市）、山东（12个地级市）的绝大部分地区，湖北（6个地级市）、湖南（8个地级市）、浙江（6个地级市）的大部分地区，共79个地级市。这些地区主要有两种类型，一类是种植养殖业很发达、集约化程度很高的地区，例如山东、河南、湖南、湖北是中国重要的粮食产区。虽然这些地区耕地面积也较大，但是由于排放量大，排放强度较高，同时，这些地区是中国主要农业地区，可以通过减少化肥施用和促进种植养殖废物循环利用来减轻污染。另外一类是农业比重小，但是耕地面积少、农业集约化程度高、城市化发展非常迅速的地区，例如北京和上海2个直辖市，城市化的迅速发展加剧了人地矛盾，导致污染物排放强度较高。
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Ⅳ级区是农业污染的高强区，包括广东（18个地级市）、福建（6个地级市）和海南（3个地级市）等东部沿海地区的大部分地区，以及河南（7个地级市）、湖北（4个地级市）、湖南（4个地级市）和山东（4个地级市）的部分地区，共73个地级市。这些地区人口密度高、城市化发展迅速，农民收入水平和农业集约化程度较高，单位农地面积上的污染产生量很大。另外，尤其是东南沿海地区，降水量大，农地面积少，农业和农村污染更容易流失，对环境的影响更大。
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3.农业和农村污染预测
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众多研究成果表明，我国人口将持续增长，并将于2030—2050年左右达到高峰[31][32][33][34]。为了满足我国日益增加的人口对粮食和农副食品的需求，确保粮食等农产品的有效供给仍是我国“十一五”期间及未来几十年农业和农村经济发展的基本任务之一；提高肉蛋奶产量和畜禽养殖的规模化水平也仍是“十一五”期间及未来几十年我国畜牧业发展的基本目标之一。
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为了分析未来人口和农业生产可能对环境造成的压力以及不同控制措施可能的影响，本报告对中国2010—2050年农业和农村污染负荷的发展趋势进行了情景分析。本报告共设置了4类情景，即常规发展情景（Business As Usual，BAU）、粮食全部自给情景、粮食部分自给情景和污染控制情景，分析了中国2010—2050年9种情景下农业和农村污染的排放情况。
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常规发展情景以2003年为基准年，按照我国制定的中长期的粮食自给目标假设未来我国粮食自给率为90%（即“粮食基本自给”），畜禽产品生产可以基本满足国内需求，并假设各类农业生产和农村生活活动的污染产生系数和流失系数不变，预测我国2010—2050年农业和农村污染的排放情况。粮食完全自给情景假设未来国内粮食需求完全由国内生产满足（即粮食自给率为100%）；粮食部分自给则考虑增加粮食进口（粮食自给率为80%）。两类情景都考虑因粮食产量变化导致的化肥施用量变化的影响。由于畜禽养殖和化肥流失是各类农业污染物最主要的来源，控制情景主要考虑两类控制对策，即分析控制畜禽养殖污染和控制化肥流失两种情况下总污染的排放量，并按照污染排放量削减20%，40%和60%设置低、中、高3种方案。
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预测结果表明，如果不对中国农业和农村污染加以控制，为了满足中国日益增加的人口日益增加的营养需求，即便10%的粮食依赖进口，2010—2050年中国农业各类污染物排放量仍将继续上升，到2050年中国农业和农村污染COD、TN和TP的将增长到2005年的1.66，1.46和1.47倍（图0-3）。此时即便实施最严格的耕地和牧场保护政策（即假设耕地和牧场面积保持2005年的水平），到2050年中国COD、TN和TP单位农地面积上的排放强度将增加到8.9千克/公顷，17.8千克/公顷和2.0千克/公顷。
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图0-3 2010—2050年中国农业和农村污染排放量的常规发展情景预测
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从各类农业和农村污染的排放量来看，农业固体废物的贡献虽然略有增长，但变化不大，农村生活污染2020年以后的排放量将由于未来我国工业化和城镇化飞速发展导致农村人口的减少而逐步减少。畜禽养殖和化肥仍然是最主要排放源，但化肥各类污染的排放量在2035年以后会保持不变，而畜禽养殖污染却将继续保持增长的势头，并在2040年前后超过化肥对TP的贡献率（图0-4、图0-5、图0-6）。由于2050年中国城乡居民畜禽产品的占有量达到发达国家的平均水平，牛奶的占有量可能仍不到世界平均水平，中国城乡居民畜禽产品消费量在2010—2050的增加幅度可能更大，因此畜禽养殖污染应成为农业和农村污染控制最重要的内容。
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图0-4 2010—2050年中国各类农业和农村污染COD排放量的常规发展情景预测
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图0-5 2010—2050年中国各类农业和农村污染TN排放量的常规发展情景预测
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图0-6 2010—2050年中国各类农业和农村污染TP排放的常规发展情景预测
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情景分析表明，粮食进口对COD排放的削减作用并不大。粮食完全自给情景下COD的排放量仅比当年粮食基本自给情景（常规发展情景）下COD的排放量增加0.5%，粮食部分自给情景下COD的排放量也仅比当年常规发展情景减少0.5%。因此，即便增加10%的粮食进口，到2050年COD排放量仍会比2003年增加70%以上，粮食进口对有机污染的控制效果非常有限。
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粮食进口政策影响国内的化肥施用，因此粮食自给率的变化对TN和TP排放量的影响稍大。情景分析表明，粮食完全自给情景TN和TP的排放量可比常规发展情景当年TN和TP排放量分别增加4%～6%和3%～4%。由于粮食与化肥施用之间的关系并不是线性的，相同粮食自给率的变化对污染排放的影响可能不同。与粮食自给率由90%上升到100%对TN和TP排放的影响效果相比，粮食自给率由90%减少到80%对TN和TP排放的削减效果非常有限，仅能削减当年排放水平的0.2%左右，到2050年粮食部分自给情景TN和TP污染排放量将分别比2003年增加54%和近58%。
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以上分析表明90%的粮食自给率对我国保障粮食安全和保护环境而言都是一个比较好的选择。同时也表明，如果不对农业污染进行控制，单单依靠粮食进口很难实现农业污染削减的目标。
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与减少粮食自给的政策相比，对畜禽养殖污染和化肥流失进行控制和管理的政策效果更加明显，可大大减轻农业活动对环境的影响。分析结果表明，控制畜禽养殖污染的低、中、高情景可比常规发展情景分别削减当年COD排放量的13%～15%、34%～36%和46%～53%，TN排放量的11%～13%、17%～21%和23%～29%，以及TP排放量的11%～14%、18%～24%和26%～33%。化肥流失控制的低、中、高情景则可比常规发展情景分别削减当年TN排放量的15%～18%、25%～30%和36%～41%，TP排放量的11%～14%、20%～24%和28%～34%，由于化肥流失对COD排放的贡献较少，控制化肥流失对COD排放量的影响较小。总体上看，化肥污染控制政策对TP污染的控制效果较好，而畜禽养殖污染控制政策对COD和TN污染的控制效果较好。
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即便如此，单一的畜禽养殖污染控制政策或者化肥污染控制政策对中国农业污染的控制效果仍比较有限，未来农业污染的发展形势仍不容乐观。可以看出，即便实最严格的畜禽养殖污染控制政策，到2050年COD排放量仅比2003年减少17.4%，TN和TP排放量仍比2003年增加15.5%和9.2%；即便实行最严格的化肥污染控制政策，到2050年TN排放量才能保持2003年的水平，TP排放量仍略有增加（16.3%）。
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同时，实行畜禽养殖污染和化肥污染的同步控制大大优于各政策单独实施时的实施效果。如果畜禽养殖污染和化肥污染能够同时削减40%，那么各年COD、TN和TP排放量将比常规发展情景分别削减30%～36%、40%～42%和38%～41%，到2050年仅COD排放量比2003年增加12.8%，TN和TP排放量可稳定在2003的水平。这表明，综合的污染防治政策将大大减缓未来我国农业污染增长的趋势，促进我国农业和环境的协调发展。
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（八）我国农业环境污染管理和控制存在的问题
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虽然已经做了一定量的工作，但与工业和城市污染控制和环境管理相比，我国对农业和农村环境问题严重性的认识还刚刚开始，相关的信息收集和决策支持工作刚刚起步，农业环境管理的体系和制度尚未建立，这大大制约了我国的农业和农村环境的改善，并给中国的水安全、粮食安全、食品安全、农业和农村的可持续发展和农民的生活品质造成了巨大的潜在威胁。
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目前，我国农业环境污染的管理和控制存在以下五大问题：
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首先，缺乏城乡一体、完善系统具体的法规体系。目前，我国有关法律、法规对农业环境保护的规定都比较笼统，与城市和工业污染防治相互隔离，现有相关条款也仅仅是一些原则性的规定，欠缺系统性和具体可操作性，在执行过程中难以有效实施。与工业和城市污染防治的法规体系相比，我国农业污染防治的法制建设非常滞后，相关法律制度十分不健全，农业和农村环境管理基本未纳入国民经济可持续发展和环境管理规划的政策框架之内，这大大制约了农业环境污染的防治。
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其次，农业环境污染家底不清楚，不能提供准确的形势判断和有效的政策支持。掌握大量可靠的信息和数据是进行农业环境管理的基础。虽然我国组织过几次农业生态和土壤环境的监测和普查，但是目前我国对农村非点源污染现状、农业温室气体排放状况、农村各类环境介质（水、土壤、大气）的污染形势、农业环境污染对作物和人体健康的影响尚不清楚，也没有常规监测，甚至相应的监测方法和监测体系都尚未建立起来，更没有形成完整的监测网络和质量控制体系。数据和信息缺乏大大制约了相关研究的开展，并直接导致我国对中国农业环境污染家底不清，对农业污染的污染现状、时空分布、驱动因子和发展趋势都不清楚，从而很大程度上阻碍了农业环境污染的管理和控制。
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第三，农业环境管理的行政体系尚未建立。在中国现有针对工业和城市环境污染控制的环境政策体系下，各级环境保护主管部门统一监督管理的职能对集中的点源往往更有效力，相关职能也比较明确，但是对农业非点源污染的控制作用很弱。虽然2002年修订的《农业法》明确地提出农业发展应与农业环境保护协调，但是该法仅仅对工业和城市污染对农业生态环境污染的管理规定比较明确，要求县级以上环境保护主管部门或者农业行政主管部门依法进行处理；对农业生产和农村生活过程中产生的污染的管理并没有明确相关的管理部门和职能，农业环境保护仍是一块相对“真空”地带。
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第四，农业环境保护投资不足。由于农业环境法规体系和行政管理体系的不健全和相关职能的不明确，我国环境保护投资主要用于工业和城市生活污染防治，农业部门投资则更加关注扶持农业生产和农业技术推广，农业环境保护投资基本处于空白。目前，农业基础设施建设投资渠道很不通畅，资金主要来自于乡一级财政预算、村集体经济组织及农户，由于集体经济的弱化，这部分资金急剧缩减，且很少用于农业污染的防治。资金不足直接制约着农业污染的防治。
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第五，相关部门和生产者农业环境保护意识薄弱。首先工业与城市居民和相关职能部门对农业环境保护的意识不足，往往将农村作为工业和城市污染消纳的重要场所，重视城市居民生活品质的提高而轻视甚至忽视农村居民生活条件的改善，进行决策时往往选择牺牲农村保全城市，对农村环境保护的投入和管理十分缺乏。其次，农民和基层农业主管部门作为农业和农村污染的直接利益相关者，因生活贫困、环境教育缺失、农民信息闭塞，环境意识普遍不高，环境保护能力严重不足。
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二、我国工业和城市对农业环境的影响
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（一）酸沉降对农业和农村环境的影响
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酸性沉降物对陆地生态系统的影响已经成为很多区域的突出环境问题。随着工业的飞速发展，我国已经继北欧和北美成为世界第三大酸雨区，农业生产受到极大的威胁。目前，我国受酸雨影响地区的面积已经扩大到国土面积的40%，并有进一步以城市为中心向远郊和农村蔓延的趋势，雨水的酸性也越来越强[35]。全国pH小于5.6的降水等值线从长江以南地区大幅度向西部移动，目前已经越过了长江和黄河。
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我国酸雨主要发生在酸性、强酸性土壤地区。除少量分布在山东青岛和陕西汉中地区以外，多发生在长江以南的砖红壤、红壤和黄壤等pH5～6的酸性和强酸性土壤区域，包括长江以南的四川盆地、黔中地区、湘鄂赣地区、沪杭地区和广东、广西沿海地区，其中有我国重要的粮食产区[36]。因此，酸雨对我国农业的影响十分深远。
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土壤酸化会引起土体中盐基离子淋失，导致土壤呈现酸性反应，土壤质量下降，随着土壤pH下降，可被植物吸收的铵态氮、有效硅、有效硼和碱解氮含量呈直线下降趋势，并会引起钾、钠、钙、镁等盐基离子的大量淋失，造成土壤肥力下降。酸雨对各种农作物的产量和品质有明显的影响，且pH越低，影响越大。众多研究表明，不同pH的酸雨对小麦、水稻、菜心、荔枝、龙眼、黄皮、杧果、扶桑、海棠等十几种作物的新梢增长、果实生长发育有不同程度的抑制，酸雨的pH越低，叶片在短期内出现的可见伤斑越多，受害叶面积越大，且叶片叶绿素含量越低，甚至导致叶片枯萎死亡，从而导致产量降低[37][38][39][40][41]。
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另外，当pH小于3时，会导致蔬菜中硝酸盐含量上升，远远超过联合国世界卫生组织规定的标准（日允许量小于3.6毫克/千克），并使蔬菜的粗蛋白和矿物质磷含量分别下降30.9%和19.2%[42]。
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（二）污水灌溉对农业环境的影响
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1.我国污水灌溉的基本概况
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（1）污水灌溉面积盲目发展，相关监控和管理体系严重滞后。
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目前污水灌溉大多是农民自发、且被迫进行的。尤其在北方地区，由于水资源严重缺乏，农业灌溉用水在各地的用水规划中往往排在工业、生活等用水之后，农民在没有清洁水源，或者得不到清洁水源的条件下，或者为了节省灌溉用水的成本，不得不引用城市生活和工业废水作为灌溉水源。南方地区虽然水资源较为丰富，但因工业发达，地表水体污染较重，农民被迫进行污染地表水灌溉。国家早在1992年就颁布了《农田灌溉水质标准（GB5084-1992）》，但由于没有相关部门的监督和检验，污水灌溉面积继续盲目发展。
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（2）污水处理率低，污水灌溉水质严重超标。
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据统计，2005年全国污水处理率仅为52.0%，与发达国家相比，我国城市污水管理机制和处理技术落后，污水分流系统不完善，而且很多企业不能对排放废水进行有效处理，致使农业灌溉所使用的污水中污染物成分复杂，各种有害污染物含量也比较高。尤其是我国南方发达地区，乡镇企业发展较快，乡镇企业污水大多数都未经过处理就直接排放，如逢作物灌溉时期，当地农户便直接引用污水进行农田灌溉，致使许多农田遭受不同程度的重金属和有机物污染。
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2.我国典型污水灌区农业环境质量状况分析
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1996年，农业部组织全国农业环保体系开展了“全国第二次污水灌区农业环境质量状况调查”，共选取了60余个典型污水灌区进行了采样监测，监测面积470.1千公顷，占全国污水灌溉总面积的13.0%。监测项目包括pH、汞、镉、铅、铬、砷、铜、锌、全盐量、苯系物、石油类、氯化物、生化需氧量（BOD）、化学需氧量（COD）、大肠杆菌等。评价方法采用环境污染指数法。评价标准：污水采用《农田灌溉水质标准》（GB5084-1992），土壤采用《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）。
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结果表明，在监测的典型污灌区中，8个典型污灌区的水污染平均指数超过了1，占17%，其中甘肃白银污灌区水评价污染指数最高达到29.8，其次是广西刁江污灌区，平均污染指数为28.5。在所监测的典型污灌区中，综合污染指数超过1的有27个，占57%，其中甘肃白银水综合污染指数最高达到148.0。
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3.典型污灌区土壤环境质量分析
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全国第二次污水灌溉普查共对57个污水灌区的土壤进行了监测，其中城市混合污水灌区36个，工矿废水污灌区17个，石化废水灌区4个，监测项目包括铅、镉、铜、锌、镍、汞、砷、铬、氯化物、全盐量、pH、有机质等。土壤重金属按照国家2级标准进行评价。
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不同类型的污水灌区中，工矿污水灌区各污染物含量明显高于另两类污水灌区，表明工矿污水灌区土壤受重金属的污染较重。石化污水灌区除铅、砷、铜、镍高于混合污水灌区外，其他污染物含量均低于混合污水灌区。由于各地混合污水灌区污水情况比较复杂，污染物含量不一，对土壤污染的情况不同。
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在57个典型污水灌区中，10个污水灌区的土壤平均污染指数超过了1，占17.5%，13个综合污染指数超过1，占22.8%。按《国家土壤环境质量标准》（0815618—1995）2级标准评价，在参评的57个污水灌区中，超过土壤2级标准的污水灌区为31个，占参评污水灌区数目的59.6%。就典型污水灌区的土壤超标面积来看，河南省濮阳市污水灌区是面积最大的超标区，为8.7千公顷，其次为云南滇池污水灌区（7.5千公顷）和湖北大冶污水灌区（4.3千公顷），超过1千公顷的污水灌区共16个。57个典型污水灌区中土壤污染面积超过1千公顷的污水灌区为18个，占参评污水灌区总数的31.6%，1千公顷以下污水灌区为19个，占参评灌区总数的36.2%。总体上看，我国南方灌区污染较重但超标面积小，北方灌区污染较轻但超标面积大。由于不同地区污水灌区的影响因素和作用不同，针对不同地区的污灌区则应采取不同的措施进行规划和管理。
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4.污水灌溉对农业及农村环境的影响
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污水进入农田之后，除了部分污染物被作物吸收、土壤滞留之外，大部分随水体循环进入地下水系。第二次污灌调查结果表明，污灌时间长、污水用量大的污灌区浅层地下水都受到污染。另外，污水灌溉也加快了污水灌区内水利设施的损耗。
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当前，我国污水灌溉中的灌溉水质普遍超标。据农业部环境监测总站编制的《中国农业环境质量报告书（1983年）》估算，我国20纪80年代初期由于污灌不当造成62万公顷农田受到不同程度的污染，占污灌总面积的45%。10年以后的研究数据显示，1990年前后全国重金属污染的农田面积达827万公顷，全国被镉污染的耕地约1.3万公顷，涉及11个省、直辖市的25个地区。目前，全国受重金属污染的农田面积尚无确切的统计数字，但可以肯定，将超出20世纪90年代初期的水平。
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污水灌溉导致农作物有毒物质增加、品质下降、易腐烂、不耐储存，还造成农产品中有毒、有害物质蓄积，超过国家食品限量卫生标准。相关监测数据表明，1996年我国水稻有15.6万吨超标，小麦有13.52万吨超标，玉米有17.2万吨千克超标，蔬菜、水果则有6.2万吨超标。污水灌溉还造成农产品减产，第二次污水灌溉普查调查显示，湖北省因为污灌造成的粮食减产2.4万吨。
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（三）工业和城市固体废物对农业和农村环境的影响
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1.我国工业固体废物的产生现状
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工业固体废物来自冶金、煤炭、电力、化工、交通、食品、轻工、石油等工业的生产和加工过程。工业危险废物作为工业废物的一种，具有易燃性、腐蚀性、反应性和毒性等危险特性。
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根据环境保护部门2006年最新的统计，全国工业固体废物产生量为15.2亿吨，比上年增加13.2%；工业固体废物排放量为1303万吨，比上年减少了21.3%[44]。根据历年环境统计公报的数据，1991—2006年我国工业固体废物的产生量整体呈现增加的趋势。工业固体废物排放量波动则较大，自1999年以来逐年递减的趋势比较明显。
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分行业看，我国工业固体废物产生的主要行业包括黑色金属冶炼及压延加工业、电力热力的生产和供应业、煤炭开采和洗选业、有色金属矿采选业、黑色金属矿采选业和化学原料及化学制品制造业，这6个行业年固体废物产生量都达到近亿吨，对我国工业固体废物的总产生量的贡献率超过了6%，最高达到18%，6个行业总贡献率高达74%。工业固体废物排放量则主要来自煤炭开采和洗选业、有色金属矿采选业、黑色金属冶炼及压延加工业、黑色金属矿采选业和非金属矿物制品业，5行业对工业固体废物排放量的总贡献率达到70.9%。
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分地区看，我国工业固体废物的空间分布与我国工业经济的空间分布基本吻合。我国工业固体废物主要来自河北、山西、辽宁和山东，4个省对全国工业固体废物总产生量的贡献率分别为10.0%、6.9%、6.3%和5.6%，这与以上几个省份重工业和采矿业比重大有直接联系。而西藏、海南、青海等经济较为落后的地区工业固体废物产生量则较少[44][45]。
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2.我国城市垃圾的产生现状
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城市垃圾，是指城市居民排放的包括居民生活垃圾、街道保洁垃圾和集团垃圾等废弃物。我国城市生活垃圾的年产生量2005年达到1.56亿吨，城市生活垃圾的人均日产生量为0.9～1.2千克，全国平均为0.76千克。目前，我国城市生活垃圾的产生量在以每年8%～10%的速度增长，北京、上海等城市的年均增长率甚至达到了15%～20%[46][47][48]。
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对历史数据的分析则表明，1996年以来我国城市生活垃圾清运量一直呈现增加的趋势，而生活垃圾无害化处理能力则没有太大增加，城市生活垃圾无害化率2001年以来逐年下降，目前保持在50%左右的水平。
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分地区地看，城市垃圾清运量最高的省包括广东、黑龙江、山东、湖北、江苏、辽宁、浙江和河南，2005年的清运量均超过了700万吨，8个省垃圾清运量占全国总清运量的50.7%。其中无害化处理率最高的省（直辖市）依次为青海（100.0%）、北京（96.0%）、福建（85.9%）、江苏（82.9%）、浙江（82.4%）、云南（8Z2%）和天津（80.5%），其余省份的无害化处理率均未超过70%。
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从垃圾成分看，中国城市垃圾无机物和有机物的比重分别占垃圾总量的30%～60%和30%～80%，不同城市区别较大[49]。与工业发达国家相比，我国的城市垃圾可回收的物质少，含水率高，发热量低，综合利用比较困难[50][51]。
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现阶段我国城市生活垃圾处理方式主要包括卫生填埋、堆肥化和焚烧热解，其中卫生填埋法占到全部垃圾处理的70%以上。由于场地、资金、技术等问题的困扰，目前中国的垃圾处理还处于一个初步发展的阶段，很多城市无法从根本上解决垃圾处理问题，每天都有数以万吨的垃圾不能有效处理，随意堆放。
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3.工业和城市固体废物对农业和农村环境的影响
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我国大部分垃圾填埋场都位于城市郊区、城乡结合部和农村地区，堆肥处理的废物和污泥的最终去向也以农田为主，在被固体废物侵占的大量土地中有4000公顷还是纯粹的耕地，工业和城市固体废物给农村的土壤、河流、地下水、大气等都造成了严重的影响和潜在危害[52][53][54]。
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另外，未处理垃圾的随意堆放和排放，会直接污染土壤、地表和地下水体，造成更大的环境损害。
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垃圾在堆放和填埋过程中由于发酵和雨水的淋溶、冲刷以及地表水和地下水的浸泡而渗漏出的污水渗滤液，会造成周围地表水和地下水严重污染。大量的生活垃圾或做简单处理，或直接堆存在郊外，垃圾的各种成分就会进入土壤，而工业固体废物和污泥的堆肥处置、填埋和还田，也会破坏土壤团粒结构和物理化学性质，使土壤的保水、保肥能力降低，并造成重金属、持久性有机物等污染物质对土壤的污染和在土壤中的积累。
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垃圾、污泥等各类固体废物在堆放过程中，在环境温度、水分等作用下，部分有机物发生分解，会产生气味强烈并且有害的气体，例如氨气、硫化氢、二氧化硫、有机硫、胺类、甲基吲哚等，细菌、粉尘随风飘扬，造成空气污染。
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三、对我国区域农业污染综合治理的对策建议
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针对以上提出的问题，本报告对加强我国区域农业污染综合治理提出如下建议：
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首先，打破“城乡二元结构”和现有工农业发展观念以及城市规划理念，建立起区域一体化发展的理念。区域在制订城市总体发展、经济与社会发展、基础设施建设等相关规划时，必须同时对农业和农村总体发展、经济与社会发展、基础设施发展等进行规划，并采取必要措施减轻工业化和城市化对农业、农村和农民的影响。区域在进行规划、管理和投资过程中应该做到“五个一体化”，即工业和农业一体化发展、城市和农村一体化规划、生产与环境保护一体化促进、收入和生活质量一体化提高、产品和污染一体化管理。
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其次，完善农业环境保护的立法，明确各部门对农业环境保护的职能。系统建立农业生态环境法规和标准，积极修订现有不合理的法律标准。在管理上建立农业污染的综合协调机构，促进计划、农业、环保、水利、国土资源、财政等多个部门对农业环境保护参与和协同作用。
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第三，建立起可持续的农业发展理念，推进农业清洁生产和生态农业。将农业可持续发展贯穿于农业产业政策中，并把它作为农业相关部门的管理和决策价值基础，成为指导农业决策的核心理念。从源头上减轻农业污染的产生，推进和实施农业清洁生产，实施农业资源循环利用工程，大力推广畜禽粪便、生活污水、生活垃圾、秸秆等生产、生活废弃物资源化利用。
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第四，识别重要区域并进行专项规划。中国农业环境污染负荷最大的地区多为发达城市的近郊区和郊区，这些地区虽然农业总量小，却最先接受工业和城市污染的影响，由于本身土地资源有限和环境容量相对较小，污染状况十分严重，因此应该成为中国农业环境污染控制的重点领域。另外，这些地区靠近发达城市，城市的辐射能力相对较强，农民的生活水平相对较高，也是进行农业污染控制最可行的区域。
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第五，识别重要污染问题和污染来源进行专项治理和示范。从污染类型来看，目前和将来中国农业污染的主要压力来自化肥和畜禽养殖，尤其是集中式的畜禽养殖应成为国家进行农业污染控制的重中之重，因此国家应该对化肥流失和畜禽污染的防治加大力度，促进种植养殖业的结合、农田最佳管理实践的推广和对畜禽养殖业的规范管理。必须将畜禽生产、粪尿与污水处理、能源与环境工程、种植业的养分管理甚至水产业等统一进行考虑和规划，多方面配合起来协调发展，以期把环境污染减少或控制到最低限度，最终实现种植业和畜禽养殖业的可持续发展集中式畜禽养殖、尤其是大中规模的集中式畜禽养殖必须纳入工业点源的管理框架之内，并针对畜禽养殖污染的特征，促进种养平衡和畜禽废物污水的综合利用，减轻污染。
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第六，采用混合的综合管理手段。从污染控制的政策手段来看，国家不能依靠单一的行政手段和国家投入来解决农业污染的问题，而应该大力推行经济手段和自愿性手段，在保障粮食安全和增加农民收入的同时，保障食品安全和减少农业污染，提高农民的环境意识和对环境保护的参与。例如，可以与补贴沼气工程建设一样，对畜禽养殖粪便储存设施和运输、有机废物堆肥工程给予补贴等，或者通过与农民签订合同来推广示范农业最佳管理实践。
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第七，促进农村环境基础设施建设，进一步大力推进农村地区的卫生设施改善，保障居民的饮用水安全和卫生安全，促进农村地区村容村貌的整齐和洁净，给农村居民提供健康愉悦的生活环境。以新农村建设为契机，坚持以人为本、合理布局、统筹兼顾的原则，以改善农村环境基础设施为重点，高起点建设农村人口居住点，改善卫生和生存条件，远离污染源。
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第八，加强乡镇工业污染治理，并采取措施减轻工业和城市污染对农村地区的影响。加大执法力度，定期开展对农村乡镇企业的专项治理，对产业结构不合理，污染严重，治理无望的农村乡镇企业，以及国家强制关停和产业政策明令淘汰的乡镇企业，要坚决予以取缔。加强对城市和工业的监督和管理，严防一些工厂偷排、超排污染物进入农村水土环境，严厉打击那些违规营运的企业以及新生的小型污染企业，从源头堵住环境污染事件的发生。
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第九，对农业和农村污染现状进行普查，建立农业和农村污染的监测体系，鼓励和扶持农业和农村污染的相关基础研究和应用研究。首先，国家应该对中国农村的水环境、土壤环境以及农产品质量状况进行普查，摸清家底，建立系统的农业和农村污染监测体系，将农业环境监测纳入现有常规的环境监测体系之中，实现监测工作常规化、规范化、制度化。其次，建立国家农业环境数据库，明确监测数据和统计数据的信息公开，要求相关各部门向相关机构公众定期发布相关数据。第三，加大农业和农村环境问题的科技投入，支持对农村污染物产生、迁移和转化的基础研究，农业污染估算和农业一环境政策评估的应用研究，和农业污染防治最佳管理实践的示范，在此基础上发展适合中国国情的、针对不同区域的农业和农村污染管理和控制实践的技术指南。
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第十，发挥现有农村基层土肥站、技术推广站的作用，开展和扶持农村技术推广，对农民进行生产技能的培训，指导他们正确施用化肥、农药，在促进农民增产增收的同时减少环境污染。
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第十一，利用基础教育、大众传媒、街头宣传、专家讲座和入户宣讲等形式，采用简单、直观、易于理解的方式，加强对公众进行农业环境保护的宣传和教育，推进公共参与。并结合科技扶贫、文艺下乡和每年的环保日活动，联合妇联、工会、科协和一些社会团体，用农民喜闻乐见的形式，大力开展环保知识下乡活动，对农村人口进行广泛的环保知识宣传教育。组织力量编写贴近农村生活，通俗易懂的环保宣传手册和图文并茂的宣传画，让广大农民了解农村存在的环境污染状况和所带来的严重后果，教育广大农民在日常生活中注重环境保护。
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分论
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第一章 我国农业和农村污染现状及其影响
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一、化肥污染及其影响
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（一）我国化肥施用现状及存在问题
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1.化肥施用现状
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改革开放以来，中国化肥消费量的增长非常迅速。1978—2004年，中国化肥消费量由884.0万吨增加到4636.6万吨，增长了4.2倍；单位耕地面积上的化肥施用量由88.9千克/公顷增加到375.8千克/公顷，增加了3.2倍。氮肥、磷肥}[1]。和钾肥施用量由1979年的825.9万吨、223.5万吨和31.5万吨分别增加到2004年的2221.9万吨、736.0万吨和467.3万吨，分别增加了1.7倍、2.3倍和13.8倍（图1-1）。单位耕地面积氮肥施用量和磷肥施用量（折算为TP）则由83.0千克/公顷和9.9千克/公顷分别增加到2004年的185.5千克/公顷和50.7千克/公顷，分别增长了1.2倍和4.1倍[2]（图1-2）。
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图1-1 1978—2004年中国化肥施用量
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图1-2 1979—2004中国单位耕地面积氮肥和磷肥施用量
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目前，化肥是中国农业生产最主要的投入之一，全国化肥总投入已经突破2000亿元，占农业生产成本物资费用加人工费用的25%[3]以上，在一些东部地区，例如江苏省，这一比值甚至曾高达65%[158]。
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与世界其他国家相比[4]，2002年中国化肥消费量占世界化肥消费总量的30%，超过美洲各国总和和欧洲各国总和（图1-3）；单位耕地面积上的氮肥和磷肥施用量分别为175.9千克/公顷和45.6千克/公顷，分别是同期世界平均水平的27倍和18倍，与发达国家的平均水平接近，仅低于少数发达国家，例如英国、爱尔兰、荷兰和韩国（图1-4）。
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图1-3 2002年中国及世界各洲化肥施用总量
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图1-4 2002年部分国家单位耕地面积氮肥磷肥施用量
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化肥投入是增加粮食单产，缓解人地矛盾，保障粮食安全的有力措施之一。研究表明，化肥施用对我国农作物增产的贡献率为52%[18]；对新中国成立以来化肥施用量和粮食产量的分析则表明，虽然相关性正在变弱，我国粮食产量和化肥施用量仍呈强烈的正相关关系（表1-1）。20世纪50年代初，中国每千克纯养分可增产粮食15千克，70年代时可增产8～10千克，目前则仅增产6.5千克[130]，这表明常规养分投入（氮、磷）已经不是制约中国粮食产量和农作物生产的主要因素。
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表1-1 1949—2004年中国粮食产量与化肥施用量相关性变化[190]
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研究者普遍认为，我国现阶段化肥投入已经远远超过了作物的适宜施肥量（氮肥一般为150～200千克/公顷）[69][90]多施的肥料不但对增产无益，还造成了资源浪费，导致土壤中氮、磷富集，增加了营养物向水环境流失的风险。目前，我国农田系统的氮磷养分都处于盈余状态，到1995年中国农田氮素的盈余量已达到370万吨，约占氮肥总投入量的13.0%[31]；农田磷素盈余则从1980年的4.8千克/公顷上升到1999年的37.7千克/公顷，20年中增长了近7倍，绝对值已超过欧洲农田平均水平的1倍以上[86]。
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2.化肥施用存在的问题
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我国单位耕地面积化肥施用量已接近发达国家的平均水平，但是由于化肥施用结构不合理和施用技术不当，我国化肥利用率远低于发达国家，流失和淋失异常严重。这些问题主要体现在如下几个方面：
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首先，中国各地区化肥投入不平衡，山东、河南、湖北、湖南和江苏等农业发达地区化肥施用总量大、强度高；西部地区施用总量小、强度低。2003年化肥施用总量超过200万吨9个省（河南、山东、江苏、河北、湖北、安徽、四川、湖南和广东）的化肥施用总量占全国化肥施用总量的59.2%，西部地区耕地面积小，种植业不发达，化肥施用量较少，西藏和青海的化肥施用量仅分别为4.0万吨和6.6万吨（图1-5）。从单位耕地面积的化肥投入来看，东南地区也远远高于西北地区。2003年福建、江苏、广东、河南4省单位耕地的化肥用量均超过600千克/公顷，其中福建省最高，达到848千克/公顷；而青海、西藏、黑龙江、内蒙古和甘肃5省、自治区则不足150千克/公顷，其中青海仅为95.5千克/公顷，为全国最低水平。福建省单位耕地面积的化肥施用量是全国平均水平的2.4倍，是青海的8.8倍。
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图1-5 2003年我国各地级市化肥施用量分布示意图
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目前，我国农业发达地区的化肥施用量更是远远超过了作物需要的水平。太湖地区吨粮田的施氮量平均在600千克/公顷左右，部分田块高达700～800千克/公顷甚至更多[31]。山东省137个县中有75个县单位耕地面积的施肥量超过600千克/公顷，金乡、龙口、邹城、寿光4县甚至超过1200千克/公顷，最高达2164千克/公顷；75个县单位耕地面积施磷量均超过150千克/公顷[153]。滇池河滨地区设施农业发达的15个乡镇氮肥、磷肥的平均施用量分别为1289千克/公顷和390千克/公顷[26]。研究表明，如果年施氮量在0～225千克/公顷时，水稻的吸氮量随着施氮量增加迅速增加，但超过这一限值，增施氮肥对作物的增产效果很小、氮肥的利用率大大降低，增施部分仅增加土壤的氮累积和渗漏水中的氮损失[29]；如果年氮素投入低于75千克/公顷，土壤肥力会降低。江苏省张家港的肥料试验结果则表明：施肥量由250千克/公顷增加到340千克/公顷时，单产仅增加2.1%[88]。赵定国的分析表明，如果将目前施肥量降低20%，产量仅下降2%[172]。
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中国化肥空间不均衡的状态直接导致了东西部地区农田养分平衡的巨大差别，造成了不同性质的生态环境问题。东部地区农田养分大量盈余，作物单产与施肥量之间的相关性很弱，甚至呈负相关，种植业带来了严重的地下水污染及河流湖泊的富营养化问题，蔬菜等农产品中硝酸盐含量超标严重。而西部却因化肥投入不足，土壤养分缺损和退化严重，土壤生产力不足。
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其次，化肥施用在作物间分布不均衡，不同作物肥料投入量差别很大。经济作物和设施农业施肥量远远高于粮食作物，保护地高于露地。对相关资料的综合分析表明，粮食作物施肥量（所有化肥养分折纯量）最高的也仅有300～450千克/公顷（例如北京、山东、云南等）[21][154]，而各地大棚蔬菜化肥施用严重超量，平均施氮量（N）600～800千克/公顷，施磷量（P2O5）400～600千克/公顷，每公顷施肥量高达4500千克以上[21][154][182]。一些地区设施农田一季投入的肥料量是作物需求量的7.7～44.8倍，盈余的大量肥料积累在土壤中，提高了土壤溶液的盐分浓度和渗透压，带来了土壤次生盐渍化、作物品质下降、硝酸盐累积等各种问题[120]。
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第三，有机肥施用量减少，有机无机养分施用比例失调。有机肥是含有氮、磷、钾和微量元素的完全肥料，在培肥改土方面有着化肥不可替代的作用。有机肥料不仅能为农作物提供全面营养，促进生长，而且有机肥进入土壤后经过分解与合成，产生有机酸形成土壤有机胶体，它与土壤无机胶体复合促进土壤团粒结构的形成、增强土壤的保水保肥供肥能力[82]。因此，有机肥与化肥配合施用，会大大提高化肥利用率。邱卫国等（2004）[100]的研究表明，增施有机肥减少化肥对上海黄浦江上游地区的水稻产量没有任何影响，但可以大大减少水稻田水面氮素的径流（排水）流失。而周建斌等的研究则证明长期施用有机肥料可以使耕层土壤（0～20厘米）全氮含量提高92.1%，下层土壤增加更加明显张亚丽等发现施用有机肥料盆栽一季作物后，土壤中4种有机磷组分含量均显著提高，向春阳、倪仲吾和王林权的研究也得出了相似结论[73][93][116][135][160][170]。周晓芬、刘义新等的研究则表明有机肥可以增加土壤钾的有效性[84][183]。杨玉爱等研究发现施用有机肥还可以提高土壤中锌（Zn）和锰（Mn）的有效性[105][151]。
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我国是一个有长期施用有机肥历史的国家，到20世纪50年代中期我国农业中有机肥占肥料氮的比例还在90%以上。但是，对提高粮食产量的过分追求、农业的专业化分工和种养分离大大加速了农田生态系统的养分循环，农业生产对外源养分投入的依赖性不断增加，到1980年我国有机肥在氮、磷养分投入中的比例下降到31%，1995年进一步降低为21%[31]。据估计，我国畜禽粪便资源量约30亿吨、秸秆类资源约7亿吨、饼肥资源2000多万吨、绿肥约1亿多吨，这些有机肥料资源含有大量的氮、磷、钾及各种微量元素，总养分约7000万吨，远远超过全国化肥施用总量，利用潜力十分巨大[5]。有机肥施用的减少，不仅增加了化肥投入和流失，还造成了畜禽粪便和秸秆等有机肥资源的大量浪费和流失。
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第四，氮、磷、钾配比不合理，重追肥轻基肥。我国化肥生产和施用均以氮肥为主，农民重氮肥轻磷、钾肥。2003年我国化肥施用N：P2O5:K2O为1:0.33:0.21，而较合适的比例为1:（0.40～0.45）:0.30，氮肥施用过量而磷、钾肥不足加剧了土壤磷、钾元素的耗竭，氮肥利用不充分导致农田氮素大量流失。化肥作基肥可以充分利用土壤胶体的吸附作用吸持养分，保持肥料有效成分，减少流失、渗漏、挥发，并能缓慢释放供给作物吸收。但是，由于农民仍然习惯于凭眼睛看苗施肥，大量的化肥被用于追肥撒施土表，流失、挥发现象严重。
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第五，施肥技术落后，雨前和灌溉前施肥现象普遍，农田排水携带着大量氮、磷等污染物质进入地表和地下水体。环境监测部门对氮和磷流失的试验表明，以漫灌方式在春季灌水后和初冬灌冬水时，田间渗漏水会排出大量硝态氮，排出的氮、磷量可分别占施氮、磷量的33%和58%以上[125]。另外，与表施相比，深施或穴施等施肥方式可显著降低径流中氮、磷含量，华北的试验结果表明，碳酸氢铵或尿素深施到8～10厘米，可比表施的肥效高1倍左右[69]。但是，目前深施和穴施的普及率很低。
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目前，中国化肥的平均利用率仅有30%～35%，氮素化肥的当季平均利用率仅为35%，磷肥的当季利用率为10%～25%，低于发达国家水平（表1-2）。农田土壤中未被利用的大量氮、磷向封闭或半封闭性的湖泊、水库、河流、河口、海湾以及地下水迁移，带来了严重的富营养化和硝酸盐污染等问题。
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表1-2 典型地区和作物化肥的利用率
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（二）化肥污染的现状
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估算表明，2003年我国因化肥施用向水体排放的TN和TP分别为290万吨和27万吨。TN排放量最高的地区主要是安徽、广东、福建3省，其中安徽有6个地市（黄山、淮南、马鞍山、铜陵、淮北、池州）、广东有8个地市（深圳、揭阳、茂名、肇庆、梅州、汕头、潮州、广州）、福建有3个地市（漳州、泉州、厦门）TN排放量居全国344个地市的前列（图1-6）。
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图1-6 2003年我国各地市化肥TN排放量分布示意图
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TP排放量最高的地区主要是安徽、湖北、广东3省以及福建、广西、浙江等省、自治区的部分地区，其中安徽有7个地市（淮南、马鞍山、黄山、淮北、池州、铜陵、蚌埠），湖北有5个地市（鄂州、襄樊、黄冈、宜昌、荆门），广东有3个地市（深圳、茂名、广州）的TP排放量居全国344个地市的前列（图1-7）。
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图1-7 2003年我国各地市化肥TP排放量分布示意图
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进一步的分析表明，TN和TP排放量高的地区主要位于东部沿海或者农业发达的中部地区，农业集约化程度较高，单位面积化肥施用量高。另外，当地温润多雨的气候条件也加剧了化肥的流失。相应地，广大的西部地区，包括新疆、青海、西藏、内蒙古等省、自治区，种植业总量小，单位面积化肥施用量相对较低，且由于气候干燥，化肥TN和TP不容易向水体流失。
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（三）化肥污染的影响
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1.对大气环境的影响
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相关资料表明，反硝化和氨挥发是氮肥重要的损失途径，可分别占氮肥施用量的16%～41%和9%～40%[174]。氨态氮肥是化学氮肥的主体，施入土壤的氨态氮肥很容易以氨气（NH3）形式挥发逸入大气。旱地，特别是在石灰性土壤上撒施尿素、碳酸氢铵的氨气挥发损失很大，一般为所施氮量的10%～25%[14]。石灰性水稻田由于灌溉稻田表面水层的pH高（达7～8），撒施或分次施用尿素（或碳酸氢铵）的氨气挥发量有时高达施氮量的40%～50%[77]。据王文兴等（1997估计，1991年全国人为源氨气的排放量为891万吨，其中氮肥施用排放的氨气占氮肥施用量的18%。氨是一种刺激性气体，对眼及上呼吸道刺激性很强。高含量的氨甚至可熏伤作物，引起人、畜中毒事故和大气氨含量的增加，并增加经由降雨等形式进入陆地水体的氨量，加速水体富营养化。
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氧化二氮（N2O）是排列在二氧化碳（CO2）和甲烷（CH4）之后的三大温室气体之一。农田氧化二氮的排放量与化学氮肥的施用量有着密切正相关关系。作为世界上化学氮肥施用量最多的国家，我国农田氧化二氮的排放量已经受到国际的广泛关注。根据旱地和水田的田间实际观测结果推算，1990年我国农田氧化二氮的直接排放量约为28.2万吨（未包括间接排放及动物生产系统），占世界农田总排放量250万吨的11%左右[190]。
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2.对土壤的影响
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（1）土壤营养失调与硝态氮积累。
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在旱地条件下，土壤过剩的无机氮主要是以硝酸态存在，氮肥过量施用会导致表层土壤硝态氮出现大幅度上升。长期的定位实验结果表明，长期施用氮肥无法增加土壤有机质含量，尤其在偏施多施氮肥的条件下，土壤全氮含量（N）和速效氮含量（N）仅分别从试验前的1.16克/千克和86.4毫克/千克提高到1.2～1.3克/千克以及100～115毫克/千克，土壤速效磷（P）却从70～80毫克/千克降低到50～60毫克/千克，土壤交换性盐基总量及交换性钙离子（Ca2+）、镁离子（Mg2+）含量明显下降[43]。对中国40个大棚蔬菜表层土壤（0～20厘米）的分析表明，硝态氮含量在100～300毫克/千克的占57%，其中31%的样品超过300毫克/千克。
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土壤硝态氮含量上升导致土壤养分失调，会降低作物品质。汪芝寿等13年的长期定位试验结果表明:单施氮磷肥导致作物产量不稳定，且会降低单位面积小麦和玉米籽粒蛋白质产量[113]类似的研究结果也表明，单施氮肥、单施磷肥、单施氮磷化肥、过量施用氮磷肥和不当施用氮磷肥，都会对水稻、小麦、烟草、油菜和棉花等作物的品质造成不良影响[98][115][109][152][173][187]。
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（2）破坏土壤理化性状。
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随着有机肥用量的比重逐年下降，过量施用化肥会导致土壤板结、结构变差、养分供应能力降低和综合肥力下降。肥料施用过量或施用不当，导致土壤pH下降，土壤酸化致使土壤中的盐分向表层积聚，出现次生盐渍化，表层硝态氮和速效磷将大幅度上升。
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在棕黄土上长期（6年以上）单施氮肥，会降低土壤有机质含量、有机质活性、土壤的供氧能力和土壤的阳离子交换量（Cation Exchange Capacity，CEC）并影响有机无机复合体的性质。上海市农业科学院的资料表明，中壤质水稻土上连续3年大量施用氯化铵（NH4Cl）[1200千克/（公顷·年）]，第一、第二、第三年土壤的pH分别为7.45、7.16、7.11。江西红壤表土施用硫酸铵[（NH4）2SO4]和氯化铵（NH4Cl）[（N）60千克/公顷]，2年后表层土壤的pH由原有的5.0降到4.7～4.8和4.3。
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王艳群等（2005）[120]研究表明，长期过量施肥会增加土壤中速效磷和速效钾累积量，分别达到691.9毫克/千克和623.5毫克/千克，100%处于高水平，增加淋失风险；而碱解氮含量较低，土壤盐分含量为0.17%，80%的土壤会出现盐渍化现象；土壤pH呈下降趋势，较露地下降0.3；有机质含量较低，平均值仅为16.5克/千克；土壤有效锌（Zn）、锰（Mn）、铜（Cu）含量都处于中高水平，大量元素和微量元素的比例失调。古巧珍等通过大田长期定位施肥试验研究了土壤剖面硝态氮分布与累积，表明长期单施化学氮肥或氮钾、氮磷、氮磷钾肥会使土壤中累积大量硝态氮，并随土壤水分和土壤一植物系统淋失[55]。与大田作物相比，蔬菜保护地施肥量大且施肥次数频繁，由于温室大棚内土壤水分蒸发快，土壤返盐现象比较严重[143]因此，大量施用化肥，容易使保护地硝酸根离子大量剩余与迅速累积，加速土壤盐积和次生盐渍化[134]。崔正忠等（2001）[22]对黑龙江省4个中心城市蔬菜保护地土壤养分变化趋势的分析表明，过量施用无机肥料，会导致一些保护地土壤速效氮、磷、钾含量过高，部分土壤含盐量可高达0.57%，出现盐渍化现象。
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由于长期施用化肥，华北平原土壤有机质含量下降到1%左右，全氮含量不到0.1%；吉林省土壤有机质还在以每年0.1%的速度下降东北三江平原多年重用轻养，土壤有机质的含量从10.0%～11.5%下降到3.0%～5.01从第二次全国土地普查的1403个县的汇总结果来看，土壤有机质低于0.6%的农田占10.6%；由于大量施用以氮肥为主的化肥，很多土壤磷或钾成为限制肥力的主要因子，目前中国52.6%的农田缺磷，23.0%缺钾，14.0%磷钾俱缺，且分别有25.6%、34.8%，15.8%，38.0%和5.2%的农田缺硼（B）、钼（Mo）、锰（Mn）、锌（Zn）和铜（Cu）元素[57]。
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由于施肥不合理，中国各地农田养分平衡的钾素均亏缺，农田土壤速效钾含量均有普遍下降的趋势；中国红壤区土壤养分退化面积中中度退化程度以上的占78.5%[166]。中国各地的蔬菜、花卉等经济集约化种植地区，如山东、河北、云南、广东、福建等省，均出现土壤盐分向表层积聚，土壤次生盐渍化现象。
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（3）土壤微生物区系与功能变化，作物病虫害频繁发生。
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化肥施用不当，可使土壤农业化学物质变劣，促进产生植物毒素的真菌发育；施用单一氮肥会削弱初生根和次生根的生长，使土壤中病原菌数目增多和生活能力增强。
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农业的连年丰收，农作物从土壤中夺走大量大中微量元素。由于在长期的施肥过程中农民没有注意到中微量元素的管理，原有大中微量元素的平衡被打破，土壤缺素越来越严重，农作物抵抗力越来越差，因缺素和养分过剩引起的病害越来越多，农药用量也越来越多，环境污染越来越严重。如此恶性循环的结果是农业生产的成本逐年攀升，农药在农业生产成本中的比例逐年升高。
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谢学东和李加友（1999）[138]对南京市蔬菜种植区土壤肥力状况的调查结果表明，该地区由于化肥施用过量，土壤电导率（Electric Conductivity，EC）达到0.37毫西门子/厘米，明显高于同地区对应露地土壤的电导率（只有0.114毫西门子/厘米和0.119毫西门子/厘米）；氮磷施用多、钾施用少、作物养分供应不平衡，导致该地区的蔬菜病害严重，如青菜发生软腐病较为普遍，根茎交界处的中心腐烂、心叶变小、不展开、个体小、叶片质地粗等。
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（4）增大土壤重金属与有毒物质的含量。
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从化肥的原料生产到加工生产过程中，均会有一些重金属元素或有毒元素进入其中我国磷肥品质不高，重金属含量超过发达国家的水平，除了自身含有的氟（F）和镉（Cd）外，磷肥加工过程也会带进其他重金属。这些元素增加了土壤重金属污染的压力（表1-3）。另外，利用废酸生产的磷肥中所含有的三氯乙醛会直接毒害作物，某些化肥中也会含有一定的有机污染物，如氨水中往往含有大量的酚，施入农田后造成土壤的酚污染，以致生产出含酚量高、有异味的农产品。
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表1-3 我国磷肥中重金属平均含量[157]
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中国部分地区曾经出现因化肥含有有毒有害物质导致作物不能正常出苗或死苗的现象，造成农作物大面积的减产。但就全国而言这种事件并不普遍。
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3.对水环境的影响
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在降水量和施肥强度较大的地区和季节，化肥的过量施用、施用结构不合理和施用技术不当，会带来严重养分流失和淋失问题，造成地表水体的富营养化和地下水的硝酸盐污染。研究表明，淋失和流失的氮素可高达氮肥施用量的30%[142]。
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化肥中的硝酸盐和亚硝酸盐可随土壤内水流移动或透过土层经淋洗损失进入地下水，导致地下水硝酸盐污染。我国广大农村地区水源地污染严重中国化肥施用量大的地区，饮用水源中硝态氮含量高达16.8毫克/升，超过世界卫生组织（World Health Organization，WHO）最高允许浓度（10毫克/升）。据调查，中国大约有7000万人饮用不符合饮用水水质标准的地下水，3500万人饮用硝酸盐超标水[189]。在重点调查的165个地下水水源中，有25%不符合《生活饮用水卫生标准》（GB5749—85）[189]。
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中国北方山东等省、自治区14个县市69个观测地点中有37个点位地下水饮用水硝酸盐含量已达到或超过饮用水硝酸盐含量的最大允许含量，其中最高值达300毫克/升[34][72][162]。对北方地区北京、天津、河北和山东4省、直辖市15个区县103个观测点蔬菜超量施用化肥与地下水硝态氮含量调研结果表明，凡是施氮量超过500千克/公顷的地区，地下水硝态氮含量全部超标；所调查的103个点中半数以上饮用水中硝态氮含量超标，其中最高者可达300毫克/升[167]。1990年临汾市地下水硝酸盐氮含量在枯水期和丰水期分别为2.3毫克/升和1.4毫克/升，到1999年则达到11.6毫克/升和6.8毫克/升，且农村地下水井的硝酸盐含量高于城镇杭州市郊农村井水硝态氮含量为35.6毫克/升，最高达175毫克/升，超标率为49.7%。太湖地区吴县井水中硝态氮超标率高达57.9%，硝态氮超标率高达38.2%[63]。
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在我国京郊少数地区，特别是老菜区以及少数近十几年来畜禽养殖业高度集约化的地区，地下水硝态氮有超标和严重超标的现象。北京市农业施氮肥带来的地下水中硝态氮超标面积在逐年扩大，年增长速率达28.8%[49]。孙昭荣（1993）[107]1986—1992年连续7年的小区监测结果表明，北京地区下渗水中的含氮量与施氮量呈极显著线性相关关系。当施氮量为150千克/公顷，随下渗水损失的氮为30～42千克（1米土体）；施氮量为300千克/公顷时，氮损失量高达79.5千克/公顷。
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4.对作物和食品的影响
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过量施用氮肥会增加各种作物，尤其是蔬菜中的硝酸盐含量，在一定的运输、储藏、加工条件下，硝酸盐被还原成对人体有害的亚硝酸盐，影响作物品质、污染食品，给人体健康带来不利影响。
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由于蔬菜是喜硝富氮作物，随着氮素施用水平的增加，蔬菜富集的硝酸盐含量增加、营养品质下降，蔬菜体内维生素C、可溶性糖含量降低，氨基酸总量及谷氨酸、脯氨酸等氨基酸含量下降，非蛋白氮与TN比值升高，可滴定酸度呈直线增加，氮含量逐渐增加，而磷、钾含量逐渐减少[53]。
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人食用硝酸盐超标的蔬菜等作物后，硝酸盐经体内还原菌作用还原为亚硝酸盐。亚硝酸盐使血液中的血红蛋白转变为不能载氧的氧化血红朊，使人缺氧；亚硝酸盐若与二级胺作用，会形成强致癌物质亚硝酸胺。因此，食品中硝酸盐和亚硝酸盐含量过高会对人体健康产生十分不利的影响。研究表明，人体吸收的硝酸盐70%～80%来自硝酸盐超标的蔬菜[101]。孙权等（2003）[106]对宁夏灌区旱地氮肥与大白菜产量及菜体和土体中硝酸盐累积的关系进行的田间试验表明，施用氮会明显增加土体各土层中的硝态氮含量，内叶硝酸盐含量随施氮肥量的增加而增加，外叶硝酸盐含量在高施氮时，随生育期延长而增加。
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我国“无公害农产品”质量要求规定，各蔬菜产品中硝酸盐含量瓜果类蔬菜≤600毫克/千克、根茎类蔬菜≤1200毫克/千克、叶菜类蔬菜≤3000毫克/千克，所有蔬菜亚硝酸盐含量≤4.0毫克/千克。而根据世界卫生组织（WHO）和联合国粮食和农业组织（FAO）规定的人体可摄取的日均硝酸盐和亚硝酸盐含量（Acceptable Daily Intake，ADI）计算，新鲜蔬菜可食部允许的硝酸盐含量应该≤432毫克/千克，亚硝酸盐≤15.5毫克/千克，如果考虑盐渍和烹煮损失，此限量可分别扩大为1440毫克/千克和49.2毫克/千克[40][125][122]。这表明我国蔬菜硝酸盐标准过松而亚硝酸盐标准过严。各地对农产品污染物含量的抽样调查和监测结果也表明，蔬菜中硝酸盐和亚硝酸盐的积累已成为最主要的农产品质量问题（表1-4）。
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表1-4 各地区蔬菜的硝酸盐和亚硝酸盐含量
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表1-4 各地区蔬菜的硝酸盐和亚硝酸盐含量（续）-1
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二、畜禽养殖污染及其影响
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（一）我国畜禽养殖业发展现状
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改革开放以来，中国畜禽养殖业发展十分迅速，肉蛋奶产量均以每年10%以上的速度递增，尤其是奶类产量2001—2004年年递增速度超过20%，甚至高达32%。1986年我国的禽蛋产量首次超过美国；1991年肉类产量首次超过美国，成为世界肉类产量最高的国家；牧业产值占农林牧渔业总产值的比重也由1978年的15%增加到2004年的33.6%。到2004年底，中国大牲畜存栏15737.7万头，猪存栏48189.1万头，羊存栏36639.1万只，分别是1978年的1.7倍，1.6倍和2.2倍，巨大的养殖量对环境造成了极大的压力（图1-8）。
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图1-8 1978—2004年我国各类畜禽存栏量
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中国的畜禽养殖业分布呈现明显的区域性，各类畜禽养殖区的分布都较为集中，不同地区畜禽养殖业的结构相差较大。例如，大牲畜养殖主要集中在东北（主要是吉林和内蒙古）、山东、河南以及四川、新疆和西藏的部分地区，全国大牲畜存栏量超过100万头的35个地市的大牲畜存栏总量占全国大牲畜存栏总量的近1/3（图1-9）。其中河南省大牲畜存栏量占到了全国大牲畜存栏总量的9.5%，其次是四川和山东，分别占7.6%和7.4%。而东北地属世界第二大“玉米带”，又拥有大量天然草场资源，大牲畜的养殖量也比较大。
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图1-9 2003年全国各地大牲畜存栏量分布示意图
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生猪养殖主要集中于四川、重庆、湖南、河北、河南、山东、吉林等省、直辖市，其中四川省和湖南省的生猪出栏量分别为全国第一位和第二位，两省生猪出栏量占全国生猪出栏总量的近20%，而西部地区的养殖量较小（图1-10）。生猪养殖量最大的地市（含直辖市）是重庆市，出栏量超过1800万头，比排名第二位的石家庄市多1000万头。
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图1-10 2003年全国各地生猪存栏量分布示意图
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羊养殖集中在内蒙古、新疆、西藏、青海、宁夏等西部牧区，以及河南、山东等地区，中部和东部的羊养殖量较小（图1-11）。养殖量最高的省份为内蒙古，其羊存栏量占到全国存栏总量的13%，其次是新疆、河南和山东，分别占12%、10%和9%。地市存栏最高的为新疆的伊犁，高达1100万头，超过第二位山东菏泽市300万头。
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图1-11 2003年全国各地羊存栏量分布示意图
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禽类养殖分布更加集中，存栏量1亿只以上的32地市（含直辖市）的禽类存栏总量占到全国存栏总量的41%，这些地市主要分布在东北、山东、河南和四川，以及东部沿海的部分地区，且集约化和专业化程度都相对较高（图1-12）。
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图1-12 2003年全国各地禽类存栏量分布示意图
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从区域特征来看，由于吉林省饲料资源十分丰富，东北地区养殖业主要集中在该省，黑龙江部分地区奶业经济发展迅速，畜禽养殖密度也较大。由于需求量大，京津地区周围的河北和内蒙古畜禽养殖规模非常庞大。中东部地区畜禽养殖相对集中，主要在农业大省河南和山东。南方生猪养殖规模较大，集约化养殖较为集中，主要的省（自治区）包括四川、湖南和广西，这些地区的生猪基本上销售给广东地区，也属于供需关系形成的养殖区域。
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从规模化养殖来看，中国规模化养殖的比值并不高，2004年出栏500头以上的养殖场生猪出栏量仅占全国生猪出栏量的13.3%，年出栏50头以上的养殖场肉牛出栏量占全国肉牛出栏量的13.7%，年存栏20头以上的养殖场奶牛存栏量占全国奶牛存栏量的25.9%，年出栏200只以上的养殖场羊出栏量占全国羊出栏量的4.4%。相比而言，禽类规模化养殖比重较高，出栏量超过万只的肉鸡养殖场的肉鸡出栏量占全国肉鸡出栏量的30.1%。
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中国各类畜禽的规模化养殖也呈现较强的区域特征。生猪的规模化养殖，尤其是大中型的养殖场多分布在东南沿海、华北和中部地区，西北地区规模化养殖非常少（图1-13）。以集约化养猪为例，2004年中国出栏万头以上的养猪场共有1092家，其中172家位于广东省，102家位于福建省，两省万头以上猪场出栏数占万头以上的养猪场总出栏数的23%。福建、广东、河北、河南、湖北、江西和浙江万头以上的养殖场总数占到全国的64%，而西部地区仅新疆有2家，云南有3家，甘肃有12家。
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图1-13 2004年出栏大于500头养猪场出栏量占总出栏量的比重
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肉牛的大规模养殖主要位于吉林省。2004年全国共有260家千头以上的养牛场，其中123家位于吉林省，其千头以上养牛场的牛存栏量占全国千头以上养牛场存栏量的33%。羊的大规模养殖则主要分布在新疆、青海、内蒙古和北京，分别有403、224、163和120家千只以上的养羊场，占全国千只以上养羊场的76%，存栏量占全国千只以上养羊场存栏量的75%。
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（二）畜禽养殖污染现状
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近年来，我国畜禽养殖业日趋规模化发展，使畜禽养殖业污染的产生和对环境的影响迅速增加。2003年中国畜禽粪便产生总量约为33亿吨，而同期中国工业固体废弃物产生量为7.8亿吨，畜禽粪便产生量是工业固体废弃物的4.2倍，全国有10个省（自治区），包括甘肃、广西、海南、河南、湖南、吉林、青海、四川、西藏和云南，畜禽粪便产生量与工业固体废弃物的比值超过4。从畜禽粪便的土地负荷来看，1999年中国总体的土地负荷警戒值[6]已经达到0.49，超过家畜粪便最大适宜施肥量的比值0.40，体现出一定的环境胁迫水平，部分地区如北京、上海、山东、河南、湖南、广东、广西等地已经呈现出严重或接近严重的环境压力水平[36]。
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2003年中国畜禽粪便主要污染物化学需氧量（COD）、TN和TP向水体的流失量分别为146万吨、130万吨和17万吨。从污染来源来看，各类污染物一半以上来自大牲畜的养殖，尤其是牛的养殖，其次是肉猪养殖，禽类和羊排放的污染物比重相对较小。
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从污染排放的区域分布来看，由于单位大牲畜的废物产生量最大，污染物排放量较大的地区往往是大牲畜养殖量大的地区，主要包括河南、四川、山东、西藏，以及海南、新疆、吉林、河北、贵州的部分地区（图1-14）。在畜禽废物产生量最大的20个地市中，河南有4个（南阳、驻马店、周口、商丘），四川有3个（甘孜、阿坝、眉山），山东有3个（德州、聊城、菏泽），吉林有2个（长春、吉林）。
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图1-14 2003年我国各地市畜禽养殖废物产生量分布示意图
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各类污染物排放量的区域分布与废物产生量的分布大体类似，排放量较高的地区主要为河南、四川、河北、吉林以及新疆、山东、黑龙江和贵州的部分地区（图1-15）。COD排放量最大的20个地市（含直辖市）包括河南的南阳、驻马店、周口、商丘，四川的甘孜、阿坝、眉山，河北的石家庄、邢台、衡水，吉林的长春和吉林，重庆，新疆伊犁，山东德州，黑龙江哈尔滨以及贵州遵义。
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图1-15 2003年我国各地市畜禽养殖COD排放量分布示意图
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TN和TP排放量最大的20个地市与COD大体类似（图1-16和图1-17）。
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图1-16 2003年我国各地市畜禽养殖TN排放量分布示意图
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图1-17 2003年我国各地市畜禽养殖TP排放量分布示意图
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另外，由于目前大多数养殖场离水源很近，对水体的影响更加直接。国家环保总局1999年的调查表明，受调查的规模化养殖场距居民取水点的变化范围为10～1500米，大多数在10～200米之间[36]。例如，江苏省规模化养殖场距民房和居民取水点的距离范围在2～300米范围内，中小规模养殖场一般距民房2～400米，特别是小规模养殖场距民房距离多数比较近。湖南省大多数规模化养殖场距离水体的距离不超过150米。这些地区水面面积大，河流纵横、水网密布，很多养殖场都建在河岸、水塘边，部分养殖场虽建有化粪池、沉淀池，但污水从化粪池中直接排入河流的现象极为严重[129]。
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（三）畜禽养殖污染的影响
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1.畜禽养殖生产对土壤的影响
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畜禽养殖生产会通过下述途径造成附近土壤的营养累积:①动物粪便作为有机肥料长期施用；②被畜禽排泄物污染的水源长期流经土壤；③长期恶臭、有害气体的干湿沉降。土壤积累了氮、磷、铜、锌和其他微量元素以及病原微生物、寄生虫等污染物，降低了自净能力，导致结构发生变化。
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畜禽饲料中含有的高剂量的微量元素，经过消化吸收后仍有大部分残留在排泄物中。畜禽粪便若不经无害化处理直接进入土壤，土壤中的微生物可以一定程度地分解粪便中的蛋白质、脂肪、糖等有机质，使土壤得到自然净化。但是，如果污染物排放量超过了土壤本身自净能力，便会出现降解不完全和厌氧分解，产生恶臭物质和亚硝酸盐等有害物质，引起土壤的组成和性质发生改变，破坏其原有的基本功能。此外，土壤对各种病原微生物的自净能力有限，进程较慢，有些微生物会生成芽孢，增加了净化难度，常造成生物污染和疫病传播。
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为了提高饲养畜禽的生长速率、增强其抗病能力，畜禽饲料通常大量使用各种能促生长和抑制有害菌的微量元素添加剂，如硒、铜、砷等金属元素添加剂，这些无机元素在畜禽体内的消化吸收利用率极低，在排放的粪便中含量相当高。因此，在日常生产中高浓度地长期使用粪便，会使土壤中的重金属或有毒物质大量增加，抑制作物的生长。作物大量富集这些元素，浓度超过一定标准，会影响人类健康。一般认为土壤中可给态铜和锌分别达到100～200毫克/千克和100毫克/千克时，即可造成土壤污染和植株中毒。相关研究表明，土壤中的砷含量每升高1毫克/千克，甘薯块中的砷含量会上升0.28毫克/千克，当土壤中砷酸钠加入量为40毫克/千克时，水稻减产50%；达到160毫克/千克时，水稻不能生长；当灌溉水中砷含量达到20毫克/千克时水稻颗粒无收[71]。相关研究还表明，一个存栏10万只肉鸡场若连续使用有机砷促生长剂，15年后周围土壤中的砷含量就会增加1倍，导致15年后当地大多数农产品的砷含量超过国家标准，无法食用。年产1万头猪场粪便中每年排出砷元素量为150千克，铜元素量为450～750千克。即便按照美国食品及药物管理局（Food and Drug Administration，FDA）规定允许使用的砷制剂用量计算，一个万头猪场5～8年就可能排出1吨以上的砷。
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2.畜禽养殖生产对水体的影响
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畜禽养殖排放大量的氮、磷会加速水体的富营养化，并富集各种微生物、有毒物质及致癌物质，例如通过饲料添加剂、疾病预防所用的化学药物等进入生物体而排出的铅、砷、镉、铬、铜、镍等。畜禽养殖活动主要通过两种方式影响水质，一是畜禽用水所致的污水直接排放；二是雨水冲刷堆放的废物导致的污染物流失。
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研究表明，市郊畜禽粪便的流失率可以高达30%～40%[146]。畜禽养殖废水携带了大量养分和病菌，排入水体对水体造成了十分不利的影响（表1-5）。在冬季，由于作物对肥料的需求减少，排泄物堆放期长，在堆放和发酵过程中污染物（氮、磷及有机物）可随地表径流直接进入地表水系。在夏季，降雨集中、强度大，冲刷地表产生径流，将排泄物带入水体，导致污染。在形成地表径流的同时，堆置场内的污水下渗在一定程度上也会造成地下水的硝酸盐污染。对江苏生猪养殖场附近地表水及地下水的调查分析结果表明，五氧化二磷（P2O5）和氮浓度分别为0.2毫克/升和2毫克/升，有的水样甚至分别高达8毫克/升和60毫克/升[15]（表1-6）。
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表1-5 畜禽养殖废水污染物排放平均浓度[141]
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表1-6 养猪场附近地表水与地下水组成[148]
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动物粪便中的重金属元素、病原体、寄生虫和微生物大量进入水体，会降低水体自净能力，影响水的饮用和使用，并传播疾病，危害水生环境，致使水生动植物死亡、腐烂。如铜在水中浓度达0.5毫克/升时，能使35%～100%的原生淡水植物死亡，水体的表面水色污臭发黑，并可以通过食物链影响人类健康。
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3.畜禽养殖生产对大气的影响
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现代畜禽养殖业高度密集，厩舍内潮湿，灰尘、粪便、霉变垫料及呼出的二氧化碳会产生一些有毒并有气味的混合气体。目前，已从粪中鉴定出160多种挥发性成分，其中至少有13%是属于鲜粪的成分。这些挥发性成分可分为4类：挥发性脂肪酸（乙酸、丙酸、丁酸、3-甲基丁酸、戊酸），酚类物质（苯酚、4-甲基苯酚、4-乙基苯酚），吲哚类物质（吲哚或粪臭素）及硫化氢（H2S）、氨气（NH3）。排放量最大气体包括有硫化氢、二氧化碳、氨气、酚、吲哚、粪臭素（甲基吲哚）、甲烷和硫醇类等；挥发性脂肪酸对甲酚、吲哚、丁二酮及氨气则是主要的臭味化合物。这些气体不但影响畜禽的生长发育，进入大气也会加剧空气污染和温室效应。调查表明，年出栏10万头的猪场，每天可向大气排放菌体360亿个、氨气381.6千克、硫化氢348千克、粉尘631.6千克，污染半径可达415～510千米[145]。另外，大量畜禽粪便的产生和积聚会滋生蚊蝇、细菌繁殖和传播疾病。国际上许多发达国家对畜禽养殖过程中恶臭气体的排放都有严格规定：如日本《恶臭法》确定了6种与畜禽粪便有关的恶臭气体排放量[145]。
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甲烷（CH4）是仅次于二氧化碳的温室气体，在全球气候变暖中的效应占15%。反刍动物产生的甲烷气体占大气甲烷气体的1/5，其中牛产生的甲烷气体量最大，是其他反刍动物的2～3倍。排入大气中的大量臭味和有害气体，降低了大气的自净能力，直接或间接危害人、畜健康，降低家畜生产力，加剧空气污染和土壤酸化，加速全球气候变暖。
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4.畜禽养殖生产对人体健康的影响
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畜禽粪便含大量病原微生物、寄生虫卵。10%～40%的动物粪便携带破伤风梭菌，各种家畜粪便中几乎都能检出沙门氏菌属、志贺氏菌属、埃希氏菌属及各种曲霉属的致病菌型。大量动物粪便如不及时处置还会孳生蚊蝇，导致环境中病原种类增多，危害人、畜健康。目前，我国已发现人畜共患疾病120多种[145]。
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三、作物秸秆的污染和影响
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（一）我国作物秸秆产生现状
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中国是世界粮食、油料、棉花的生产大国，作物秸秆资源相当丰富。农作物秸秆包括粮食作物（水稻、小麦、玉米、谷子、高粱、大豆、豌豆、蚕豆、甘薯、马铃薯等）、油料作物（花生、油菜、胡麻、芝麻、向日葵等）、棉花、麻类（黄红麻、苎麻、大麻、亚麻等）、糖料作物（甘蔗和甜菜）以及蔬菜瓜类等（表1-7）。
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表1-7 中国主要农作物的秸秆谷草比和产废量[99][177]
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1978—2004年，中国农作物播种面积由1.50亿公顷变化到1.53亿公顷，没有太大的增加，而中国秸秆产生量却由3.5亿吨增加到7.6亿吨，增加了1.2倍。这表明增加的秸秆产生量是由于我国各种作物单产和耕地复种指数的大量增加造成的（图1-18）。
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图1-18 1978—2004年中国农作物播种面积和秸秆产生量
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1978年我国粮食作物秸秆为29723万吨，占总量的84.7%；油料作物秸秆为793万吨，占2.3%；棉花秸秆为650万吨，占1.8%；糖料作物秸秆为238万吨，占0.7%；麻类作物秸秆为230万吨，占0.7%；蔬菜瓜类秸秆3436万吨，占9.8%。到2004年，粮食作物秸秆为50679万吨，占总量的比重下降到66.8%；油料作物秸秆为4660万吨，占6.1%；棉花秸秆为1897万吨，占2.5%；糖料作物秸秆为957万吨，占1.3%；麻类作物秸秆为183万吨，占0.2%；蔬菜瓜类秸秆17579万吨，占总量的比重上升到23.1%（图1-19）。可以看出，由于改革开放以来我国粮食产量的增加和种植业产业结构的迅速调整，粮食作物和蔬菜瓜类的秸秆飞速增加，但是粮食作物秸秆的比值在逐渐降低，蔬菜瓜类的秸秆比值在迅速增加。由于蔬菜废物含水量高，在环境中更容易腐烂和向水体流失，蔬菜废物的增加大大增加了种植业对水环境的压力。
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图1-19 1978年和2004年我国作物秸秆产量结构图
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从作物秸秆的地区分布来看，作物秸秆主要分布在河南、山东、江苏、四川、河北、黑龙江和安徽7省。2003年，它们的秸秆产量都超过4000万吨，7省秸秆产生总量之和占全国秸秆产生量的47.0%（图1-20）。
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图1-20 2003年各地市作物秸秆产生量分布示意图
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从各类秸秆的地区分布来看，不同秸秆的分布都比较集中，重要分布省份秸秆产生量都可占全国产生量的60%以上，尤其是一些经济作物，例如棉花、麻类和糖料，重要分布省份秸秆产生量可占产生总量80%以上（表1-8）。
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表1-8 2004年中国主要秸秆的集中分布区
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秸秆分布的差异由各地区种植业结构的差异决定，它受各地区气候条件、社会文化和传统习惯的影响。例如，地处热带、亚热带的江南以水稻为主，温带北方地区以小麦、玉米为主（表1-9）。从非蔬菜瓜类作物来看，华北和西北地区以玉米为主，分别占42.5%和44.0%；东北地区以小麦和玉米为主，占48.4%，西南地区的稻谷秸秆比重更大，华东地区种植较多样，稻谷、小麦、玉米、豆类比值接近。从蔬菜瓜果类废物的比重来看，各地区均已超过10%，是比较重要的秸秆来源。比较而言，由于中南、西南地区的气候更适宜蔬菜瓜果的种植，且农业产业结构调整的步伐更快，西南、中南地区的蔬菜瓜果类废物比值较高，华东地区和西北地区较低。
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表1-9 典型地区各作物秸秆所占比重
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（二）作物秸秆污染现状
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估算表明，2003年中国作物秸秆COD、TN和TP的排放量分别为21万吨、10万吨和1万吨。其中COD主要来自于蔬菜种植，占到48%；氮、磷主要来自于水稻、玉米和蔬菜种植，三者各占20%左右。
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从区域分布来看，各类污染物主要来自重庆、山东、河南、河北、吉林和江苏。COD排放量最大的20个地区包括重庆、河南（南阳、周口、商丘）、山东（菏泽、潍坊、济宁、聊城、德州、青岛、临沂）、河北（保定、石家庄、邯郸、唐山）、吉林（长春、四平）、江苏（徐州、盐城）、黑龙江哈尔滨（图1-21）。
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图1-21 2003年我国作物秸秆COD排放量分布示意图
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TN排放量最大的20个地区包括重庆、黑龙江（哈尔滨、绥化）、吉林（长春、四平、松原）、河南（南阳、周口）、河北（保定、石家庄、邯郸）、山东（菏泽、潍坊、济宁、德州、聊城、临沂）、江苏（盐城、徐州）以及内蒙古通辽（图1-22）。
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图1-22 2003年我国作物秸秆TN排放量分布示意图
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TP排放量分布与TN分布类似，最大的20个地区包括重庆、黑龙江（哈尔滨、绥化）、吉林（长春、四平、松原）、内蒙古（通辽、赤峰）、河南南阳、河北（保定、石家庄、邯郸）、江苏（盐城、徐州）、山东（潍坊、菏泽、济宁、德州、聊城、临沂）（图1-23）。
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图1-23 2003年我国作物秸秆TP排放量分布示意图
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（三）作物秸秆的利用与影响
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秸秆富含养分，具有多种用途，是重要的资源。因此，它如果被得以妥善利用，不造成严重的堆积，对环境的影响很小（表1-10）。
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表1-10 各类秸秆的主要用途
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全国农业技术推广服务中心对全国秸秆的调查表明[33]，中国秸秆的利用仍以肥料（直接还田）最多，占秸秆资源的36.6%，其次是燃料和饲料，分别占23.7%和22.6%，弃置乱堆占6.1%。不同作物的秸秆利用方式也不相同，例如，小麦、水稻和玉米的秸秆多用于肥料，棉花和豆类秸秆多用于燃料，油菜、小麦、玉米和水稻的焚烧率较高（表1-11）[7]。
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表1-11 全国各种秸秆利用及处置方式占秸秆资源总量的百分数[33]
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然而，该研究并未对蔬菜瓜果类有机废物进行统计。随着设施农业、菜篮子工程和大棚蔬菜种植的发展，蔬菜瓜果类秸秆和废物产生量十分巨大。由于这类有机废物含水量高，极易腐烂，且产生地分散（田间和市场），弃置现象十分严重。在滇池地区的调查表明，大多数蔬菜废物被直接丢弃进入河沟，成为滇池水体富营养化的重要污染物质来源（表1-12）。
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表1-12 滇池主要蔬菜、花卉产废率统计
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从各地的秸秆利用及处置情况来看，湖南、江西、山西秸秆直接做肥料用的比例较高，在50%以上，宁夏、四川、贵州等地区则较低，不足20%；甘肃、宁夏、安徽、福建、黑龙江、山东和浙江用做饲料比例较高，上海和湖南则较少；湖北、辽宁、江苏用做燃料的比重较高；海南、贵州田间直接焚烧现象严重；河北、山东、贵州和陕西秸秆弃置现象严重（表1-13）。
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表1-13 中国部分地区各种秸秆利用及处置方式占秸秆资源总量的比重[33]
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表1-13 中国部分地区各种秸秆利用及处置方式占秸秆资源总量的比重[33]（续）-1
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秸秆还田可以降低土壤容重，增加土壤通气孔隙和大粒径微团聚体，疏松耕层土壤。由于农作物秸秆中含有大量的水溶性钾素，每公顷耕地覆盖3000千克稻草相当于112.5千克/公顷的氯化钾（KCl）的肥效。作物秸秆含有丰富的微量元素，可提高土壤锌和锰的有效性。另外，秸秆覆盖能减轻土壤盐分的表聚，起到改良盐渍土的作用。试验表明，秸秆覆盖对中度盐化土的脱盐率达到40%～70%，0～40厘米的土体盐分含量基本控制在0.1%以下，达到轻度盐化甚至非盐化程度。由于秸秆还田良好的土壤效应、生物效应和农田效应，它可以起到良好的增产效果。我国100多个5年以上的定位试验研究表明，秸秆还田与不还田比较，平均增产率为12.8%。但是有严重病虫害的秸秆还田会增加病虫害的发生率[61]。
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然而，大量秸秆弃置和浪费，严重污染了环境。
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首先，作物秸秆，尤其是蔬菜废物的弃置，加剧了水体的富营养化和病菌蔓延。菜农常将烂果病叶倒在路旁或者沟渠中，导致水污染和菌源蔓延。研究表明，单位干重西芹的TN、TP含量与猪粪相当，废弃物腐烂释放的有机质随着地表径流进入水体，直接加剧了水体的富营养化。
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其次，大量秸秆作为燃料或直接在田间地头被焚烧掉，给大气环境带来了严重的污染。每年夏收、秋收季节，我国农村地区随意焚烧秸秆现象严重，特别是大中城市郊区、经济发达地区和主干国道两侧田间地头焚烧秸秆现象严重，秸秆浓烟遮天，飞机不能辨别下降跑道，汽车看不清行驶车道，导致一些地区夏收、秋收秸秆集中焚烧期间，机场被迫关闭，高速公路被迫封路。据重庆市的调查统计，1998年该市共产生约960万吨秸秆资源，其中约38%被直接焚烧或作为燃料使用。1998年江苏省夏收、秋收时农作物秸秆产生量的3700万吨中约有1/3被焚烧，“村村点火，处处冒烟”的现象随处可见[126]。2006年6月20日北京以南的河北境内大量焚烧麦秸严重影响了北京房山、大兴、丰台、宣武、崇文等地的空气质量，致使该地区可吸入颗粒物小时平均浓度增加到500～900微克/米3，其中房山琉璃河地区浓度超过1500微克/米3。泰州市秸秆焚烧期间严重地段空气中悬浮颗粒浓度可达全年均值的7倍以上，二氧化碳浓度是全年均值的9倍以上[64]。此外，田间地头焚烧秸秆导致路边树木被烧死的不计其数，威胁森林、油库、粮库、通讯设施和高压输电线的安全。据苏北某市统计，从2006年5月28日至6月28日，该市消防部门共接报警出动近300次，其中95%是焚烧秸秆引起的火灾[44]。
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秸秆焚烧浪费了可回收利用的宝贵生态资源，也造成了极大的经济损失。全国每年产的各类秸秆作物，含氮280万吨，相当于价值14亿元人民币的氮肥；含磷60万吨，相当于价值3亿元人民币的磷肥；含钾570多万吨，相当于价值30亿元人民币的钾肥。全国每年产的秸秆相当于我国目前化肥施用总量的1/4[126]。
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最后，由于秸秆没有得到合理的利用，很多农民将秸秆随地废弃堆放在村头巷尾，有的堆积在交通要道，少则1～2年，多则3～5年，年复一年，越积越多，严重影响了农村的景观和农村居民的生活质量。
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四、农药的污染和影响
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（一）我国农药生产和施用现状
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1.农药生产和施用现状
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我国是世界农药生产和施用大国。目前，我国农药产量已达80万吨左右，位居世界第二；近年农药施用量为25万～26万吨（折纯量），各种制剂约130多万吨，居世界第一，各类农药需求均呈上升态势。
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我国疆域辽阔，气候地形复杂，种植结构多样，病虫草鼠害发生严重。尤其是20世纪90年代后期以来，随着国家对农业产生结构的调整，有害生物易发的蔬菜等经济作物播种面积不断增加，1999—2002年全国蔬菜种植面积增长了29.9%，达1800万公顷，由于农药的长期施用导致各种作物有害生物抗药性增强，农作物有害生物发生面积与频率呈逐年上升之势，遍及全国大部分作物产区（仅西藏、青海等西部高原地区病虫害发生率较小）。1999-2002年，我国病虫害发生面积达2300万公顷次。
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据全国农业技术推广服务中心测报处的分析，近年来新的病虫害发生、次要病虫为害上升，土传病害、地下害虫加重，增加了作物病虫害防治的难度。另外，我国自古以来延续至今的蝗灾在近年来日益加重，发生面积达数百万公顷，涉及津、冀、晋、辽、吉、苏、皖、鲁、豫、琼、川、藏、陕、新等省（自治区、直辖市），防治中需要调用大量的农药。此外，由于长期以来对农药环境危害的认识滞后，对农药施用的管理及施用后的环境监管不到位，农业生产者超量、超次，甚至乱用、滥用农药现象普遍，也是多年来农药施用面广量大的原因。
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表1-14 全国农药生产、施用及进出口量
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2.农药生产和施用的结构调整
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我国1983年开始禁止生产使用有机氯农药，经过数年的产品结构调整及生产能力建设，1995年农药生产又开始步入新的发展阶段。近年来，农药生产发展更加迅速，1998—2003年中产量翻了一番，年平均增长15.3%。目前，我国生产的农药达200余种，各种制剂800多种，覆盖了杀虫剂、杀菌剂、除草剂和植物生长调节剂的主要类型，基本可满足农业生产的需要。我国也是农药出口大国，出口遍及世界125个国家和地区，出口量超过20万吨（折纯），近年年均增长25.3%。农药进口则逐年下降，目前不足3万吨（折纯）。从进出口农药的产品结构看，2003年起除草剂取代杀虫剂成为主导出口产品，进口产品则以杀菌剂为主。
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我国农药产品结构中，曾经存在“3个70%”的现象：即杀虫剂占全部农药产量的70%；杀虫剂中高毒杀虫剂占70%；高毒杀虫剂中有机磷杀虫剂占70%。为加强农药环境污染控制，适应《关于在国际贸易中对某些危险化学品和农药采用预先知情同意的鹿特丹公约（PIC公约）》和《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约（POPs公约）》的履约需要，应对发达国家对进口农产品不断严格的农药残留限制，近年来我国加大了农药生产结构的调整力度，禁止了5种高毒农药的生产，产品结构逐渐改善。
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目前，我国农药生产中杀虫剂比重逐步下降，杀虫剂、杀菌剂和除草剂三大类农药产量比重已从1999年的65.3%、9.2%和18.0%调整为2003年的55.0%、9.2%和24.4%。杀虫剂中甲胺磷等高毒有机磷产量已明显下降，品种以有机磷、有机氯、氨基甲酸酯、拟除虫菊酯、杀螨剂类为主，1995年起杂环类杀虫剂增长比较迅速，生物杀虫剂及生物工程技术日益受到重视并得到广泛应用。
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全国农药施用结构由作物种植结构及病虫害发生特征决定。2003年，我国农药施用以杀虫剂为主，占总用量的55%，但是由于近年来国内外对农产品安全性关注的不断提高，国内加快了对高毒杀虫剂使用的限用和禁用管理，杀虫剂的使用比例下降，杀菌剂和除草剂的比重在增加（表1-15）。
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表1-15 近年全国各类农药施用状况
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施用杀虫剂的品种结构变化也较大，有机磷农药逐年减少。20世纪90年代我国高毒农药施用量占农药总施用量的30%左右，其中列入PIC公约中的5种高毒农药（甲胺磷、久效磷、甲基对硫磷、对硫磷、磷胺）涉及110个品种的457个复配产品的施用量占高毒农药施用量的80%。根据2001年的统计，我国甲胺磷施用量55640吨，其中80%用于水稻、棉花，15%用于果树和蔬菜；甲基对硫磷施用量16610吨，对硫磷为8620吨，这两种农药的60%用于水稻、棉花，10%用于小麦和玉米，20%用于果树和蔬菜。久效磷施用量3840吨，其中5%用于棉花，对果树蔬菜的施用较少。到2003年，甲胺磷、久效磷、甲基对硫磷用量大幅下降，分别下降19.2%、21.7%和11.1%，仅对硫磷有一定增加。2004年甲胺磷、甲基对硫磷、久效磷的用量均又比上年下降了20%。乙酰甲胺磷、毒死蜱、三唑磷等中毒性农药和高效、低毒、低残留农药成为主导产品。
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目前，各类农药的主要施用品种如下：
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杀虫剂主要是敌敌畏、辛硫磷、杀虫双、敌百虫、氧乐果、乐果、杀虫单、氟啶脲、速杀硫磷、甲基毒死蜱、杀螟硫磷、阿维菌素、混灭威、涕灭威、速灭威、高效氯氟氰菊酯、硫双威、杀扑磷、毒死蜱、乙虫氰、乙酰甲胺磷、四聚乙醛、氟虫脲、甲拌磷、喹硫磷、辛硫磷、对硫磷、硫丹、吡虫啉、抗蚜威、甲基异柳磷等。
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杀菌剂主要品种有硫酸铜、多菌灵、代森类、甲基硫菌灵、井冈霉素、百菌清、三环唑、敌磺钠、三唑酮、氢氧化铜、甲霜灵类、福美类、稻瘟灵、退菌特、吗啉胍·乙铜（病毒A）、异稻瘟净、三乙磷酸铝（乙磷铝）、腐霉利（速克灵）、叶枯唑、霜·锰锌等。
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除草剂主要品种有乙草胺、甲草胺、草甘膦、丁草胺、2，4-D丁酯、莠去津、百草枯、灭草松、精稳杀得、氟乐灵等。
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上述品种中用量在5000吨以上的品种有敌敌畏、辛硫磷、杀虫双、硫酸铜、乙草胺、草甘膦、敌百虫、多菌灵、氧乐果、乐果、杀虫单、丁草胺、甲基硫菌灵、代森类，其中敌敌畏、辛硫磷、杀虫双、硫酸铜、乙草胺、草甘膦用量在万吨以上。
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（二）农药施用的区域分布
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农药是防治农业病虫草害的重要物资，因此农药投入量与当地农产品生产状况和经济发展水平密切相关。本书收集统计了全国各省级行政区各地级市1993—2002年的农药施用量，绘制了其在国内的分布图。结果表明，中国农药的施用主要集中在农业发达的地市，包括山东、安徽、江西、湖北、湖南、重庆以及四川的部分地区，西北地区因作物产量小、经济相对落后，农药施用量较低，农药施用空间分布上呈现出从西到东、从北到南逐渐递增的分布趋势，与农业生产、经济发展水平的分布基本一致（图1-24、图1-25和图1-26）。
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图1-24 1993年全国各地级市农药施用量分布示意图
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图1-25 1998年全国各地级市农药施用量分布示意图
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图1-26 2002年全国各地级市农药施用量分布示意图
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比较各省农药施用情况可看出，2002年有山东、湖北、河南3省农药施用量大于10万吨，9个省（湖南、江苏、广东、河北、安徽、浙江、江西、福建、四川）用量大于5万吨，其余省（自治区、直辖市）均低于5万吨。5万吨以上的12个省农药用量占全国农药总用量的76.8%。从地市的结果看，全国300多个地市有90多个用量超过5000吨，几乎全部集中在东南各省（直辖市），其中20个用量超过万吨，集中在湖北、山东、河南、重庆、上海、福建、广东、河北、安徽、江苏、湖南、江西12个省（直辖市）。
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随着农业经济的发展，1993—2002年全国大多数省（自治区、直辖市）的农药施用量均有不同程度增加，其中山西、辽宁、内蒙古、黑龙江、吉林、山东、云南、甘肃、海南的增加幅度超过100%，江西、河南、湖北、广西、青海、宁夏、新疆、西藏增加超过50%，而江苏、浙江、广东等经济发达地区由于农产品安全生产与农药管理工作的加强，农药施用增长较缓慢，近年还有所降低。从地市水平看，用量超万吨的地市数量逐渐增多，农药施用的高强区增加。1993年用量超万吨的地市不足10个，用量在5000～10000吨的地市有45个，至2002年分别增加到25个和69个，所在区域也由湖北、广东、河南、江苏4省和上海市扩大至湖北、山东、河南、重庆、上海、福建、广东、河北、安徽、江苏、湖南、江西12个省（直辖市）。
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中国幅员辽阔，地理环境和气候条件复杂多变，农作物种类繁多，病虫草害的种类很多，影响范围较大。目前，中国明确的虫害有700多种，病害500多种，草害80多种，鼠害20多种；每年发生病虫草害的受灾面积超过2亿公顷。据近几年的不完全统计，我国每年因施用农药避免了15%农作物损失，包括粮食350万吨，棉花90万吨，蔬菜2800万吨，水果300万吨，总价值300多亿元，因此，农药的施用在很大程度上保障了农业生产的稳定。
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（三）农药的环境影响
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1.农药施用对土壤的影响
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农药施用后，一部分作用于靶标生物，但大部分农药会进入环境介质，尤其是土壤介质，造成污染。环境保护部南京环境科学研究所对粮食主产区江苏高邮市6.7万公顷农田布设了84个样点，监测土壤中六六六、DDT、甲胺磷、敌敌畏、乙酰甲胺磷、氧化乐果、乐果、三唑酮、甲基对硫磷、对硫磷、呋喃丹、三唑酮、多菌灵和乙草胺共14种农药的农药残留。其中，六六六和DDT均为《关于在国际贸易中对某些危险化学品和农药采用预先知情同意的鹿特丹公约（PIC公约）》首批控制的12种持久性有机物（Persistent Organic Pollutants，POPs）之一，其控制和禁用已经受到世界各国的关注。我国在20世纪60～80年代曾大量生产和施用六六六和DDT，1983年我国开始禁用这两种高残留、高生物富集和高为害的农药。
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高邮市土壤有机氯农药残留表明，中国禁止使用六六六和DDT20年后，土壤中六六六和DDT的残留量已经明显降低，均低于土壤质量一级标准（GB15618—1995）（表1-16和表1-17）。但是，土壤中有机氯农药残留检出率仍较高，尤其是DDT，各监测单元最高残留浓度可达0.028毫克/千克[170]。2000年太湖流域农田土壤中15种多氯联苯同系物检出率为100%，六六六和DDT超标率为28%和24%[7]。
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表1-16 土壤中有机氯残留量统计结果
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表1-17 有机氯农药在土壤中的残留量
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有机磷农药是20世纪80～90年代替代有机氯农药的主要品种，大多为高毒、剧毒农药，但在环境中消解较快，主要残留在土壤表层。国外有研究表明，对硫磷等有机磷具有疑似内分泌干扰素（Endocrine Dysrupting Chemicals，EDC）作用，所以环境中极低浓度的有机磷农药残留也可能产生严重的环境为害。高邮市农田土壤中存在某些EDC有机农药检出现象，检出的主要农药品种有甲胺磷、乙酰甲胺磷、氧化乐果、三唑磷、甲基对硫磷和对硫磷，检出率分别为19.0%、21.4%、16.7%，7.1%，16.7%和2.4%（表1-18）。
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表1-18 土壤中有机磷等农药残留量测定结果
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呋喃丹农药为氨基甲酸酯类农药，毒性较高，在环境中消解速率中等，目前在我国应用较广。它对环境生物（如蚯蚓）的危害作用较大。高邮市土壤中呋喃丹检出率为16.7%。多菌灵和三唑酮是常用的杀菌剂，乙草胺为除草剂，它们在土壤中均未检出。
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综上表明，部分有机磷和氨基甲酸酯农药在土壤中已具有较高残留，甲胺磷、乙酰甲胺磷、氧化乐果、三唑磷、甲基对硫磷、对硫磷、呋喃丹在土壤中残留最高浓度达0.3～0.7微克/千克，在此浓度条件下农药对土壤生物会产生为害影响。
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2.农药施用对水环境的影响
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（1）河北水环境中的农药残留状况。
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该研究在河北省卢龙县30多个自然村采集了115个水样，其中地下水水样为100个，地表水水样为15个[70]。分析结果表明，地下水水样检出涕灭威或其降解产物的样品为12个，检出率约为12%，检出浓度范围为0.2～0.6微克/升。地表水水样检出涕灭威或其降解产物的样品为6个，检出率约为40%，检出浓度范围为0.4～4.0微克/升，其中有3个样品涕灭威或其降解产物的浓度超过1微克/升。地下水水样中检出甲拌磷的样品为11个，检出率为11%，检出浓度范围为0.1～6.3微克/升，甲拌磷在地表水水样中没有检出。所有检出样品均分布在丘陵砂壤土地区，这些地区近年主要施用甲拌磷防治线虫。地下水水样检出特丁硫磷的样品为4个，检出率约为4%，检出浓度范围为0.04～28.00微克/升，特丁硫磷在地表水水样中没有检出（表1-19）。
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表1-19 河北省卢龙县水样农药残留检出结果
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（2）山东地下水中农药残留状况。
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山东省费县和新泰市共采集60个水样，主要检测涕灭威残留。其中，费县从12个自然村共采集地下水水样25个，地表水（湖水）水样2个。只有1个地下水水样有涕灭威检出，浓度为3.8微克/升，检出率为4.0%。该点地下水埋深较浅，检出点邻近地区的涕灭威施用历史也比较悠久。新泰市从11个自然村中共采集地下水样32个，其中3个水样有涕灭威砜检出，2个有涕灭威检出，检出率为15.7%。浓度范围为0.4～1.5微克/升，但仅有一个样品超过1.4微克/升。检出样品主要分布在涕灭威施用历史较久、地下水埋深较浅的砂壤土地区[70]（表1-20）。
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表1-20 山东省费县和新泰市涕灭威检测结果
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表1-20 山东省费县和新泰市涕灭威检测结果（续）-1
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（3）福建地下水中农药残留状况。
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从福建东南沿海10多个县市的自然村采集126个水样，其中地下水水样为102个，地表水水样为24个（表1-21）。地下水水样有克百威检出的样品15个，检出率约为14.7%，浓度范围为0.1～9.1微克/升；地表水中检出有克百威的样品为4个，检出率约为16.7%，浓度范围为0.2～1.1微克/升[20]。
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表1-21 福建东南沿海地下水中克百威残留检测分析结果
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（4）综合评估。
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我国的地下水质量标准中没有对农药进行相关的限定，因此本研究参照其他国家的相关标准来定量评估农药对地下水的污染状况。涕灭威参照美国环保局（United States Environmental Protection Agency，USEPA）地下水涕灭威标准（7微克/升），克百威参照世界卫生组织（WHO）的地下水标准（5微克/升），甲拌磷参照美国北卡罗来纳州的地下水标准（1.4微克/升），特丁硫磷参照美国环保局的地下水健康标准（0.9微克/升）。
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根据上述标准可看出，河北100个地下水水样中有12个水样检出涕灭威与涕灭威砜，检出率12%，检出浓度范围为0.2～0.6微克/升，均未超标。甲拌磷的检出率为11%，检出浓度范围为0.1～6.3微克/升，有6个超过了美国北卡罗来纳州的标准，超标率为6%；特丁硫磷的检出率为4%，检出浓度范围为0.04～28.0微克/升，有2个超过美国环保局的标准，超标率为2%，其中有1个水样超标31倍。河北卢龙县15个地表水样中涕灭威与涕灭威砜的检出率为40%，检出浓度范围为0.4～4.0微克/升，虽然地表水涕灭威与涕灭威砜的检出率与检出量均高于地下水，但总体都未超标CD山东费县、新泰市涕灭威与涕灭威砜检出率为10.2%，浓度范围为0.4～3.8微克/升，均未超标。福建地下水克百威的检出率为14.7%，但检出浓度均较低，仅有1个样品超过世界卫生组织的标准，超标率约1%[20][70]。
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综上可以看出，虽然在调查地区的水样中都有不同程度不同种类的农药检出，但是大多数地区检出率不高，检出浓度较低，仅有极个别水样点超标严重。因此，如果仅仅考虑本研究检测的几种常规性农药，目前中国仅有极少数地区的农药对水环境造成较大威胁，农药对水环境的污染仅局限在极少数地区，因此并非一个全国性的问题。但是，由于农药品种繁多，监测成本高昂，全国农药对水环境污染形势的更准确的判断有待于更大范围更多指标的调查、监测，甚至普查。
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3.农药施用对生态环境的影响
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（1）有机氯农药在生物体中的残留。
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自1983年全面禁用以来，虽然目前环境和作物中有机氯残留量检出率仍较高，但残留水平已大大降低，大部分地区的土壤、水体和农产品中有机氯的残留量为0.1～50微克/千克范围，降幅达到99%。但是，有机氯农药具有高生物富集性和长残留性的特点，它们在高等生物体中的富集倍数可高达几十万倍。2001年对太湖地区夜鹭卵和2004年对江苏地区人体脂肪和鱼体脂肪有机氯含量的研究表明，尽管有机氯农药已禁止使用20多年，鸟体、人体和鱼体脂肪中有机氯化物残留水平仍较高，最多也只下降到原来的10%，人体和鱼体脂肪中DDT的残留水平甚至与20年前基本一致[2][45]（图1-27和表1-22）。
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图1-27 有机氯农药在夜鹭卵中的含量（2001年）
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表1-22 有机氯农药在人体脂肪和鱼体脂肪中残留
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因此，尽管大多地区环境中有机氯农药残留量已经较低，有机氯农药残留对生态环境和人体健康的影响却是一个长期问题。
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（2）农药施用对鸟类影响。
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我国鸟类资源十分丰富，共有鸟类1244种，其中属于国家一级保护动物的37种（或类），二级保护动物74种（或类）。
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高毒农药施用已对许多国家重点保护鸟类造成极大危害。实验表明，一粒呋喃丹颗粒剂就足以致死一只较小鸣禽，玉米田里施用最低剂量的呋喃丹也可毒死食用受污染蚯蚓的鸣禽。鸟类摄食呋喃丹颗粒染毒的植物、昆虫、无脊椎动物等的活体或尸体，或饮用受污染的水，会造成中毒致瘫和死亡。更危险的是，呋喃丹对野生动物几乎无安全剂量可言，暴露即意味着死亡。我国1995年对东北地区呋喃丹使用情况和对鸟类危害的研究表明，该地区国家一、二级重点保护的86种或亚种鸟类，有85%受到呋喃丹的危害。在多年施用呋喃丹的浙江省义乌市某甘蔗种植区内，一个低丘陵地、村庄、农田组成的约5平方千米环境中仅能发现一只麻雀，在施用多年呋喃丹的甘蔗地1米2的耕作层土壤中只能发现3条蚯蚓。田间观测表明，施用克百威种子包衣剂，试验区鸟类立即死亡率为1.2%，总死亡率为23.8%。
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4.农药施用对农产品质量及人、畜的影响
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农药是重要的生产资料，在农业生产中占有重要的不可替代的地位。但在发挥重要作用的同时，也对农产品质量及人、畜的健康产生了一定的影响。过去的调查数据中显示，我国很多地方的一些农副产品中农药都有较高的检出率。在很多地方都曾经发生过人、畜中毒死亡事件。
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最近几年，随着对环境问题及人体健康的认识逐渐深入，国家对农产品农药残留越来越重视，随着管理水平的加强，农产品中农药残留状况已经有了大幅度的下降。根据2003—2007年37个城市蔬菜中甲胺磷、乐果等农药残留监测结果，我国蔬菜质量安全总体合格率持续上升。农业部在2007年1月、4月的两次监测表明，蔬菜中农药残留平均合格率为93.6%，其中，蔬菜生产基地合格率为96.7%，批发市场、超市和农贸市场的合格率分别为93.7%、91.7%和92.5%，蔬菜产品质量安全合格率还在逐年提高[97]。
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但是，随着发达国家对食品安全的日益重视，它们对进口食品的农药残留标准日益严格。我国国际贸易中因农产品农药污染导致大规模退货、索赔现象仍有发生，某些产品甚至基本退出了发达国家的市场，带来了巨大的经济损失和声誉损害。
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值得注意的是，许多低浓度有毒污染物的影响是慢性的和长期的，可能危害数十年乃至数代人。因此，对此方面的工作还要继续加强以控制农药在农副产品中的残留。
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五、农膜污染和影响
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（一）我国农膜使用现状
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1.农膜使用增长情况
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农膜覆盖栽培是1978年从日本引进的一项农业增产技术，是我国传统农业技术向现代化、集约化发展的重大技术改革，并已经成为确保农业高产稳产的重要手段。我国是世界上最大的农膜生产国和使用国。目前，农膜产量达百万吨，且每年仍以10%的速度增长。到2002年底，我国农膜使用总量为153.9万吨，地膜使用量84.0万吨（图1-28）。其中山东省作为蔬菜种植基地，农膜使用量一直居全国之首，且增长十分迅速。辽宁、新疆、甘肃、河南、四川等农业大省（自治区）农膜使用量也比较多。海南、西藏、青海等省（自治区）农膜使用量较少。
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图1-28 不同年份不同地区农用薄膜使用情况
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2.农膜使用品种
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我国使用的农膜总体可分为地膜和棚膜两类。
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新中国成立五十几年来，我国地膜品种已从过去单一的无色透明普通覆盖膜，扩展到具有特殊功能和多功能的地膜以及可降解地膜。种类包括：无色透明塑料地膜、无滴塑料地膜、黑色塑料地膜（适用于白菜、莴苣、蘑菇、茶叶、烟草等农作物）、双色塑料地膜（适用于苗木）、银灰反光膜、有色膜、转光膜、除草膜等。
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棚膜由最初的普通覆盖膜发展为具有耐候、保温、无滴、防雾4大基本功能的棚膜。棚膜品种多、功能多样、规格薄、可满足不同地区和不同作物的需要。种类包括：无滴塑料棚膜、聚乙烯耐候长寿棚膜、无滴保温长寿塑料薄膜、聚乙烯/EVA三层功挤复合棚膜。
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3.农膜使用效果
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地膜增产增收效果明显。在早春地冻、干旱和无霜期短的三北地区，它可以提高地温和抗旱性；在高温多雨的南方地区，它可抗早春低温，防止土壤流失；在高寒山区可抗春寒、夏旱和保肥；在盐碱地区则有控制土壤盐碱度，保苗护根的功能。增产效果一般可达30%～50%，甚至高达80%～100%，地膜还能提高作物的品质，如西瓜的糖度可提高1倍。另外，塑料大棚可以改善棚内的小气候，防御各种自然灾害。在我国的寒冷地区（东北、华北、西北）用大棚种植蔬菜，可以解决居民冬季吃鲜菜难的问题。用大棚种植，蔬菜产量可增加50%～80%，有的蔬菜品种可增收100%～200%。1吨育秧膜则可使谷物平均增产5吨。据统计，1982—1994年全国因使用地膜栽培技术累计增产粮食2642万吨、棉花210万吨、花生355万吨、糖料655万吨、蔬菜2089万吨，合计增加产值734亿元，农民增收580亿元，13年内农作物增产总量相当于扩大播种面积600万公顷以上。
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4.农膜的残留状况
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农膜属于高分子化合物，熔融指数（Melt Index，MI）偏高，降解周期一般为200～300年，既不受微生物侵蚀，也不能自行分解，且易破碎，在土壤中不易清除。1998年，我国农膜用量达120万吨。据调查，我国农膜的回收率则不足30%，农田膜年残留量约为45千克/公顷，残膜率达42%，有近一半的农膜残留在土壤中[150][164]。研究表明，宁夏受残膜污染的农田占总数的8.2%，并以年均23%的速度增长，平均残留量为34.5千克/公顷[163]。新疆被调查区农膜平均残留量为37.8千克/公顷，最高达268.5千克/公顷[51]。1993年，对北京、黑龙江和新疆石河子等地的多次调查发现，30厘米耕作层内地膜残留量少则5～8千克/公顷，多则10千克/公顷[80]。
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（二）农膜污染的影响
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1.残留农膜对土壤的影响
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农膜材料的主要成分是高分子化合物，在自然条件下这些高聚物难以分解，若长期滞留地里，土壤中残膜碎片会影响土壤的透气性、改变或切断土壤孔隙连续性，增加重力水移动时的阻力、减少水分渗透，导致土壤含水量下降，削弱耕地的抗旱能力。残膜还会阻止地下水的下渗，导致大棚土壤产生次生盐碱化的问题。
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2.残膜对农作物生产的影响
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含有残膜的土壤会阻止农作物根系串通，影响作物正常吸收水分。施肥时若有大块残膜隔离肥料，会影响肥效，致使产量下降。有关资料表明，残膜会影响作物产量，导致玉米减产8.8%，小麦减产9%～10%，水稻减产8%～14%，大豆减产5.5%～9%，蔬菜减产14%～60%[66]。
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3.残膜对农村环境景观的影响
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未回收残膜大量弃于田边、地头，大风刮过被吹至房前屋后、田间、树梢、影响农村环境景观，造成“视觉污染”。
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4.农膜残留的化学污染
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农膜原料中的一些塑料制品（如聚氯乙烯类塑料）或添加剂中含有有害成分，与种子或幼芽接触后，会抑制芽和幼苗的萌发或灼伤芽和幼苗。塑料制品中的增塑剂（邻苯二甲酸酯类化合物）对蔬菜有较大危害，邻苯二甲酸酯类化合物会破坏叶绿素和阻碍叶绿素的形成，影响光合作用，导致植物生长延缓，矮化纤细，甚至死亡，这种物质还有明显的富集作用，进入食物链会影响人畜健康。
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5.农膜残留对畜禽的危害
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混杂在饲料中的废膜被牲畜误食，会导致牲畜便秘和肠梗塞，引起胀肚等疾病，病情严重的引起死亡。农膜增塑剂中邻苯二甲酸二异丁酯类的其他化合物有明显的富集作用，会对牲畜健康造成损害。
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六、农村生活污染
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（一）我国农村生活污水产生现状
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改革开放以来，我国经济飞速发展，农民生活水平迅速提高，中国农村居民人均纯收入由1978年的133.6元增长到2004年的2090.0元，增长了十几倍（图1-29）。农民收入的增加导致农民生活方式和消费方式发生了极大的变化。水冲厕所、各类洗涤剂以及塑料制品等一次性用品的使用，大大增加了农村生活污水和生活垃圾的排放量。另一方面，由于中国农村基础设施比较落后，普遍缺乏基本的排水和垃圾清运处理系统，农村生活污染处置和管理处于无序状态。另外，由于中国农村和村镇有沿河沿湖岸堆放垃圾的习惯，这些垃圾在暴雨时会被直接冲入河道，形成更直接、危害更大的非点源污染。农村生活污染对农村环境的污染影响日益加剧。
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图1-29 1978—2004年中国农村居民人均纯收入（当年价）增长情况
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相关调查表明，中国农村地区的人均垃圾产生量已经和城市相当，尤其是大城市的郊区农村甚至还超过了城市的平均水平（表1-23）。从人均污水排放量来看，城市郊区已经超过了城市平均水平的一半。由于中国农村人口仍远远大于城市人口，农村生活垃圾排放量和污水排放量的增加将带来巨大的环境压力。
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表1-23 中国部分地区生活垃圾和污水人均年产生量
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从中国农村生活垃圾和农村生活污水产生总量的分布来看，2003年中国农村生活垃圾和农村生活污水的排放总量分别为1.7亿吨和117.8亿吨。主要集中在人口密集而城镇化比例相对较低的地区，包括重庆、河南、山东、贵州、四川、江西以及安徽和江苏的部分地区（图1-30和图1-31）。
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图1-30 2003年全国农村生活污水产生量分布示意图
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图1-31 2003年全国农村生活垃圾产生量分布示意图
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（二）农村生活污染现状
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2003年中国农村生活污染向水体排放的COD、TN和TP分别为31万吨、17万吨和4万吨，其中来自生活污水的污染物分别占100%、95%和78%。污染物的排放量与当地生活垃圾和生活污水的产生量成正比，也与当地农业人口成正比。污染物排放量最大的20个地市（含直辖市）为重庆，河南的周口、南阳、驻马店、商丘、信阳，安徽的淮北和黄山，山东的临沂、菏泽、潍坊、济宁，贵州的安顺和遵义，四川的成都和南充，江西的赣州，江苏的徐州，浙江的温州，湖北的黄冈（图1-32、图1-33、图1-34、图1-35、图1-36）。
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图1-32 2003年全国农村生活垃圾TN排放量分布示意图
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图1-33 2003年全国农村生活垃圾TP排放量分布示意图
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图1-34 2003年全国农村生活污水COD排放量分布示意图
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图1-35 2003年全国农村生活污水TN排放量分布示意图
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图1-36 2003年全国农村生活污水TP排放量分布示意图
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（三）农村生活污染对环境的影响
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农村生活污染不仅给水土环境带来了巨大污染，而且还破坏了农村景观，降低了农村居民的生活品质。
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首先，农村生活污染破坏了农村景观。由于大多数农村还没有指定的堆放垃圾场所和专门的垃圾收集、运输、处理及处置系统[8]。加上农村部分村民环境保护意识较差，许多生活垃圾和固体废弃物，如旧衣服、一次性塑料制品、废旧电池、灯管、灯泡等常常被随意倒在田头、路旁、山脚和溪边，严重影响了农村的生活环境。垃圾正日渐成为河流、湖泊乃至农田的一大污染源。久积的垃圾经雨水冲刷、太阳曝晒，污水横流，恶臭难闻。可以说，令人厌恶的垃圾正日渐蚕食、吞噬农民的生活空间，让人触目惊心。
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其次，大大小小的垃圾侵占了大量土地，对农田破坏严重。农村垃圾的大量堆放侵蚀了大片的农田，对农村的土壤造成严重的污染和潜在的危害。垃圾中含有多种重金属（如铜、镉、铬等）和有机化合物，还有有毒有害的危险品和难降解的化合物。它们毒性强、危害大，严重影响着土壤质量，并污染农作物，通过食物链危及人类健康。
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第三，严重污染水体。农民把江河作为生活污水和垃圾的消纳场所，已造成地表水和地下水的严重污染。以浙江省为例，北自海滨的河流，南至山间的小溪，清清河水绕村流的景象已很难见到。只要哪条河流流经村庄，流经有人居住的地方，那这条河就绝免不了生活污水和垃圾的侵蚀。残羹剩饭、煤碴废玻璃，还有农药、化肥等包装塑料袋、盒子等，形形色色的垃圾常为河堤披上一件肮脏的外衣。甚至作为饮用水源的水库也漂浮着各式垃圾。这些垃圾年复一年在河流、水库及池溏中腐烂，导致苍蝇成群、鼠害猖獗，极易传染多种疾病，严重影响农民的日常生活。江苏宜兴大浦镇渭渎村全村5条入湖河流中仅有朱渎港唯一的一条尚有通畅的水流，其余均已被垃圾堵塞[132]。由于农村自来水普及率偏低，饮用水大多取自浅井，垃圾中的一些有毒物质，如重金属，废弃农药瓶内残留农药等，随雨水的冲刷和土壤的渗滤进入地下水，影响范围很广，最终会通过食物链影响人们的身体健康。
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最后，生活污水和生活垃圾严重污染空气。农村人粪尿和垃圾的大量堆放对农村的空气也造成严重的污染，露天粪坑和堆放的垃圾臭气冲天，混合垃圾腐烂、发臭以及发酵，甚至发生反应，大量的氨和硫化物向大气释放，严重影响了农村的生存环境。这些臭气熏天的垃圾堆，蚊蝇肆虐，埋下了疾病流行的祸根。
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七、农业和农村污染分区与预测
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（一）农业和农村污染现状
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2003年，我国农业和农村污染COD、TN和TP排放量分别为198万吨，447万吨和49万吨。从污染结构来看，COD污染主要来自畜禽养殖，占COD排放总量的74%，氮、磷污染主要来自化肥流失，分别占65%和55%，其次是畜禽养殖，分别占到29%和35%。因而，化肥流失和畜禽养殖是我国农业和农村污染控制的重点。相对而言，生活污染占的比重较小，对COD的贡献为15%，对氮、磷的贡献都小于10%。
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从区域分布来看，各地因污染物类型的不同而呈现不同特征。由于各地COD排放主要来自畜禽养殖，因此COD排放量较大的地区包括东北、华北（河南和山东）、重庆以及西藏部分地区等大牲畜养殖量较大的地区。COD排放量最高的20个地市（含直辖市）包括重庆，河南南阳、驻马店、周口、商丘、吉林的长春和吉林市，四川甘孜、阿坝、眉山，河北石家庄，山东德州、聊城、潍坊、菏泽，新疆伊犁，贵州遵义，安徽淮北，黑龙江哈尔滨，内蒙古赤峰（图1-38）。
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图1-37 2003年中国农业和农村污染组成
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图1-38 2003年我国农业污染COD排放量分布示意图
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氮、磷受种植、养殖的双重影响，二者分布比较类似，主要分布在山东、河南、河北、湖北、江苏和山东。其中排放量最大的地区包括重庆，河南南阳、周口、驻马店、商丘，河北石家庄、保定、邯郸，吉林长春，湖北襄樊，江苏徐州、盐城，山东菏泽、潍坊、德州、聊城、临沂、济宁，黑龙江哈尔滨以及新疆伊犁（图1-39和图1-40）。
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图1-39 2003年我国农业污染TN排放量分布示意图
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图1-40 2003年我国农业污染TP排放量分布示意图
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（二）农业和农村污染分区
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将各地市COD、TN和TP的排放量除以当地的农地面积得到各地区农业3种农业污染物的排放强度（表征污染物对土地的压力），可以看出，虽然COD、TN和TP的排放量空间分布差异较大，3类污染物排放强度的空间分布却呈现很大的相似性（图1-41、图1-42和图1-43）。以人口的爱辉—腾冲线为界，由西到东各类污染物的排放强度呈现阶梯状的增加，这一特征在氮、磷排放强度的空间分布中表现地更加明显。这是由于东部地区农业集约化程度高于西部地区，单位土地面积上承载了更多的农业活动，从而导致污染物的排放强度增加。由于农业污染排放的高强地区都是我国工业和城市经济发展最为迅速的地区，因此这些地区面临着工业污染、城市污染和农业污染的三重压力，这不仅加大了这些地区环境治理的困难，也将大大制约这些地区的可持续发展。
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图1-41 2003年我国农业污染COD排放强度分布示意图
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图1-42 2003年我国农业污染TN排放强度分布示意图
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图1-43 2003年我国农业污染TP排放强度分布示意图
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计算各地市COD、TN和TP的污染指数，并将3个指数加权求和，可以得到各地市的农业污染综合指数，表征各地市农业生产生活活动中排放的3种污染物的综合污染情况，其计算公式如下。
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农业环境污染的系统分析和综合治理
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其中，PI是地市i第j种污染物（j=3）的污染指数，D为地市i第j种污染物的排放强度，是第j种污染物各地市排放强度的均值，δ是j种污染物各地市排放强度的标准差。PI是地市农业污染的综合排放指数，W是第j种污染物的权重。在本报告中假设所有污染物都是等权重。
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利用各地市的农业污染综合指数，可以将已计算的全国344个地市按照农业污染强度划分为4个区域（图1-44）。
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图1-44 2003年我国农业污染分区示意图
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其中Ⅰ级区农业污染的排放强度最小，主要包括黑龙江、甘肃、内蒙古、宁夏、青海、西藏、四川和山西8个省（自治区），陕西（8个地级市）和新疆（15个地级市）大部分地区，以及安徽（7个地级市）、吉林（4个地级市）、辽宁（5个地级市）和云南（6个地级市）的部分地区，共141个地级市。I级区主要位于西北、西南和东北地区。这些地区农业集约化程度低，养殖业以放养为主，牧场和草地面积大，农地面积广，气候相对干旱，降雨量小，因此农业和农村污染排放强度较小。但是，新疆、内蒙古、宁夏、青海、西藏等省（自治区）近年来草地载畜量超载，面临十分严峻的生态问题。
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Ⅱ级区农业污染的排放强度大于Ⅰ级区，主要包括重庆、天津2个直辖市，以及贵州（4个地级市）、河北（8个地级市）、吉林（4个地级市）、江苏（6个地级市）、辽宁（8个地级市）、江西（3个地级市）和云南（3个地级市）的部分地区共46个地市（含直辖市）。这些地区农业集约化程度高于Ⅰ级区，牧场草地面积较少，耕地面积较多，农地面积少于Ⅰ级区，因此农业污染问题相对严重。
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Ⅲ级区是农业污染的次强区，包括北京和上海2个直辖市，河南（11个地级市）、山东（12个地级市）的绝大部分地区，湖北（6个地级市）、湖南（8个地级市）、浙江（6个地级市）的大部分地区，共79个地市（含直辖市）。这些地区主要有两种类型，一类种植养殖业很发达，集约化程度很高，例如山东、河南、湖南、湖北是中国重要的粮食产区。虽然这些地区耕地面积也较大，但是由于排放量大，排放强度较高，同时这些地区是中国主要农业地区，可以通过减少化肥施用和促进种植养殖废物循环利用来减轻污染。另外一类是农业比重小，但是耕地面积少、农业集约化程度高、城市化发展非常迅速的地区，例如北京和上海2个直辖市，城市化迅速发展加剧人地矛盾，导致该地区排放强度较高。
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Ⅳ级区是农业污染的高强区，包括广东（18个地级市）、福建（6个地级市）和海南（3个地级市）等东部沿海地区的大部分地区，以及河南（7个地级市）、湖北（4个地级市）、湖南（4个地级市）和山东（4个地级市）的部分地区，共73个地市。这些地区人口密度高，城市化发展迅速，农民收入水平和农业集约化程度较高，单位农地面积上的污染产生量很大。另外，尤其是东南沿海地区，降雨量大，农地面积少，农业和农村污染更容易流失，对环境的影响更大。
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（三）农业和农村污染预测
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众多研究成果表明，我国人口将持续增长，并将于2030年左右达到高峰[1][39][41][42]。为了满足我国日益增加的人口日益增加的粮食和农副食品需求，确保粮食等农产品的有效供给仍是我国“十一五”期间及未来几十年农业和农村经济发展的基本任务之一；提高肉蛋奶产量和畜禽养殖的规模化水平也仍是“十一五”期间及未来几十年我国畜牧业发展的基本目标之一。
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为了分析未来人口和农业生产可能对环境造成的压力以及不同控制措施可能的影响，本书对中国2010—2050年农业污染负荷的发展趋势进行了情景分析。
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本书共设置了4类情景，即常规发展情景（Business As Usual，BAU）、粮食全部自给情景、粮食部分自给情景和污染控制情景，共分析了中国2010—2050年9种情景下农业和农村污染的排放情况。
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常规发展情景以2003年为基准年，按照我国制定的中长期粮食自给目标假设未来我国粮食自给率为90%（即“粮食基本自给”），畜禽产品生产可以基本满足国内需求，并假设各类农业生产和农村生活活动的污染产生系数和流失系数不变，预测我国2010—2050年农业和农村污染的排放情况。粮食完全自给情景假设未来国内粮食需求完全由国内生产满足（即粮食自给率为100%）。粮食部分自给则考虑增加粮食进口（粮食自给率为80%）。粮食完全自给和粮食部分自给两类情景都考虑因粮食产量变化导致的化肥施用量变化的影响。由于畜禽养殖和化肥流失是各类农业污染物最主要的来源，控制情景主要考虑两类控制对策，即分析控制畜禽养殖污染和控制化肥流失两种情况下总污染的排放量，并按照污染排放量削减20%、40%和60%设置低、中、高3种方案。
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预测结果表明，如果不对中国农业和农村污染加以控制，为了满足中国日益增加的人口日益增加的营养需求，即便10%的粮食依赖进口，2010—2050年中国农业各类污染物排放量仍将继续上升，到2050年中国农业和农村污染COD、TN和TP的增长将为2005年的1.66、1.46和1.47倍（图1-45）。此时即便实施最严格的耕地和牧场保护政策（即假设耕地和牧场面积保持2005年的水平），到2050年中国COD、TN和TP单位农地面积上的排放强度将增加到8.9千克/公顷、17.8千克/公顷和2.0千克/公顷。
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图1-45 2010—2050年中国农业和农村污染排放量的常规发展情景预测
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从各类农业和农村污染的排放量来看，作物秸秆的贡献虽然略有增长，但变化不大，农村生活污染2020年以后的排放量将由于未来我国工业化和城镇化飞速发展导致农村人口的减少而大大减少。畜禽养殖和化肥仍然是最主要排放源，但化肥各类污染的排放量在2035年以后会保持不变，而畜禽养殖污染却保持持续增长的势头，并在2040年前后超过化肥对TP的贡献率（图1-46、图1-47和图1-48）。由于2050年中国城乡居民畜禽产品的占有量达到发达国家的平均水平，而目前牛奶的占有量甚至不到世界平均水平，中国城乡居民畜禽产品消费量在2010—2050的增加幅度可能更大，因此畜禽养殖污染应成为农业和农村污染控制最重要的内容。
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图1-46 2010—2050年中国各类农业和农村污染COD排放量的常规发展情景预测
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图1-47 2010—2050年中国各类农业和农村污染TN排放量的常规发展情景预测
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图1-48 2010—2050年中国各类农业和农村污染TP排放的常规发展情景预测
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情景分析表明，粮食进口对COD排放的削减作用并不大。粮食完全自给情景下COD的排放量仅比当年粮食基本自给情景（常规发展情景）下COD的排放量增加0.5%，粮食部分自给情景下COD的排放量也仅比当年常规发展情景减少0.5%（图1-49）。因此，即便增加10%的粮食进口，到2050年COD排放量仍会比2003年增加70%以上，粮食进口对有机污染的控制效果非常有限。
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图1-49 不同粮食自给率下农业污染排放量预测
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粮食进口政策影响国内的化肥施用，因此粮食自给率的变化对TN和TP排放量的影响稍大。情景分析表明，粮食完全自给情景TN和TP的排放量可比常规发展情景当年TN和TP排放量分别增加4%～6%和3%～4%（图1-49）。由于粮食与化肥施用之间的关系并不是线性的，相同粮食自给率的变化对污染排放的影响可能不同。与粮食自给率由90%上升到100%对TN和TP排放的影响效果相比，粮食自给率由90%减少到80%对TN和TP排放的削减效果非常有限，仅能削减当年排放水平的0.2%左右，到2050年粮食部分自给情景TN和TP污染排放量将分别比2003年增加54%和近58%。
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以上分析表明90%的粮食自给率对我国保障粮食安全和保护环境而言都是一个比较好的选择。同时也表明，如果不对农业污染进行控制，单单依靠粮食进口很难实现农业污染削减的目标。
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与减少粮食自给的政策相比，对畜禽养殖污染和化肥流失进行控制和管理的政策效果更加明显，可大大减轻农业活动对环境的影响。分析结果表明，控制畜禽养殖污染的低、中、高情景可比常规发展情景分别削减当年COD排放量的13%～15%、34%～36%和46%～53%，TN排放量的11%～13%、17%～21%和23%～29%以及TP排放量的11%～14%、18%～24%和26%～33%（图1-50）。化肥流失控制的低、中、高情景则可比常规发展情景分别削减当年TN排放量的15%～18%、25%～30%和36%～41%，TP排放量的11%～14%、20%～24%和28%～34%，由于化肥流失对COD排放的贡献较少，控制化肥流失对COD排放量的影响较小（图1-51）。总体上看，化肥污染控制政策对TP污染的控制效果较好，而畜禽养殖污染控制政策对COD和TN污染的控制效果较好。
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图1-50 畜禽养殖污染控制不同情景的污染排放量预测
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图1-51 化肥流失控制不同情景的污染排放量预测
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即便如此，单一的畜禽养殖污染控制政策或者化肥污染控制政策对中国农业污染的控制程度仍比较有限，未来农业污染的发展形势仍不容乐观。可以看出，即便实行最严格的畜禽养殖污染控制政策，到2050年COD排放量仅比2003年减少17.4%，TN和TP排放量仍比2003年增加15.5%和9.2%；即便实行最严格的化肥污染控制政策，到2050年TN排放量才能保持2003年的水平，TP排放量仍略有增加（16.3%）。
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同时，实行畜禽养殖污染和化肥污染的同步控制大大优于各政策单独实施时的实施效果。如果畜禽养殖污染和化肥污染能够同时削减40%，那么各年COD、TN和TP排放量将比常规发展情景分别削减30%～36%、40%～42%和38%～41%，到2050年仅COD排放量比2003年增加12.8%，TN和TP排放量可稳定在2003的水平。这表明，综合的污染防治政策将大大减缓未来我国农业污染增长的趋势，促进我国农业和环境的协调发展。
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八、我国农业环境污染管理和控制存在的问题
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虽然已经做了一定量的工作，但与工业和城市污染控制和环境管理相比，我国对农业和农村环境问题严重性的认识还刚开始，相关的信息收集和决策支持工作刚刚起步，农业环境管理的体系和制度尚未建立，这大大制约着我国的农业和农村环境的改善，并给中国的水安全、粮食安全、食品安全、农业和农村的可持续发展和农民的生活品质造成了巨大的潜在威胁。
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目前，我国农业环境污染的管理和控制存在以下五大问题：
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首先，缺乏城乡一体、完善系统具体的法规体系。目前，我国有关法律、法规对农业环境保护的规定都比较笼统，与城市和工业污染防治相互隔离，现有相关条款也仅仅是一些原则性的规定，不够系统和具体，在执行过程中难以有效实施。与工业和城市污染防治的法规体系相比，我国农业污染防治的法制建设非常滞后，相关法律制度十分不健全，农业和农村环境管理基本未纳入国民经济可持续发展和环境管理规划的政策框架之内，这大大制约了农业环境污染的防治。
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其次，农业环境污染家底不清楚，不能提供准确的形势判断和有效的政策支持。大量可靠的信息和数据是进行农业环境管理的基础。虽然我国组织过几次农业生态和土壤环境的监测和普查，但是目前我国对农村面源污染现状、农业温室气体排放状况、农村各类环境介质（水、土壤、大气）污染形势、农业环境污染对作物和人体健康的影响尚不清楚，也没有常规监测，甚至相应的监测方法和监测体系都尚未建立起来，更没有形成完整的监测网络和质量控制体系。数据和信息缺乏大大制约了相关研究的发展，并直接导致我国对中国农业环境污染家底不清，对农业污染的污染现状、时空分布、驱动因子和发展趋势都不清楚，从而很大程度上阻碍了农业环境污染的管理和控制。
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第三，农业环境管理的行政体系尚未建立。在中国现有针对工业和城市环境污染控制的环境政策体系下，各级环境保护主管部门统一监督管理的职能对集中的点源往往更有效力，相关职能也比较明确，但是对农业非点源污染的控制作用很弱。虽然2002年修订的《农业法》明确地提出农业发展应与农业环境保护协调，但是该法仅仅对工业和城市污染对农业生态环境污染的管理规定比较明确，要求县级以上环境保护主管部门或者农业行政主管部门依法进行处理；对农业生产和农村生活过程中产生的污染的管理并没有明确相关的管理部门和职能，农业环境保护仍是一块“真空”地带。
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第四，农业环境保护投资不足。由于农业环境法规体系和行政管理体系的不健全和相关职能的不明确，我国环境保护投资主要用于工业和城市生活污染防治，农业部门投资则更加关注扶持农业生产和农业技术推广，农业环境保护投资基本处于空白。目前，农业基础设施建设投资渠道非常不通畅，资金主要来自于乡一级财政预算、村集体经济组织及农户，由于集体经济的弱化，这部分资金急剧缩减，且基本很少用于农业污染的防治。资金不足直接制约着农业污染的防治。
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第五，相关部门和生产者农业环境保护的意识薄弱。首先工业和城市居民和相关职能部门农业环境保护的意识不足，往往将农村作为工业和城市污染消纳的重要场所，重视城市居民生活品质的提高而轻视甚至忽视农村居民生活条件的改善，进行决策时往往选择牺牲农村保全城市，对农村环境保护的投入和管理十分缺乏。其次，农民和基层农业主管部门作为农业和农村污染的直接利益相关者，因生活贫困、环境教育缺乏、农民信息闭塞，环境意识普遍不高，环境保护能力不足。
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第二章 我国工业和城市对农业环境的影响
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一、酸沉降对农业和农村环境的影响
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（一）我国酸沉降的现状
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我国是酸雨的重灾区之一，其面积已经扩大到国土面积的40%，并有进一步以城市为中心向远郊和农村蔓延的趋势，雨水的酸性也越来越强[89]。全国pH小于5.6的降水等值线从长江以南地区大幅度向西部移动，目前已经越过了长江和黄河。
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据统计，我国75%的南方城市降雨年均pH低于5.6，其中长沙、遵义、杭州和宜宾的降水年均pH低于4.5，长沙和遵义酸雨出现率更是高达90%。华中地区是全国酸雨污染最为严重的区域，降雨年均pH低于5.0，降雨出现频率大于70%；西南地区除重庆外，中心区域降水年均pH低于5.0，酸雨出现频率为70%[165]。青岛、图们和太原市经常出现酸雨，其降雨酸度和频率都维持在较高范围。华南地区的珠江三角洲和广西中东部地区也常有酸雨发生。近年来，广东省大部分地区的降水pH小于4，有时甚至达到2，年酸雨频率达50.7%，其中广州、韶关、汕头、深圳、佛山、江门、清远、东莞和潮州等市为酸雨的重灾区，酸雨频率超过70%，因酸雨造成的农林经济损失达20多亿元[137]。铜陵市1999年酸沉降影响了275平方千米的农作物生产，减产近2000吨，经济损失100万元[128]。
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我国酸雨主要发生在酸性、强酸性土壤地区。除少量分布在青岛和汉中地区以外，多发生在长江以南的砖红壤、红壤和黄壤等pH5～6的酸性和强酸性土壤区域，包括长江以南的四川盆地、黔中地区、湘鄂赣地区、沪杭地区和两广沿海地区，其中有我国重要的粮食产区[165]。因此，酸雨对我国农业的影响十分深远。
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（二）酸沉降对农业和农村环境的影响
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土壤酸化会引起土体中盐基离子淋失，导致土壤呈现酸性反应，土壤质量下降。随着土壤的不断酸化，土壤中钾（K）、钙（Ca）、镁（Mg）等营养物质会逐渐被淋失，使土壤贫瘠化。同时，酸化使土壤中的镉（Cd）、汞（Hg）、铅（Pb）等金属元素的活性增加，进而对植物产生毒害。在酸雨的淋滤作用下，溶出的铝（Al）、镉、汞等有害元素对农作物的危害也不容忽视。研究结果表明，湖北兴山、当阳、襄樊、武汉等10个地区降雨中总硫量的增加已经使当地土壤呈现酸性或者弱酸性[175]。葫芦岛锌厂排放的二氧化硫（SO2）对其周围地区土壤产生了十分明显的影响，使土壤有效硫提高1～5倍，全硫（S）含量提高21.4%～87.9%，土壤pH下降，严重影响了农业生产环境[186]。余涛等（2006）[155]在湖南的实验研究表明，随着土壤pH下降，可被植物吸收的铵态氮、有效硅、有效硼和碱解氮含量呈直线下降趋势，并会引起钾、钠、钙、镁等盐基离子的大量淋失，造成土壤肥力下降。
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酸雨对各种农作物的产量和品质有明显的影响，且pH越低，影响越大。众多研究表明，不同pH的酸雨对小麦、水稻、菜心、荔枝、龙眼、黄皮、芒果、扶桑、海棠等十几种作物的新梢增长、果实生长发育有不同程度的抑制，酸雨的pH越低，叶片在短期内出现的可见伤斑越多，受害叶面积越大，且叶片叶绿素含量越低，甚至导致叶片枯萎死亡，从而导致产量降低[10][111][131][137][149]。pH为3.5的酸雨可以使番茄、芹菜、茄子等6种蔬菜产量下降20%以上[30]。当酸雨和二氧化硫沉降同时发生时，会大大增加各类作物（小麦、水稻、豌豆、甘薯和玉米）的减产率，甚至可达30%[17]。
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另外，当pH小于3时，会导致蔬菜中硝酸盐含量上升，远远超过世界卫生组织规定的标准（日允许量小于3.6毫克/千克），并使蔬菜的粗蛋白和矿物质磷含量分别下降30.9%和19.2%[65]。
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二、污水灌溉对农业环境的影响
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（一）我国污水灌溉的基本概况
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1.农业污水灌溉的需求分析
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（1）我国水资源匮乏，且时空分布不均，农业灌溉耗水量巨大。
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我国水资源总量居世界第6位，水资源总量超过28000亿米3，但我国人均水资源仅仅为世界人均数的1/4，列世界第88位。我国虽然江河、湖泊众多，但时空分布严重不均衡，绝大部分河流分布在东部气候湿润、多雨的季风区，西北内陆气候干燥、少雨、河流很少。在时间分布上，南方河流流量集中在4～7月份，4个月的径流量约占到全年径流量的60%，北方河流水量的季节性变化则更大，6～9月份4个月的径流量约占全年径流量的80%。我国湖泊分布也是如此，大致以大兴安岭、阴山、贺兰山、祁连山、巴颜喀拉山、唐古拉山、冈底斯山一线为界，东南部为外流湖区，以淡水湖为主，西北部为内陆湖区，除少量淡水湖外，大部分为咸水湖或盐湖，湖泊淡水资源主要分布在青藏高原、东部平原及云贵高原3个地区，这3个地区的淡水资源储量达2034亿米3，约占湖泊淡水总量的90%。即占全国耕地面积的36%的长江以南地区，拥有全国水资源总量的82%，而占全国耕地面积64%的长江以北地区却只有18%的水资源。
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农业灌溉是水资源的主要用途。据相关资料统计，2004年全国总用水量5548亿米3，其中生活用水占11.7%，工业用水占22.2%，生态用水占1.5%，而农业用水则占到64.6%（表2-1）。农业用水如此高的比例既反映出我国城市化、工业化的水平尚不高的现状，也表明农业灌溉的效率仍很低下，落后粗放的灌溉方式使水的浪费十分惊人。据有关资料，全国农业年正常用水缺300亿吨，农村有8000万人口、6000万头牲畜饮水困难。
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表2-1 2004年各流域片用水情况及农业用水比例
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在美国，仅有1/10左右的粮食是靠水浇地生产的，而我国却占到70%或更多一些。近10多年来，我国水浇地面积不断扩大，北方许多地区也纷纷搞起了旱改水，进一步加剧了北方的缺水状况。据预测，到2030年前后我国人口将达到高峰，增长到约15亿。即使人均消费量不变，我国对水的需求也将在现在的水平上提高1/4。美国学者莱斯特·布朗认为，我国越来越突出的水资源短缺问题将导致农用水源急剧减少，从而显著增加粮食进口需求，并使世界粮食总的进口需求超过总的出口供给，威胁到世界的食物安全。
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水资源的严重匮乏和时空分布不均，给作为用水大户的我国农业造成了极大的影响。我国北方地区尤其在辽河、海河、黄河和淮河四大流域，人均和单位面积平均水资源占有量均远低于全国平均水平，属于极度缺水地区。水资源极度短缺，就显得极其宝贵，因此这些地区的地表水几乎都被充分利用，很少外排。在这种情况下污水就会被迫作为一种农用水源，在有些地区还是农业用水的唯一水源用于农田灌溉。对污灌面积和水资源分布关系的研究显示，我国90%的污灌农田分布在水资源短缺的北方地区，说明污水灌溉与水资源短缺紧密相关。
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（2）水体污染日益加剧，农灌水源水质恶化，被动污灌面积呈递增趋势。
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20世纪90年代以来，我国水污染形势极其严峻，2004年全国废水排放总量达482.4亿吨，比1990年的354亿吨增加了36.3%。尤其是在我国水资源相对丰富的南方地区，由于经济发达而污染治理水平却相对落后，大量的工业及城市生活污水未经充分处理直接排入江河湖库，致使地表水体污染，水质恶化。国家环保总局提供的资料表明，2004年七大水系中，一半以上河段受到不同程度的污染，达不到饮用水源的标准，36.6%的河段水质属于V类、劣V类，其中劣V类达到27.9%（已不能满足农田灌溉的水质要求，丧失了直接使用的功能）。污染严重的河流依次为海河、辽河、淮河、黄河和松花江，其中海河劣V类水质高达56.7%。滇池、巢湖和太湖的污染仍很严重，湖体水质均属于劣V类。三大流域中，黄河流域水环境质量总体呈下降趋势，劣V类水质的河水比例由31.2%减少到26.5%，黄河流域的12条主要支流，污染都十分严重。2004年辽河劣V类水质的比例仍然高达37.9%，珠江流域水质虽然总体较好，但广州河段的污染程度也已相当严重。以上的河流湖泊是我国农业灌溉主要水源，目前均遭受到不同程度的污染。由于农业灌溉又无可替代水源，只能被动使用污水灌溉，从而使我国农业成为工业污染的最大受害者。
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2.污水灌区的确认
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一般可以从3个方面确认灌区是否属于污水灌溉。一是根据环保、水利部门调查所获得的监测数据，对照农业灌溉水质标准，将用污水中有1项及1项以上污染物超过农田灌溉水质标准的水体灌溉的区域确定为污水灌区。二是从灌溉用水的水源考虑，将使用工业或城市下水道污水灌溉的区域称为污水灌区。对于用工业或城市下水道污水流入地面水体经混合后灌溉的区域，主要从污径比来确认，南方省份一般认定污径比为1.0以上的为污水灌溉，北方则一般认为在污径比为0.15以上的为污水灌溉。三是从感观上确认，将因污染致使鱼、虾等水生生物基本绝迹的污水灌溉的区域定为污水灌区。这种确认方式的主要依据是农业生产属于生物性生产，若污水对鱼、虾生存不利时，对农业亦会有不利影响。
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3.污水灌区的基本类型
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（1）按农业利用污水灌派的特点分类。
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一是北方水肥并重污灌区
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沿大兴安岭西侧、内蒙古高原东部和南部边缘，以及黄土高原西部边缘直至祁连山东缘，在这条线以东以南、秦岭和淮河以北地区为北方水肥并重污灌区。该部分区域属半湿润地区，降水年内分布不均，年际变化率大，加之耕地很多，其耕地面积占全国耕地面积的49.0%。该部分地区也是我国最重要的旱作农业区，因此水资源显得尤为短缺，污灌面积达76.2万公顷，占全国污灌面积的86.6%。天津、北京等10多个著名的污水灌区都云集在此，是全国污灌面积最集中的地区。
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二是南方重肥污灌区
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秦岭和淮河以南，青藏高原以东，为南方重肥污灌区。该区降水充沛，热量丰富，耕地占全国的37.8%，全国绝大部分的水田分布于此，粮食产量超过全国的50%，是我国最重要的农业地区之一。污灌面积为9.3万公顷，约占全国污灌面积的10.5%。
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三是青藏高原以北的广大地区
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污灌面积为2.6万公顷，占全国污灌面积的2.9%。
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（2）根据利用污水的来源分类。
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根据污灌区污水利用的来源，污水灌区也可以划分为三种类型：一是城市混合污水灌区，主要是指城市地下水道排出的城市生活与工业污水进入河流水系，进而用于农业灌溉，这类灌区在各类污水灌溉区中所占比例最大；二是石化废水灌区，灌溉水的主要污染物为石油化工废水；三是工矿废水灌区，主要是工厂或矿山排出的废水，有的还混有厂区的生活废水，但没有与城市下水管道混合，这类灌区多数面积不大，但分布也比较广泛。
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4.污水灌溉面积和污水灌区分布特征
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（1）我国污水灌溉面积。
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在我国农田总灌溉面积中，使用符合《地面水环境质量标准》Ⅰ～Ⅲ类水灌溉的农田为2215.8万公顷，占我国总灌溉面积的44.9%，引用地下水灌溉的农田为1303.8万公顷，占我国总灌溉面积的26.4%，而符合工农业用水标准，即符合《地面水环境质量标准》（GB3838—2002）Ⅳ～Ⅴ类水质灌溉农田的有1058.5万公顷，占我国总灌溉面积的21.4%。据农业部环境监测总站第二次全国污水灌溉普查报告统计结果显示，1999年我国污水灌溉总面积为3618.4千公顷，比第一次污水灌溉调查统计结果的1398.7千公顷增加了1.6倍。我国污水灌溉总面积则占全国总灌溉面积的7.3%（5447.84万公顷），占地表水灌溉面积的9.9%；在我国污水灌溉面积中，直接引用工业万城市下水道污水的灌溉面积为511.6千公顷；使用超过农灌水质标准或使用因污染致使鱼虾基本绝迹的水体灌溉的面积为3106.8千公顷。
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图2-1 全国主要水系农业灌溉水源水质评价结果
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图2-2 全国主要农灌水源单项污染物评价结果
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图2-3 全国主要地市污水灌溉面积分布示意图
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图2-4 全国主要地市劣V类水灌溉面积分布示意图
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从表2-2中可以看出，我国各省、自治区、直辖市中天津、河北、内蒙古、辽宁、黑龙江、江苏、安徽、山东、河南、湖南、陕西使用污水进行灌溉的面积较大，而北京、天津、辽宁、山东、河南及青岛市等地区污水灌溉面积则占到当地地表水灌溉面积的30%以上，其中天津污水灌溉面积占当地总灌溉面积的66.0%，而占地表水灌溉面积的97.2%，辽宁、北京等地也占到了50%以上。
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表2-2 1999年我国各省（自治区、直辖市）及部分城市使用污水灌溉的面积
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（2）我国污水灌区分布特征。
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受到水资源量的制约，我国污水灌溉主要分布在松辽流域、海河流域、黄河流域、淮河流域、浙闽流域、珠江流域以及内陆河流域七大流域（图2-6）。由于我国人均水资源匮乏和时空分布的不均，我国北方地区水资源奇缺，特别是在海、辽、黄、淮四大流域，人均和单位面积水资源占有量都远远低于全国平均水平，属于极度缺水地区。海、辽、黄、淮四大流域又是我国的主要耕作区，耕地面积4980亿米2，占全国耕地面积的48.9%，但地表水资源只有2773亿米3，占全国地表水资源的10.3%，平均每公顷耕地的地表水资源量只有5550米3。为了解决当地的灌溉水量紧缺问题，海、辽、黄、淮四大流域污水灌溉面积很大，约占到全国污水灌溉面积的85%左右。
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图2-6 全国各流域污水灌溉面积分布情况
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目前，我国重要的污水灌区主要分布在北方地区，河南、安徽、辽宁、山东、湖南、天津、陕西等省市污灌面积较大（图2-7）。大中型污灌区主要集中在北方大、中城市的近郊县，五大污水灌区包括北京污灌区、天津武宝宁污灌区、辽宁沈抚污灌区、山西惠明污灌区及新疆石河子污灌区。我国污水灌区的分布除主要受到水资源状况的影响外，还明显受到经济发展水平的影响。北方地区水资源紧张，污水灌溉面积较大，如东北、华北和西北等省份；而沿海经济发达地区工业化水平较高、污水排放量大、水污染治理不力，对农业污水灌溉的危害认识不足，被动或主动使用污水灌溉的情况也很普遍，如山东、江苏、上海、浙江等省市。
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图2-7 我国污水灌区分布示意图
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5.污水灌溉存在的问题
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（1）污水灌派面积盲目发展，相关监控和管理体系严重滞后。
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污水灌溉大多是农民自发、且被迫进行的。我国北方地区水资源严重缺乏，各地的用水规划中农业灌溉用水往往排在工业、生活等用水之后。农民在没有清洁水源，或者得不到清洁水源的条件下，或者为了节省灌溉用水的成本，不得不引用城市生活和工业废水作为灌溉水源。我国南方地区虽然水资源较为丰富，但因工业发达，地表水体污染较重，农民常常被迫进行污水灌溉。虽然国家早在1992年就颁布了《农田灌溉水质标准》（GB5084—1992），但由于没有相关部门对灌溉水水质进行监督，灌溉管理部门也没有按照标准严格检验和监督，导致污水灌溉行为难以制止，污水灌溉面积盲目发展。
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（2）污水处理率低，污水灌溉水质严重超标。
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灌溉水质严重超标是当前我国污水灌溉存在的首要问题。我国城市及工业废污水总体处理率较低，据统计，2005年全国污水处理率仅为52.0%，与国外发达国家相比，我国城市污水管理机制和处理技术落后，污水分流系统不完善，城市污水中生活污水约占51%，而工业废水则占到49%。由于很多企业不能对排放废水进行有效处理，致使农业灌溉所使用的污水中污染物成分复杂，各种有害污染物含量也比较高，尤其是我国南方发达地区，随着乡镇企业的空前发展，所带来的水环境问题已日趋严重，乡镇企业污水大多数未经过处理就直接排放，如逢作物灌溉时期，当地农户便直接引用污水进行农田灌溉，致使许多农田遭受不同程度的重金属和有机物污染。
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（二）我国典型污水灌区农业环境质量状况分析
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1.典型污水灌区概况
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1996年，农业部组织全国农业环保体系开展了“全国第二次污水灌区农业环境质量状况调查”，共选取了60余个典型污水灌区进行了采样监测，监测面积470.1千公顷，占全国污水灌溉总面积的13.0%。其中混合污水灌区37个，监测面积325.2千公顷，占典型监测区域总面积的69.2%；工矿污水灌溉区21个，监测面积96.2千公顷，占典型监测区域总面积的20.5%；石化污水灌区4个，监测面积40.7千公顷，占典型监测区总面积的8.77%。北方水资源比较短缺，为水质型缺水，多主动利用污水资源，较多使用城市混合污水灌溉；南方水资源丰富，但是有些地区面临严重的水质型缺水，多被动使用污水灌溉，因此南方污水灌溉区多为工矿污水灌溉区，且污水灌区面积一般较小（图2-8）。
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图2-8 全国第二次污水灌溉普查典型污灌区分布示意图
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2.全国典型污灌区水环境质量分析
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全国第二次污水灌溉调查共对47个污水灌区的污水进行了监测，其中混合污水灌区26个，工矿污水灌区17个，石化污水灌区4个。监测项目包括pH、隶（Hg）、镉（Cd）、铅（Pb）、铬（Cr）、砷（As）、铜（Cu）、锌（Zn）、全盐量、苯系物、石油类、氯化物、生化需氧量（Biological Oxygen Demand，BOD）、化学需氧量（Chemical Oxygen Demand，COD）、大肠杆菌等。评价方法采用环境污染指数法，对污水、土壤、农产品先计算单项污染指数：P=C/S（C为实测值，S，为标准值），再根据计算平均污染指数：
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农业环境污染的系统分析和综合治理
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式中：表示所有参评监测项目的污染指数的算术平均值，表示所有参评监测项目中污染物最高单项污染指数。此种计算方法亦为内梅罗指数法（Nemerow Index Method），可以更好地突出最主要污染物的污染作用。评价中使用的标准为：污水采用《农田灌溉水质标准》（GB5084—1992），土壤采用《土壤环境质量标准》（GB15618—1995）。
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在监测的典型污灌区中8个典型污灌区的水污染平均指数超过了1，占监测典型污灌区的17%。最高的甘肃白银污灌区水评价污染指数最高达到29.8，其次是广西刁江污灌区，平均污染指数为28.5。在所监测的典型污灌区中，综合污染指数超过1的有27个，占典型监测污灌区总数的57%，其中甘肃白银水综合污染指数最高达到148.0（图2-9、图2-10）。
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图2-9 我国典型污灌区水环境质量平均污染指数评价示意图
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图2-10 我国典型污灌区水环境质量综合污染指数评价示意图
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（三）典型污灌区土壤环境质量分析
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全国第二次污水灌溉普查共对57个污水灌区的土壤进行了监测，其中城市混合污水灌区36个，工矿废水污灌区17个，石化废水灌区4个，监测项目包括铅、镉、铜、锌、镍、汞、砷、铬、氯化物、全盐量、pH、有机质等，对土壤重金属按照国家2级标准进行评价。
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不同类型的污水灌区中，工矿污水灌区各污染物含量明显高于另两类污水灌区，说明工矿污水灌区土壤受重金属的污染较重。石化污水灌区除铅、砷、铜、镍高于混合污水灌区外，其他污染物含量均低于混合污水灌区，这是由于各地混合污水灌区污水情况比较复杂，污染物含量不一，因此对土壤污染的情况也就不同（图2-11、图2-12和图2-13）。
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图2-11 典型污灌区土壤重金属综合评价结果分布示意图
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图2-12 全国典型污水灌区土壤污染状况分布示意图
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图2-13 典型污水灌区土壤超标面积分布示意图
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在57个典型污水灌区中，10个污水灌区的土壤平均污染指数超过了1，占17.5%，综合污染指数超过1的有13个，占22.8%。按《土壤环境质量标准》（GB15618—1995）2级标准评价，在参评的57个污水灌区中，超过土壤2级标准的污水灌区为31个，占参评污水灌区数目的59.6%。就我国典型污水灌区的土壤超标面积来看，河南省濮阳市污水灌区的超标面积最大，为8.7千公顷，其次为云南滇池污水灌区，超标面积为7.5千公顷，湖北大冶污水灌区超标面积为4.3千公顷，其余超标面积超过1千公顷的污水灌区共13个。57个典型污水灌区中，土壤污染面积超过1千公顷的污水灌区为18个，占参评污水灌区总数的31.6%，土壤污染面积1千公顷以下污水灌区为19个，占参评灌区总数的36.2%（图2-13）。可以看出，我国污水灌区土壤环境质量较差，普遍面临重金属污染的问题。从区域特征看，我国南方灌区污染较重但超标面积小，北方灌区污染较轻但超标面积大。由于不同地区污水灌区的影响因素和作用并不相同和一致，针对不同地区的污灌区则应采取不同的措施进行规划和管理。
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（四）污水灌溉对农业及农村环境的影响
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1.污水灌溉对地下水的污染
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污水进入农田之后，除了部分污染物被作物吸收或被土壤滞留之外，大部分随同水体循环进入地下水系。第二次污灌调查结果表明，污灌时间长，污水用量大的污灌区浅层地下水受到污染。如海河流域水资源贫乏、污灌比例大、历史长，造成地下水污染严重。在没有进行水污染治理之前，海河流域2/3地下水不符合生活饮用水卫生标准，超标项目包括总硬度、矿化度、锰、铁、氟化物、氯化物、挥发酚、铅、硝酸盐氮、汞等10余项。其中总硬度、矿化度的超标率达30%以上；锰、铁、氟化物、氯化物的超标率则在20%以上，五毒项目中，挥发酚的污染最为严重，超标率为14.2%；氰化物的检出率为9.5%，其余均在20%以上；镉、铅、铁、锰的检出率在50%以上，氨氮、硝酸盐氮的检出率分别为78%和94%。符合生活饮用水卫生标准的地下水主要分布在山区和山前平原，而中东部平原和滨海平原则大部分不符合生活饮用水标准。由于地下水缺乏自净环境，一旦遭受污染，短期内无法完全恢复，这是我们必须高度重视的一个问题。
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另外，污水灌溉也加快了污水灌区内水利设施的损耗。据相关资料表明，湖北省府河灌区各类23处排灌站，由于污水含盐量高，对水利设施腐蚀加快，由过去的3～5年维修一次变成每年维修一次；辽宁张士灌区的杨士大桥桥墩已经被污水侵蚀出现深洞和裂缝。
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2.污水灌溉对土壤的污染
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当前，我国污水灌溉中的灌溉水质普遍超标。一是我国城市及工业废污水总体处理率低，排放水质超标。很多污水未经处理直接排放；二是污灌前普遍缺少必要的污水预处理措施，因此导致农区土壤环境遭到严重破坏。
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据第二次全国污水灌区环境质量普查结果显示，57个典型污水灌区面积为465.6千公顷，土壤超标面积就达67.8千公顷，占57个典型污水灌区面积的14.6%。污水灌溉造成的土壤污染与废水水质直接相关，有机废水污染的土壤主要危害包括污水带入的致癌、致畸、致突变物质在农田中积累；大量氮进入土壤使作物生长过度繁茂、茎秆过长、贪青晚熟，生长后期常出现严重倒伏，造成作物减产；病原菌和寄生虫随蔬菜直接进入人体，病虫害大量繁殖为害作物；在渔业水体和水稻田中，大量有机物氧化，使溶解氧降低，水产品死亡。无机废水污染的土壤最严重的是重金属污染，镉、锌、铜、汞、砷、镍、铅、铬等重金属在土壤中逐渐蓄积，并在生物体内积累和转化，会对人类和动物带来潜在的长期危害。重金属污染也会对植物的生长产生抑制作用，引起土壤微生物数量的明显变化，使土壤有益菌群数量减少，造成土壤质量下降。
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据农业部环境监测总站编制的《中国农业环境质量报告书（1983年）》估算，我国20纪80年代初期由于污灌不当造成62万公顷农田受到不同程度的污染，占污灌总面积的45%。10年以后[农业部环境监测总站《全国农业环境质量状况及发展趋势调查报告（1990年）》]的研究数据显示，1990年前后全国重金属污染的农田面积达827万公顷，全国被镉污染的耕地约1.3万公顷，涉及11个省市的25个地区。目前，全国受重金属污染的农田面积尚无确切的统计数字，但可以肯定，已经大大超出20世纪90年代初期的污染水平。
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天津南部排污河灌区，约有50%的粮田土壤由于污灌而受到重金属污染，而该区菜田由于污灌水量大，加上污泥的施用，基本上已全部受到重金属的污染。上海川沙污灌区（现浦东新区）位于上海市东南，西起黄浦江边，东至海边，横贯川沙县，是有名的老污水灌区。该区灌溉水来源主要是卢湾、南市、徐汇3个区所排放的生活污水，沿污水管道也接纳部分工厂污水。在灌溉水中工业废水占4成，生活污水占6成。污水管道于1970年建成，全长30千米，沿途引用部分污水灌溉农田最后将污水排入大海。由于污水灌溉导致局部的土壤与农作物污染，1983年建成地下污水管道，污水直接排入东海。但是，虽然该灌区已经停止污水灌溉近20年，土壤中某些重金属含量并没有明显降低，甚至增加（表2-3）。
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表2-3 上海川沙污灌区不同年份土壤重金属测定值比较
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广东茂名市用石油化工污水灌溉，比较第一次和第二次污灌调查结果发现，土壤中主要重金属含量呈现明显的累积趋势（表2-4）。
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表2-4 广东茂名市污灌区重金属含量变化情况
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3.污灌不当造成浅层地下水污染
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对全国37个污灌区的普查评价（1982年）结果表明，地下水综合污染指数P＜1的灌区仅4个，表明地下水的污染比较普遍。地下水重度污染的污灌区有：洛阳、房山、蔡冲、沈抚。各类灌区地下水污染程度为石化废水灌区＞北方城市混合污水灌区＞工矿废水灌区＞南方城市混合污水灌区。许多污灌区农村以土井水为饮用水源，因此浅层地下水的污染有可能造成对健康的为害。浅层地下水污染造成污染物超过饮用水标准的有北京等10个地区。例如郑州灌区地下水中酚有50%超标；石家庄石津灌区砷超标3～10倍，氰超标1倍。
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4.污水灌溉造成农产品品质下降
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污水灌溉导致农作物有毒物质增加，品质下降，易腐烂，不耐储存；污水灌溉还造成农产品中有毒、有害物质的蓄积，超过国家食品限量卫生标准，据相关监测数据，1996年我国水稻有15.6万吨超标，小麦有13.5万吨超标，玉米有17.2万吨超标，蔬菜、水果则有6.2万吨超标。污水灌溉还造成农产品减产，第二次污水灌溉普查调查显示，湖北省就因为污灌造成的粮食减产2.4万吨。
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由于污水灌溉造成污水灌区农作物污染事故，给人体健康造成重大危害。总之，污灌引起的环境污染事故及纠纷日渐增多，经济损失惨重，有的还酿成灾害性后果，给社会带来严重影响。
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三、工业和城市固体废物对农业和农村环境的影响
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（一）我国工业废物的产生现状
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工业固体废物来自冶金、煤炭、电力、化工、交通、食品、轻工、石油等工业的生产过程。工业危险废物作为工业废物的一种，具有易燃性、腐蚀性、反应性和毒性等危险特性。
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根据环境保护部门2006年最新的统计，全国工业固体废物产生量为15.2亿吨，比上年增加13.2%；工业固体废物排放量为1303万吨，比上年减少了21.3%[38]。其中，工业危险废物约占当年全国工业固体废物产生量的1%～2%[180]。根据历年环境统计公报的数据，1991—2006年我国工业固体废物的产生量整体呈现增加的趋势。工业固体废物排放量波动则较大，自1999年以来逐年递减的趋势比较明显，这表明我国对工业固体废物的综合利用自1999年以来逐年增加，固体废物的管理政策取得了良好效果（图2-14）。
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图2-14 1991—2006年中国工业固体废物产生和排放情况
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分行业看，我国工业固体废物产生的主要行业包括黑色金属冶炼及压延加工业、电力热力的生产和供应业、煤炭开采和洗选业、有色金属矿采选业、黑色金属矿采选业和化学原料及化学制品制造业，这六个行业年固体废物产生量都达到近亿吨，对我国工业固体废物的总产生的贡献率超过了6%，最高达到18%，六行业的总贡献率高达近74%。工业固体废物排放量则主要来自煤炭开采和洗选业、有色金属矿采选业、黑色金属冶炼及压延加工业、黑色金属矿采选业和非金属矿物制品业，五行业对工业固体废物排放量的总贡献率达到70.9%。
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分地区看，我国工业固体废物的空间分布与我国工业经济的空间分布基本吻合。我国工业固体废物主要来自河北、山西、辽宁和山东，4个省对全国工业固体废物总产生量的贡献率分别为10.0%、6.9%、6.3%和5.6%，这与以上几个省份重工业和采矿业比重大有直接联系。而西藏、海南、青海等经济较为落后的地区工业固体废物产生量则较少。
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我国工业危险废物产生源非常广泛，对1995年我国第一次固体废物申报登记的分析表明，中国产生工业危险废物的行业几乎包括全部99个工业行业，其中有37个行业最为主要。产生量排在前6位的行业分别是化学原料及化学品制造业（占产生总量的53.5%，下同）、有色金属矿采选业（占13.5%）、有色金属冶炼及压延加工业（占8.4%）、非金属矿采选业（占6.1%）、石油加工炼焦及核燃料加工业（占4.6%）和黑色金属冶炼及压延加工业（占2.5%）[38][180]。
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将我国划分为华北（北京、天津、河北、山西、内蒙古）、东北（辽宁、吉林、黑龙江）、华东（福建、上海、江苏、浙江、安徽、山东、江西）、中南（湖南、河南、湖北、广东、广西、海南）、西南（贵州、云南、四川、重庆、西藏）、西北（甘肃、青海、新疆、陕西、宁夏）六大区域，六大区域工业危险废物产生量的贡献率分别为西南最高占36.5%，其次为华东占18.5%，中南占16.6%，西北占14.8%，华北占6.9%，东北三省占6.7%。产生量最多的6个省依次为四川占全国总量的18.3%，贵州占13.3%，江苏占7.3%，青海占6.3%，山东占5.8%，广东占5.3%。6个省的产生量占全国工业危险废物总量的56.3%。从城市分布来看，共有44个城市的产生量在2万吨以上，其中19个南方城市产生总量占工业危险废物总量的31.3%，25个北方城市产生总量占工业危险废物总量的15.5%[38][180]。
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（二）我国城市垃圾的产生现状
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城市垃圾，是指城市居民排放的包括居民生活垃圾、街道保洁垃圾和集团垃圾等的废弃物。我国城市生活垃圾的年产生量2004年开始超过1.5亿吨，到2005年达到1.56亿吨，城市生活垃圾的人均日产生量为0.9～1.2千克，全国平均为0.76千克。1996—2005年，我国城市生活垃圾的产生量在以每年5%左右的速度增长，北京、上海等城市的年均增长率甚至达到了15%～20%[35][79][156][188]。
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对历史数据的分析则表明，1996年以来我国城市生活垃圾清运量一直呈现增加的趋势，而生活垃圾无害化处理能力则没有太大增加，因此城市生活垃圾无害化率2001年以来逐年下降，目前保持在50%左右的水平（图2-15）。
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图2-15 1996—2005年中国城市生活垃圾产生和处理情况（中国统计年鉴）
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分地区地看，城市垃圾清运量最高的省包括广东、黑龙江、山东、湖北、江苏、辽宁、浙江和河南，2005年的清运量均超过了700万吨，8个省垃圾清运量占全国总清运量的50.7%。其中无害化处理率最高的省市依次为青海（100.0%）、北京（96.0%）、福建（85.9%）、江苏（82.9%）、浙江（82.4%）、云南（82.2%）和天津（80.5%），其余省份的无害化处理率均未超过70%。城市垃圾无害化处理能力日均超万吨的省份包括广东（27715吨/日）、江苏（24000吨/日）、浙江（21528吨/日）、山东（17513吨/日）、湖北（14721吨/日）、河南（12573吨/日）、辽宁（11661吨/日）、北京（10350吨/日）和黑龙江（10047吨/日）。
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从垃圾成分看，中国城市垃圾中无机物和有机物的比重都很高，分别占到垃圾总量的30%～60%和30%～80%，不同城市区别较大[52]。与工业发达国家相比，我国的城市垃圾有机物和无机物多，可回收的物质少，含水率高，发热量低，综合利用比较困难（表2-5）[13][188]。
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表2-5 我国一些城市的垃圾构成及与发达国家的比较[13]
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现阶段我国城市生活垃圾处理方式主要包括卫生填埋、堆肥化和焚烧热解，其中卫生填埋法占到全部垃圾处理的70%以上。根据2004年城市建设统计年报的数据，2003年我国垃圾填埋处理、焚烧处理、堆肥处理量分别为6384万吨、501万吨和370万吨，分别占到总处理量的88%，6.9%和5.1%[81][176]。
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由于场地、资金、技术等问题的困扰，目前中国的垃圾处理还处于一个初步发展的阶段，很多城市无法从根本上解决垃圾处理问题，每天都有数以万吨的垃圾不能有效处理，随意堆放。目前，城市垃圾的最终处理方式为填埋方式，填埋垃圾约有一半未经处理直接填埋、露天堆放、自然填沟或填坑，不仅危害人体健康，也占用了大量土地。有研究表明，我国历年垃圾的存量已经超过了60亿吨，占用土地超过5亿米2，近200座城市发展到无适合场所堆放固体废物，全国有2/3的城市陷入了垃圾的重围[56][188]。
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（三）工业和城市固体废物对农业和农村环境的影响
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1.对水体的影响
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垃圾在堆放和填埋过程中由于发酵和雨水的淋溶、冲刷以及地表水和地下水的浸泡而渗漏出的污水渗滤液，会造成周围地表水和地下水严重污染。垃圾填埋后在微生物的作用下，经过溶解、淋洗等作用使垃圾中原有的垃圾降解后产生的大量污染物进入垃圾渗滤液中。其次由于垃圾降解产生的二氧化碳溶于垃圾渗滤液后使垃圾渗滤液呈现酸性，这种酸性环境使得不溶于水的碳酸盐、金属以及金属氧化物等无机物发生溶解，因此渗滤液中污染物浓度特别高[13][50][91]。
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垃圾渗滤液污染物的浓度是生活污水的几十倍，COD的平均浓度在20000～50000毫克/升之间，B0D5可达10000毫克/升以上，为工业废水最高允许排放浓度的200～300倍，总有机碳（TOC）可高达10000毫克/升以上，氨氮浓度可高达400毫克/升以上，是粪便的1～2倍[50][133][185]。垃圾渗滤液还含有重金属以及芳烃、烷烃、烯烃、酸类、酯类、醇、酚、胺、酰胺等有毒有害物质，其中许多已经被确认为可疑致癌物、促癌物和辅助致癌物[13]。在福建省主要城市（福州、厦门、泉州、漳州、龙岩、三明、南平）垃圾处理场的详细调查也证明，垃圾渗滤液中的BOD、COD和氨氮（NH3-N）含量均超过排放标准；就重金属而言，锰超标，镉、镍超标也非常普遍，有的城市垃圾渗滤液重金属超标甚至可达15.6倍[52]。
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因此，垃圾渗滤液的流失和下渗，会造成邻近地表水和地下水的严重污染。国外试验证明，垃圾填埋场周围地表水及其附近水溪沉积中铬、镉、铝、铜、锌、铅、钴、汞等含量明显高，有的超标上百倍[188]。国内的研究也表明，垃圾场地下水中的氮污染浓度与渗沥液产生量及浓度的变化都有着较强的相关性[13]。
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2.对土壤的影响
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大量的生活垃圾或作简单处理，或直接堆存在郊外，垃圾的各种成分就会进入土壤，而工业固体废物和污泥的堆肥处置、填埋和还田，也会破坏土壤团粒结构和物理化学性质，使土壤的保水、保肥能力降低，并造成重金属、持久性有机物等污染物质对土壤的污染和在土壤中的积累。
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许多研究表明，施用污泥，尤其是工业过程中产生的污泥，可不同程度增加土壤和植物可食部分重金属含量，且土壤和植物中的重金属含量与污泥施用量成一定线性关系[67][74][77][83]。福建省的研究表明，城市垃圾渗滤液超标已经污染当地土壤，土壤中铅、铬、锌、锰、镍含量分别是当地土壤背景值的1.0～3.9、1.1～36.6、1.5～3.1、1.2～9.6、1.2～5.8倍；与城镇垃圾农用控制标准和土壤环境质量标准（2级）相比均超标[52]。对天津3万公顷施用过污泥的园田进行的调查发现，由于污泥的长期不规范施用，园田土壤中的铜、锌和铅含量高于当地土壤背景值的3～4倍，铬、镍和砷高于背景值0.5～1倍，镉高于背景值10倍，而汞高于背景值的125倍[184]。我国西南某市郊因农田长期施用堆肥垃圾，土壤中的汞浓度超过本底的8倍。铜、铅也分别增加87%和55%，极大地破坏了农田的可用性，对作物带来危害的同时也严重为害着人类健康[144]。
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土壤污染则直接影响农作物的产量和质量。据有关专家计算，1公顷地含有废塑料500千克，就会使玉米减产11%～23%，小麦减产9%～16%，大豆减产5.5%～9%，给农作物生长、农业生产带来严重的影响[117]。中国科学院对陕西癌症村华县瓜皮镇马泉村、龙岭村的地球化学元素分析发现，这些村土壤中的砷、铅严重超标，锌、铬等元素的含量也较高，导致在这些土壤中生产的小麦的面粉中铅、砷、锌、铬含量分别超标2.6、1.2、2.8和4.0倍[144]。施用城市污泥的土壤中能检出7类33种化合物，均以邻苯二甲酸酯（PAEs）和多环芳烃（PAHs）为主，并且苯并芘明显提高，种植的蔬菜中则检出6类28种化合物[11][12][46][92]。
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3.对大气的影响
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垃圾、污泥等各类固体废物在堆放过程中，在环境温度、水分等作用下，部分有机物发生分解，会产生气味强烈并且有害的气体，例如氨气、硫化氢、二氧化硫、有机硫、胺类、甲基吲哚等，细菌、粉尘随风飘扬，造成空气污染。堆放场所还会孳生蚊蝇，传播疾病，影响感官和景观。
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垃圾发酵分解的过程中，会产生大量的甲烷（CH4），甲烷不仅是一种温室气体，而且如果垃圾场的有害气体外排困难，它甚至有引发爆炸的危险。研究表明，垃圾中有机质含量达20%时，1吨垃圾约产生甲烷100米3，若处理不当，会发生火灾、爆炸事故。北京、上海、重庆、广州等地的几个垃圾场都发生过爆炸[188]。
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第三章 新农村建设与环境保护
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一、促进农村安全饮用水工程建设
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（一）我国农村安全饮用水的现状
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我国是全球人均水资源最贫乏的国家之一，人均水资源总量为2300米3，仅为世界人均水平的1/4[139]。由于水资源时空分布不均，受人口密度、经济结构、作物组成、节水水平等诸多因素的影响，中国农村地区水资源短缺的现象十分严重。相关资料表明，全国农业年正常用水缺300亿米3，农村有8000万人口、6000万头牲畜饮水困难[139]。由于城乡发展二元结构的存在，农村用水的保障优先性低于城市和工业，农村自来水普及率尚不到40%，仅有14%的村庄有供水设施，用水器具质量和效率低，处理设施简陋，供水保证率很低[139]。一些地方虽然水资源较丰富，但由于供水设施简陋或根本没有供水设施，直接从河道、坑塘、山泉、浅井取水，水源安全性得不到保证。另外一些地区季节性缺水严重，干旱季节缺水时需远距离拉水或买水。近年来，由于气候变化大，干旱严重，地表水水量减少，地下水位下降，泉水枯竭，生产和生活用水量大幅度增加，工农业争水、城乡争水尤其严重，农村地区生活饮用水不足问题更加突出。
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水质问题与农村公共卫生问题息息相关，特别是某些地区的高氟水、高砷水、苦咸水问题，严重影响着人民群众的身体健康，成为群众最关心、最迫切需要解决的问题之一，受到全社会高度关注。目前，中国有1.9亿人的农村人口饮用水有害物质含量超标，且有增加的趋势，6300多万人饮用高含氟水，3800多万人饮用苦咸水，饮水含氟量大于2毫克/升的人口数占病区总人口数比例约为40%，还有200万人受到饮用水砷污染的影响[139]。
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另一方面，随着工业和城乡废水排放量和农药化肥用量的不断增加，许多农村饮用水源受到污染，水中污染物含量严重超标，超标指标不仅包括传统的感观和细菌学指标，还包括越来越多的化学甚至毒理学指标。由于农村饮用水多数没有经过净化和消毒，直接饮用地表水和浅层地下水的农村居民饮水质量和卫生状况难以保障。安徽省奎濉河上游水污染曾造成河道两岸25万人饮水困难。目前，农村现有浅水井和水窖问题突出，它们有的紧邻污染源，受到工业废水污染，卫生条件非常差，大量水井周围10米以内，有厕所、粪坑、牲畜圈和污水沟等污染源。浙江桐庐对234个农村供水站的饮用水卫生监测表明，其细菌指标合格率仅为8.8%。北京、天津、唐山地区69个乡镇地下水和饮用水硝酸盐含量超过饮用水标准的占一半以上[139]。
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我国农村人口居住分散、生活水平偏低是制约我国农村安全饮用水工程建设的主要问题。据统计，农村分散式供水人口占农村总人口比例约为66%。其中农村供水规模大于20米3/天的集中式供水受益人口只占农村总人口的34%，供水规模大于200米3/天的集中式供水受益人口只占农村总人口的14%，1000米3/天以上规模的集中式供水不到2%[139]。现有的农村集中式供水工程规模小，工程设施简陋，多数工程只有水源和管网，无净化措施和检测手段，给解决农村用水安全问题带来了巨大挑战。
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（二）农村安全饮用水工程建设的模式
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（1）集中处理，集中供给。
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对供水人口较多或平原地区的农村供水，推荐采用集中净水、管网统一送水的方式。这种方式包括：城乡一体化的供水模式（东莞茶山镇）、自建供水站（厂）集中处理（北京顺义区杨村镇沙子营村等）、全天供水或分时供水模式（即一天只在特定的时段供水）三种。经济比较发达、农村相对比较集中、城乡连片的平原地区，如珠江三角区和长江三角区，提倡城乡一体化的集中式供水模式，通过管网将城镇供水的范围扩展到农村地区，以保证农村地区饮用水的水质水量，减少分散供水设备和维护不稳定带来的风险，实现农村供水的跨越式发展，消除城乡差别。目前，珠海、东莞、深圳和浙江、江苏部分地区等均采用这种模式，取得良好效果。如果农村相对比较分散，可以采取单村或联村的自建供水站集中供水，实现小区域的集中供水。规模供水设备由专人维护，保障供水水量水质。
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（2）集中处理，分散供给。
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对住户分散，或者管道建设困难的地区，可采取类似城市纯水站的运作模式，建设供水站，由用户自己去供水站取水或者供水站流动送水（如天津静海沿庄镇小河村水站）。该模式可以减少管道建设费用，同时避免管网中水质的二次污染。但在这种模式下，用户用水不方便，且不能保障饮用水以外的生活用水。
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（3）分散处理，就地供给，即户用型供水。
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如果农村住户极度分散，如山区等，实现联村供水比较困难，可以采取户用型净水器，解决单户或者几户的供水问题。实际上，发达国家（如美国）居住点分散的地区也采用户用型供水模式。
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（三）农村安全饮用水工程建设的案例
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1.山东省平度市新河镇苦咸水淡化工程案例
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山东省青岛平度市新河镇西北部是由海相沉积物与河流冲积物层叠覆盖而成的滨海平原，海拔高度一般在10米以下，沉积层厚30余米，形成了本区北部高浓度的地下卤水区，矿化度均在20～30克/升之间。当地下淡水水位下降时，其北部的地下卤水在海水的顶托作用下，沿第四系砂层孔隙迅速向南侵染，使部分淡水区的地下水咸化，造成灌溉和人、畜生活用水困难。
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为解决吃水困难问题，1985年该地区曾经对受害严重的22个村庄实施了集中统一供水，设计日供水量1000米3。供水工程的建成解决了新河镇的吃水困难，恢复了工农业的正常生产，较大改善了群众的生产和生活条件。但是，经过近20年的运行，该工程设施老化失修。由于地下水位不断下降，咸水入侵面积逐年扩大，水质急剧恶化，导致新河镇境内无符合标准的水源地。缺水严重影响了全镇32个村庄、20多个企事业单位、2.8万人的正常生产和生活，制约了当地经济的发展。
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2001年青岛、平度两级市政府决定实施改造新河镇集中供水工程。由于新河镇境内无符合标准要求的淡水资源，解决水源问题是供水工程的核心。在不能实现引进客水的情况下，两市政府决定进行苦咸水淡化，并经技术论证决定利用反渗透技术对苦咸水进行处理。该技术具有水资源取用方便、反渗透技术成熟、设备质量过关、应急性强等特点，但是运行成本较大，水价较高（分析水价为3元/米3）。但经过调查，该水价目前群众还能够承受。
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经过了4个月的施工，该工程共新建水源地1处，打井6眼；购置苦咸水淡化设备1套；建供水管理站1处、房屋8间、清水池1座；安装变压器1台、铺设塑料管道3.4万米；除盐率达95%以上。整个工程共投入资金340万元，其中青岛和平度两级财政各投入100万元，新河镇政府和受益单位筹集140万元。
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新河镇供水工程运行一年多，各项运行指标均达到设计标准，运行效果良好。该工程的成功运行使得该镇24个企事业单位和32个村庄的2.8万人结束了长期饮用苦咸水的历史，解决了长期困扰百姓正常生活、阻碍当地经济发展的吃水问题，实现了广大干群的夙愿。水问题解决后一年内，先后有4家较大企业安家该镇，其中较大的北京客商投资1500万元，建起了年产值5000多万元的京平矿业公司，极大地促进了该地区的经济发展。
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2.淮北农村地下水高氟水处理工程案例
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江苏省徐州市丰沛地区和宿迁市宿豫地区由于古黄河活动，携带了大量含氟矿物，在一定的沉积环境中富集，形成高氟地下水。据调查，在苏北贫困户中，因水氟致病、因病致穷占70%。不少农户陷入贫病交加的恶性循环，由于地下水中氟含量高，水产养殖业无从发展。另外，一些地方由于没有安全饮用水源，投资环境受到很大限制。
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经对农村多家水厂调研，该地区采取在水厂现有的深井泵和自来水管网之间设计一个除氟装置来解决当地的饮用水问题。该装置是一个集布水、除氟、过滤、净化、沉淀、活化再生、反冲洗于一体的一元化立式压力罐。除滤料活化再生外，整个供水过程可自动化，不需人员现场管理。该工艺流程具有三方面的优点，首先它采用升流式吸附过滤方法，吸附量高，工艺先进，结构合理，单位面积产水率高，能长期连续运行；其次，工艺出水水质好，再生液可循环使用，反冲洗耗水量少，无泥渣排放；第三，操作简单，管理安全，一次性投资和运转费用低，占地面积少。
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丰县刘元集水厂和宿迁市朱大兴水厂分别于2003年6月和2005年5月进行除氟改水工程应用试验。设备运转几年来，没有出现故障。只要按时活化再生滤料和反冲洗，除氟稳定达标，且水质口感好，清澈透明；且操作简单，可自动化运转，吨水处理成本0.1元，村民非常满意。刘元集水厂未上除氟设备前，只向1000户、3000人供水，上了除氟装置后，向2500户、8000人供水。朱大兴水厂以前只向600户、2000人供水，上了除氟设备后，可使2000户、6000多人受益。
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3.安徽省怀远县贡湾村饮用水除铁案例
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安徽省怀远县贡湾村，人口约4000，自古以来以吃浅层水为主，干旱季节饮水十分困难。2002年，水利部门利用国债资金为其打了一眼深度80米管井，水量能满足饮水需求。但水质化验表明，该井水含铁量达2.1毫克/升，超出国家标准7倍。
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利用农村地面大的有利条件和一日早、中、晚三餐为用水高峰的特点，当地选用自然氧化法除铁工艺。利用该工艺投资仅需2万余元，运行用电量也比成套设备减少一半。水质化验分析表明，处理后的水中含铁量由2.1毫克/升降为0.2毫克/升、pH6.7～7.2、总碱度由579毫克/升降至465毫克/升，水质稳定，符合《生活饮用水水质标准》（GB5749—1985）。另外，系统容易操作，维护方便，村民们十分满意。
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4.黑龙江省汤原县浅层地下水除铁、锰案例
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汤原县位于黑龙江省东部，三江平原西部，松花江北岸。这一地区群众一直以浅层地下水为主要水源，水中含铁、锰较高，一般在正常值的20～100倍之间，加之农药、化肥对浅层地下水的污染等问题，水质较差。因此，改善用水条件、解决用水质量，一直是政府和广大人民群众迫切需要解决的问题之一。
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汤原县为国家级贫困县，县财政财力紧张，群众筹资困难。针对汤原县境内单处改水工程供水量小（一般为10～20米3/小时），含铁、锰较高（铁超标20～100倍，锰超标5～30倍）的情况，2003年6月，在鹤立镇建新村采用重力式生物滤池除铁工艺，取得了较好的效果。该工艺采用了小型重力式生物滤池+压力式过滤器、复合曝气、综合处理的方法，达到降低成本、保证水质达到国家饮用水指标的目的。该套设备投入运行2月后，水质经化验，铁、锰达到了国家的饮水标准。但是，该工艺电器控制较为复杂，农村的电工及看护人员不易掌握。
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5.天津静海中旺镇王官庄村供水站
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该站为采用电渗析方法的供水站，原水为井深350米的深层地下水，它的含盐量在2.5～4.5克/升，且含氟超标，淡化后水的矿化度0.1～0.25克/升。水站制水能力每小时2吨，村民凭水票到水站打水，每票（0.3元）可打水一桶（25千克）。水站建立前，村民的唯一水源是尝起来口感很差的微咸水，生活上有诸多不便。如今，村民已习惯于用水站“甜水”，其主要用途是饮用和烧饭，水站和打水成为村民生活的一部分。采用缠绕式纤维滤芯作为电渗析器预处理单元，每半年需更换滤芯一次，电渗析器的大修周期为2年。该水站及供水方式符合当地条件，成为终结该村世代喝苦咸水历史的有效途径。
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6.北京顺义杨镇沙子营村除砷水站
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顺义沙子营村水处理站是由北京顺义区改水办组织实施的村用小型集中供水工程。该工程包括水站建筑（砖厂房90米2）、水处理设施以及入户输水管。水站服务270户，930人。设计额定供水能力50吨/小时，总投资75万元（不包括输水管网）。
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该站以地下水做水源，工程上马前，源水有数项水质参数超过生活饮用水标准，工程建成后，经处理后的水质符合生活饮用水卫生要求。水站每日定时供水入户，每日供水时间8～10小时，月运行费（以电费为主）0.8万～1.2万元，运行费和维护保养费用由村承担，未向农户收取水费。村负责水站管理，由电工兼职负责水站运行。水质监测化验工作由顺义区疾病预防控制中心负责。
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7.广东东莞茶山镇水厂
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广东东莞茶山镇在城市化过程中由传统的农业经济发展成以来料加工为主的工业经济，为满足城市化进程对供水水量和水质的要求，该镇新建一现代化水厂，日供水量为25万米3。以东江为水源，采用常规处理设施并且利用完备的应急处理措施和在线水质监测系统，出水水质符合国家标准，并达到较好水平。该镇供水实现了城乡一体化的现代供水理念。
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二、促进村镇生活污水的收集和处理
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（一）我国村镇生活污水收集和处理的现状
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目前，我国对农村雨/污水的收集和排放缺乏系统规划，农村大多没有排水系统。一些靠近城市、经济发达的农村建设有合流制的排水管网，雨污不分离，部分村庄污水就近排入自然沟或排洪渠，不经处理直接排入附近水体，雨水则任意排放。2006年的调查表明，北京、西北地区（甘肃和宁夏）、华北地区（山东和河北）、山西、新疆农村分别有20%、58%、23%、2%和30%的农户生活污水自由流淌，山西农村89%的农户将污水排入户外水沟[139]。一些经济发达地区的农村，例如北京郊区，建有公共下水管道，农户污水进入公共下水管道，但进入公共下水管道的污水也不进行任何处理，最后仍然直接进入水体。
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目前，村庄的沟渠一般为明渠，只有少量采用明沟盖板由于农村环卫管理薄弱，加之村民多年来形成的生活习惯，经常随意向沟渠倾倒生产废物和生活垃圾，使得沟渠常被垃圾堵塞，街巷污水漫流，严重影响周围环境。
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村镇生活污水收集的困难也给村镇生活污水的处理带来了较大的挑战。从村镇生活污水的处理系统来看，主要有集中处理和分散处理两大类。集中处理系统适合于村民居住密集、村庄相互连接的地区，由于污水集中处理，运行管理和设备维护比较方便，污水处理系统的稳定性也可以得到较大程度的保证，但对于村镇分散的地区，污水收集管网建设费用较高。分散式处理系统在污水产生点附近收集，并将污水送到附近的污水处理站进行处理，可以根据地形，在一个村镇内建设几处污水处理站。分散处理可以节省污水输送管网费用，降低投资成本。但是由于污水处理站分散，在维护管理方面比较困难。
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除此之外，村镇生活污水的处理还面临另外三个方面的困难。首先，现有对农村生活污水的处理处置的相关研究和案例大多针对有机污染和氮、磷污染，对臭味、大肠杆菌、昆虫、蝇蛆、蛔虫卵卫生学的指标关注较少。但是农村生活污水的卫生处置和无害化恰恰是减少疾病、提高农民生活质量、改善村庄状况、减少城乡差别的重要要素。其次，从相关立法方面，目前国家和各地区对村镇生活污水处理排放标准尚没有明确的规定。
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最后，从资金和投入方面，资金不足、融资渠道不畅长期制约着我国村镇生活污水收集和处理的基础设施建设。我国农村环境基础设施主要依靠国家财政投入、集体投入和农民自身筹资和以工代资。然而，中国所有农业和农村基本建设投资仅占全国基本建设投资的不到8%，而且近年来该比值还略有下降趋势。农业环境基础设施规模小、分散，实用技术缺乏，运行成本高、回报少，基础条件差，建设周期长。传统的环境基础设施市场融资方式，如建设一运行一移交（BOT），公共部门与私人企业合作（PPP），建设一拥有一运营（BOO）等，更适用于大规模、高回报、政府大力扶持的城市基础设施建设。由于资金不足，集体作用弱化，已建成的基础设施也面临着严重的维护缺乏、运行不足问题。
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（二）村镇生活污水收集和处理的模式选择
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结合各地村镇生活污水处理的建设经验，推动新农村建设过程中村镇生活污水的收集和处理应该从以下六方面着手。
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（1）修改现有的环境质量标准，因地制宜，根据各地农村的具体情况制定适用于当地农村的地方环境质量标准。如对非饮用水源地，可适当降低污水排放的其他标准，主要强调污水排放的卫生学要求。
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（2）与厕所改造相结合，在有条件的地区，尽量做到源头分离，黑水和灰水分离，不仅可以减轻污水处理的负荷，而且可以对资源或能源进行有效的回收利用。
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（3）在满足当地环境标准的前提下，针对不同地区的特点，因地制宜地选择农村生活污水处理方式和处理技术。在村庄密集的地区，建议采用集中处理方式，并与周边城镇污水处理系统统筹考虑；在村庄分散的地区，建议采用分散处理方式。在一些非饮用水源地，处理程度要求不高的地区，建议采用卫生化粪池等简单的处理技术。
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（4）有条件的地区应优先考虑生态净化技术。该技术具有费用低、维护简单等特点，适宜农村的污水处理。但是，为保证生态净化系统能持续长期地正常运行，应采用预处理去除污水中大量悬浮物和油脂，防止其对土壤的堵塞和在池塘内的沉积；并制定完善的生态净化系统技术规程。
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（5）分步实施污水处理。不同地区的农村，各种条件千差万别，除污水处理方案必须因地制宜之外，还应考虑方案的分步实施。
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（6）农村地区污水处理设施的建设应由国家和各级地方政府投资，不建议采用市场化运作的方式。污水处理设施的运行和管理，应由当地政府负责，并设专人管理；相应的运行费用应由各级政府筹措。
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（三）村镇生活污水收集和处理的案例
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1.滇池流域的地下渗滤处理系统
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地下渗滤处理系统是将经过腐化池（化粪池）或酸化水解池预处理后的污水有控制地通入设于地下的渗滤沟，在土壤的渗滤作用和毛细管作用下，污水向四周扩散，通过过滤、沉淀、吸附和在微生物作用下的降解作用，使污水得到净化的土地处理工艺。地下渗滤处理系统具有不影响地面景观、氮磷去除能力强、处理出水水质好可回用、基建及运行管理费用低、运行管理简单、维护容易、对进水负荷的变化适应性强、可与绿化结合等优点。
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清华大学在国家重大专项——滇池流域农村面源污染控制项目中，对地下渗滤系统处理村镇生活污水进行了系统的研究，开发了新型的地下渗滤系统，并针对不同的土壤条件，优化了运行条件和模式。并于2003年初在滇池流域呈贡县大渔乡太平关村建设了处理规模为30～40米3/天的地下渗滤系统，可处理200余户村民产生的生活污水。村镇生活污水经格栅去除污水中的粗大悬浮物，然后进入预沉池和调节池，最后进入地下渗滤系统。经几年运行，系统处理效果稳定，COD、氨氮和总磷去除率达80%～90%，出水水质优于建设部颁发的生活杂用水水质标准。
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2.深圳白泥坑的人工湿地系统
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湿地是一种既不同于水体，又不同于陆地的特殊过渡类型生态系统，为水生、陆生生态系统界面相互延伸扩展的重叠空间区域。为强化湿地对污染物的净化效果，可以采取一些人工措施构建人工湿地，以获得比天然湿地更好的污水净化效果。在人工湿地中填充有利于微生物附着和植物生长、磷吸附能力强的介质，地表种植芦苇、茭草、菖蒲等植物，污水沿一定方向流过人工湿地的过程中，在土壤微生物、土壤和地表植物的联合作用下使污水得到净化。
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深圳白泥坑污水处理系统于1990年建成，是我国第一个人工湿地处理系统。处理污水量4500米3/天，处理场占地81公顷，实际使用面积476.4公顷，出水达到城市污水二级排放标准。在2001年7月，深圳沙田污水处理厂建成投产，处理规模为5000米3/天，占地20000米2。岳春雷等人在宁波镇海区某一住宅小区设计利用复合垂直流人工湿地处理生活污水。结果表明，该新型人工湿地对城市生活污水具有良好的净化作用，对氨氮、TP、COD、BOD5和浊度等的去除率高达80%以上，出水水质达到了国家杂用水标准。
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三、促进农村固体废物的处理处置
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（一）我国农村固体废物处理处置的现状
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我国农村传统的生活垃圾处理模式是垫圈，即将产生的生活垃圾放入牲畜圈或厕所中，与粪便等共同u沤肥，然后返还农田。近20～30年来，由于化肥的大量施用，农家肥用量减少，同时固体废物回收和利用的基础设施建设发展十分缓慢，直接堆放和简易填埋成为农村固体废物和生活垃圾的主要处置形式。我国北方地区能源环境调查结果显示，我国广大农村地区的固体废物和生活垃圾环境无害化处理处置的比例很低[139]。只有部分城市郊区和发达地区的农村，生活垃圾可进入城市生活垃圾处理处置系统得到无害化处理。
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（二）农村固体废物处理处置的模式
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混合收集的生活垃圾成分复杂，含有多种农业污染物，堆肥会降低堆肥产品品质，焚烧大气污染严重，不适宜用堆肥和焚烧的处理方式。因此近年来，建设部提出了农村生活垃圾处置的委托处置模式，即“村收集，乡（镇）运输，县处置”。在村中定点设置垃圾站，专人清扫、专车运输。委托处置模式将分散产出的垃圾集中处置，适合农村生活垃圾管理现状，见效快，便于管理。但是将分散污染源集中化，加大了本身就问题重重的县级水平填埋场的压力。
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农村生活垃圾的自主处置模式是指建设以乡或村为单位的小型可重复使用的生活垃圾卫生填埋场，这种模式能实现物质循环，是未来我国农村生活垃圾处置的重要模式。它将生活垃圾填埋场建设成小型的生物反应器，可以加速垃圾的稳定化，减少渗滤液产生，适合农村生活垃圾特点，能有效解决农村固体废物问题，尤其适合土地资源相对丰富、距离县城填埋场较远、运输成本高、且无环境敏感点（如水源地）的农村地区。
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（三）农村固体废物处理处置的案例
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1.成都市双流和新彘集中养殖案例
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成都双流县的养殖业走的是循环农业的道路。该县年均产值10万元以上的规模养殖专业户达到了5000多户。以康壮养牛场为例，该场是一个集牛肉养殖、加工营销和牛粪综合利用为一体的牧业企业，常年牛存栏1000多头，每年向成都市供应肉牛500余头。该养牛场的主要特色在于：首先，牛的主要饲料是经过粉碎、发酵后的秸秆，实现了农副产物秸秆的过腹还田，防止秸秆带来的环境污染；其次，养牛所产生的牛粪部分经烘干粉碎后出售用于蘑菇种植，部分用于蚯蚓养殖，而尿液和屠宰场污水等排入沼气池用于生产沼气，含高浓度氨氮的沼气池出水，排入农田做肥料，防止了牛粪堆积和弃置带来的环境污染。
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新彘养猪场是另一个有特色的例子。养猪场采用干制饲料，在每个猪圈内都安装了自动饮水器，无需水冲圈舍，实现了节水养殖。圈舍铺设漏缝地板，猪的液体粪污可以通过漏缝地板流入地下预埋的排污管道，固体粪便则直接装袋，送到干粪发酵车间进行发酵后作为有机肥料利用，从而实现了粪污的干湿分流。养猪场修建了3个组合式沼气池，液体粪污通过地下预埋管道进入沼气池中发酵产生沼气，用化粪池储存沼液，并通过修建渠道，将沼液或者粪污作为肥料排入农田。
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2.福建省南平市大横农业生态园区养殖粪便综合利用案例
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该养猪场根据其产出污水的水质特性，设计采用固液分离—厌氧生物技术和厌氧—还田生态循环利用模式。该模式由预处理系统、达标处理系统和资源化生态利用系统等组成。
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其中，预处理系统包括人工清扫固态物、格栅分离、固液分离设备和酸化调节池等。系统中使用的固液分离机对污水中固态物的去除效果明显，污水中CODCr}[9]和BOD5单项去除率分别达到70.0%和66.4%。达标处理系统包括上流式厌氧发酵塔、沉淀储液池、曝气跌水氧化沟等。资源化生态利用系统包括堆肥处理系统、沼气收集装置，沼液还田灌溉利用。
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该工程自2003年4月23日启用后，运行效果稳定，出水水质良好，污水处理达到了预定的设计目标。
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3.北京市房山区南韩继村猪场废弃物治理与综合利用案例
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南韩继村猪场是一设计能力为万头规模的村办企业，该猪场目前实际规模约为设计规模的1/4，实际存栏猪1600头，粪浆污水量约20～30吨/天。主要的处理单元包括收纳池、预热池、厌氧消化器和蓄泥池。
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其中，收纳池是将猪粪进行酸化、水解，以利于厌氧消化，起到调节流量的作用，可降解30%的有机质。厌氧消化器容积为373米3，采用升流式厌氧污泥床（UASB）技术。为排泥和管理方便，厌氧消化器采用地上结构，形状为圆柱体，直径8米，高10米。池容产气率1米3/（米3/天），COD去除率在80%以上。厌氧消化器采用英国提供的旋转式气体搅拌器，每天搅拌2次，每次10分钟。蓄泥池设计有效容积2215米3，用于排放消化器内的溢流水和底渣。
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南韩继村沼气工程于1997年5月动工，10月完工，试运行3个月，1998年春节正式给住高层楼房的104户居民和猪场食堂正常供气。通过试运行，一期消化器满足南韩继全村（104户高层楼房和187户二层楼房）居民做饭的用气要求。一个3口之家1个月的燃气费平均60元，使用沼气后只需30元，沼气的热值与天然气的热值相当。在不考虑设备、土建工程折旧的情况下，沼气站每年沼气、沼渣、沼液的收益为24万元，工程的运行费约为11万元。沼气的收益除维持工程的运行外，还可得纯利13万元。
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4.天津华兴种猪繁育场畜禽粪便资源综合利用案例
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该场隶属于天津祥华（集团）公司，位于宝坻区牛道口乡。建筑面积2万米2，有猪舍50个，年存栏量约3000头，出栏种猪约7000头。实施生态工程技术之前，华兴种猪繁育场由于粪尿输出量大，周围农田无法完全消化，环境污染问题突出。同时，氮素的输出量远大于输入量，使排出系统的资源大都白白浪费。因此，猪场的粪尿处理问题已成为限制猪场继续发展的瓶颈。另外，该养殖场还存在系统组分单一，产品的药物残留严重，以及采暖耗能费用大，外部景观脏、乱、差等问题。而且，种猪场的猪舍目前还主要利用煤电采暖炉供暖，耗能费用非常大。针对存在的主要问题，该种猪场将生态工程技术应用于猪场改造，兴建一生态种植园区，进行无公害生产；实行沼气工程等接口技术，将养殖业与种植业有机联系起来，并且利用沼气加热照明，解决耗能问题；兴建生物肥料厂，实现资源综合利用和价值增值，保证种植园区实行无公害生产。
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5.养种结合的“三段净化四段利用”案例
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陕西省盘锦大洼县西安养殖试验场是存栏种猪500余头，年售肥猪5000头的养殖场，每年产生3000吨的粪尿。为了解决粪尿污染的问题，该场首先将猪场附近的低洼盐碱地（原种玉米、大豆）一部分挖成0.5～1.0米深的方塘，面积3公顷，另一部分改为水田，面积27公顷。方塘种耐肥力高的水葫芦和固氮细绿萍，水葫芦和绿萍可代替大豆、玉米和蔬菜作猪的青、粗饲料并代替部分精饲料。通过上述措施，该养猪场整体上形成了与农业种植结合的规模养殖。废水经过水葫芦塘、细绿萍塘、鱼塘（面积2.7公顷）后，出水排入水田。整个系统对COD、BOD和TN的去除率达到89.6%、87.7%和76.2%。
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西安养殖试验场的经验是将猪场废水资源化与猪场运作作为整体考虑，形成了与农业种植结合的规模循环生态养殖。废水资源化为猪场服务，而猪场为资源化进行必要的农作物种植结构调整（改种玉米、大豆为养耐肥力和固氮能力较高的水生植物和水稻）和养殖调整，依靠如增加鱼塘，在鱼塘中实现养鱼养蚌的立体养殖和增加水葫芦塘和细绿萍塘，在养殖上形成循环生态养殖。通过改变养猪青、粗和部分精饲料为水生植物，顺利地实现了养种结合。通过上述方法，实现了营养物质的就地循环，基本实现废水零排放。每天处理3300千克猪粪，5000千克猪尿，减少了大量化肥的使用，减少了农业活动对周边环境的非点源污染。
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该工程具有明显的经济效益。在实施“三段净化四步利用”之前，该场每年生产108吨精饲料，120吨青饲料，每年需外购700～800吨青饲料和400～500吨粗饲料。项目实施后，青、粗饲料完全可以自足，还能代替大部分精饲料（水稻的产量不计在内）。每年还产鱼50吨，珍珠50千克。节省大量化肥开支。
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6.多种农村固体废物堆肥和复合肥案例
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为了解决滇池流域面源污染问题，清华大学在昆明市呈贡县建设了多种农村固体废物堆肥和复合肥生产示范工程。呈贡县大渔乡大渔村的示范工程占地面积6000米2，处理规模30吨/天，其中，蔬菜废物12～15吨/天；花卉废物和掺料等3～5吨/天；牲畜粪便10～15吨/天。该示范工程的主要功能是生产复合肥，同时兼顾废物处理，取得了良好的效益。
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四、促进农村沼气建设
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（一）我国农村沼气建设的现状
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据统计，到2002年全国沼气总用户达到1110万户，年产沼气量37.0亿米3[112]。根据农业部最近发布的《农业生物质能产业发展规划（2007—2015年）》，到2015年，我国农村户用沼气总数要达到6000万户左右，年生产沼气233亿米3左右，建成规模化养殖场、养殖小区沼气工程8000处，年产沼气6.7亿米3[94]。但是，沼气利用中的技术问题（如产气不稳、湿度大、热值低、腐蚀管道等）应加以解决，建设模式（如分散式和集中式）、标准和管理方法必须因地制宜。在政策和资金方面，应在国家现行政策的基础上，结合新农村建设，加大国家和地方的资金支持力度，进一步放宽优惠政策，适当提高补贴比率。在规模上，以单户沼气利用为主，通过必要的政策引导，建设以村为单位的集中产沼系统，改善管理，降低运行成本。
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（二）农村沼气技术的案例分析
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1.宁夏彭阳县“四位一体”系统案例
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“四位一体”系统是以产沼气为基础，将沼气池、畜禽舍、厕所和温室进行组合建设和运行的一种农业能源生态模式。宁夏彭阳县自1998年实施国家生态农业建设项目之一的“四位一体”能源生态模式建设以来，建成投产了331个“四位一体”系统。这种模式以沼气为纽带，种植养殖相结合，通过生物能源转换技术，把沼气池、猪禽舍、厕所、太阳能温室融为一体。
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对10户示范户2年的定点调查证明，在宁夏南部山区建一座容积8米3沼气池和占地200米2的“四位一体”系统，年均产生的经济效益为5833元。各系统产生的效益如下：可稳定解决4～6人的家庭炊事、照明用能，可节煤3.6吨/年，节电208千瓦时/年；年均出栏2.7头育肥猪，经济收入1728元；种植反季节蔬菜2～3茬，生产各种优质蔬菜2695千克，经济收入2941元，同时施用沼肥节约化肥费用460元。
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2.北京郊区新“四位一体”生态系统案例
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北京平谷山东庄镇地处山区，在南方“猪、沼、菜”模式的基础上，将“四位一体”系统中的温室种菜模式，改为种桃树，同时在果树之间间种蔬菜。日产沼气可供3～4人的用能需要，并实施了沼液的滴灌技术，使温室内的土地得到最大限度的利用，取得了很好的效果。
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对项目区15个农户的随机调查结果显示，“四位一体”种养生态模式下，果树产量高、品质好、销售快，每组的桃产量为1000千克/年。从销售渠道看，采摘占1/3，商贩购买占1/3，自卖占1/3，年净收入可达2万元。大棚内养猪年出栏6～8头，纯收入超过3000元。“四位一体”种养生态模式每组年收入约2.5万元，比普通大棚增收4000～8000元/年。由于使用了沼气，节约了冬季取暖做饭、照明、施肥等方面的用能开支，提高了农民的纯收入。
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3.山东省泰安秸秆厌氧产沼工程案例
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北京化工大学在农业部的支持下，在山东省泰安市建立了以作物秸秆为主原料的大规模厌氧消化装置。该项目共建设9个反应器，总反应体积450米3，年可消耗玉米秸秆288吨、牛粪360吨，其中玉米秸的使用量占干物质总量的60%以上。年可生产沼气69120米3，可为全村180户农户提供生活用能，同时还可生产出104吨的有机肥料。该项目在技术上有两个重要突破：一是对难生物降解的玉米秸秆进行化学预处理，明显提高了玉米秸秆的可厌氧消化性；二是利用太阳能加热反应器，提高消化温度和效率，使得反应器在春、秋季可实现中温消化，在夏季可实现高温消化。结果显示，与一般的厌氧消化系统相比，该系统的消化效率和产气量可提高1倍以上。
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五、新农村建设的案例
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（一）新农村建设的“赣州模式”
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赣州市位于江西省南部，全市840多万人口，其中80%是农民，属于经济欠发达地区，“三农”问题一直是困扰赣州经济发展的重大问题。2004年9月，赣州适应新形势的要求，开展了社会主义新农村建设，走出了村镇面貌不断美化、发展环境不断优化、农民生活水平不断提高的社会主义新农村之路。其主要建设经验如下：
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“三清三改”和村庄整治。主要包括三方面内容，一是全面开展清垃圾、清淤泥、清路障的工作，对所有村庄普遍进行环境卫生整治；二是选择示范村开展改水、改厕、改路；三是有重点推进村庄整治和改造，即开展清理“空心房”、废弃旧房、猪牛栏和厕所，推进人畜分离、搞好房屋整修，整治村庄环境。
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开展村镇规划。赣州全面启动村镇规划编制，目前已经完成了264个小城镇和2986个村庄的规划编制。在编制规划时，赣州坚持保持农村传统的文化特色，突出人与自然和谐，突出田园风光，不推山、不填塘、不砍树，水、电、路配套，社区活动中心配套，房屋设计配套，推广“一片耕地、一座水库、一片山林、一处村庄”的生态发展模式，建设田园风光型的新农村。
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培育新的经济增长点，着力培植支柱产业。着力培植壮大以脐橙为主的果业、蔬菜、苗木花卉、生猪等四大支柱产业和烟叶等六大特色产业，建设一批生猪生态示范小区，推广“猪—沼—菜”、“猪—沼—鱼”、“猪—沼—果”等生态农业模式，并与改水、改厕、改灶和村镇规划建设紧密结合，提高农业可持续发展的能力。
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构建农民持续增收的长效机制。结合四大主导产业和六大区域特色产业，积极扶持和发展产业协会等新经济组织，最大限度地提升农民的组织化程度，提高新经济组织的服务带动功能和抵御市场风险能力。同时，进一步完善县、乡、村三级农技服务网络，促进新技术、新品种的推广。到2006年为止，全市建立各级各类农村合作经济组织1600个，发展会员7.8万名，连接农户20.3万户。
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大力实施“农民知识化”，加强对农民实用技术和职业技能的培训。
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创新政府扶持机制，有效整合社会资源。采取“政府主导、农民主体、社会参与”的投资机制和“统一扶持标准、优选扶持对象、补助以务带资、调动农户投入”的政府支持原则，强化政府资金投入的激励和导向作用，并制定各种优惠扶持政策，对涉及新农村建设的各种费用予以减免。2005年全市投入政府财政资金6300万元，捆绑专项资金1.2亿元，吸引了农民和社会资金3.1亿元。
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（二）贵州遵义市的新农村建设
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贵州省遵义市以“四在农家”，即富在农家、学在农家、乐在农家、美在农家为载体，建设殷实、和谐、文明的社会主义新农村热潮正在深入展开。该活动起源于贵州省遵义市的余庆县，其核心内容是“五通三改三建”和“七个一”工程。
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“五通三改三建”，即通路、通电、通水、通广播电视、通电话；改厕、改灶、改环境；建图书阅览室、建文体活动场所、建宣传栏。“七个一”工程，即帮助农民找到一条致富增收的路子，家家户户有一幢宽敞整洁的住房有一套好家具和家用电器；安装一部家用电话；掌握一门以上农业实用技术；有一间卫生厨房和厕所；有一种以上健康有益的文体爱好。同时，在农村治理好柴草乱垛、粪土乱堆、垃圾乱倒、污水乱泼、畜禽乱跑等“五乱”现象，改变农村脏、乱、差面貌，改善人居环境和生产条件，提高农村文明水平。
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（三）浙江：新农村建设从整治环境入手
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浙江省的农村环境污染问题是典型的以工业化、城镇化为特征的第一次现代化伴随型问题。1978年到2002年的24年中，浙江农村现代化进程基本上是以农村工业化为主导。1998年后，针对城市化大大滞后于工业化的实际，浙江省提出了加快实施城市化发展战略，浙江县域经济发展进入了以城市化提升工业化的新阶段。这个过程中，产业结构、产业布局与污染治理方式不适应致使农村低、小、散型工业化带来的污染泛滥，农业环境管理与农业生产的情况不适应致使非点源污染问题突出，农村城镇化进程中的环境管理和污染治理与人口规模不适应致使基础设施建设和环境管理滞后于城镇发展，“三个不适应”成为浙江省农村环境恶化的主要原因[104]。
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2002年以来，浙江省充分认识到农村环境污染问题是发展中的问题，以“生产、生活、生态”三生统筹理念为指导，分别推进了乡镇企业污染集中治理、农村聚居点环境整治，实施了生态农业促进计划，减少了环境污染，促进了农村基础设施的发展和村容村貌的改善，大大推动了新农村的发展。从2003年开始，浙江实施了以农村环境综合整治为主题之一的“万村整治、千村示范”工程。工程目标为用5年时间，对全省10000个左右的行政村进行全面整治，并把其中1000个左右的行政村建设成全面小康示范村。为此，浙江省加大了投资进行村镇环境整治、完善农村基础设施建设。到2005年6月，浙江省财政投入50多亿元，带动社会投资170亿元，在自然村规模上通过沼气新工艺集中处理生活污水和畜禽粪便，统筹解决能源、环境问题；针对村庄垃圾问题，建立了“村收集、乡镇中转、县集中分类处理”的垃圾集中处理网络和运行机制。为全国新农村建设提供了“浙江经验”。
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第四章 农业和农村环境污染治理的国际经验
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一、国外主要的农业环境污染问题
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（一）动物圈养
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将动物圈养在一个区域或场地，可以提高畜禽饲养活动的效率。但是，从畜禽饲养场或集中的动物养殖活动（Concentrated Animal Feeding Operations，CAFOs）排出的粪便和废水会对周边的水体造成影响，导致水质下降，危害公众健康。管理不善的动物饲养场排出的废物带有病原体（细菌和毒素）、营养物和耗氧物质，导致水质的下降，畜禽养殖场的渗滤液也可能污染地下水。通过配套的废物管理系统贮存或管理污水和径流排放，可以控制动物圈养的污染物排放。
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（二）畜禽放养
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过度放牧会导致土壤裸露，增加侵蚀，促使莠草过度生长，破坏鱼类栖息地，减少建筑坝体、湿草甸、漫滩对沉淀物必要的过滤。
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（三）营养物的施用
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各种养分如磷酸盐和氮会以化肥、有机肥料、淤泥、灌溉水、豆类和农作物残留物的形式被施用以促进农作物的生长。但是一旦施用量超出植物需求，一些养分，例如磷酸盐，就会被冲入水生生态系统，造成水体富营养化，导致地表水承载动植物生存的能力下降，鱼类死亡。
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（四）杀虫剂的施用
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杀虫剂、除草剂和杀真菌剂被用来杀虫和控制草类植物和真菌的生长。这些化学药剂通过喷洒、径流、风的传播和大气沉降等渠道进入水体造成污染。它们会杀死鱼类和野生动植物、破坏动物的栖息地、污染食物，影响人类健康。
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（五）灌溉
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灌溉水一般用来补充天然降雨或给农作物防冻和防萎。无效率的灌溉会引起水质问题。例如在干旱地区，由于雨水不能将沉淀物带入深层泥土中，过度灌溉导致杀虫剂、养分、含病毒的微生物体和盐的富集。这些物质都会影响土壤表面的水质。
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（六）土壤侵蚀
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当风或水的流动携带某个区域（如某块农田）的土壤颗粒并将这些颗粒传输到某一个水体（如河流或湖泊）时，沉积就形成了。过量的沉积会堵塞水体，减少阳光对水生植物的辐射，覆盖鱼类产卵和食物供给的区域，阻塞鱼鳃。另外，其他污染物如磷酸盐、病原体和重金属经常会附着在土壤颗粒上并和沉淀物一起最终留在水体中。
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二、国外农业和农村环境污染治理的主要手段
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立法或强制性手段。
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包括各种许可证、标准等。一般认为，当需要一个确定的政策结果或者实现特定政策控制目标风险最小时，强制性手段是最优先的选择。另外，其他三种手段的实施也必须要有相应的立法和强制性手段来保障。
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自愿性手段。
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例如政府支持的农业环境计划或行业牵头的产品保证机制，鼓励人们采取对环境友好的行为。在以下4种情况下，自愿性手段被视为最好的选择，即：①当一小部分人的行动就可以保证行为的改变；②环境影响的规模和地方特征达不到要通过国家立法或经济手段来干预的程度；③法规和经济手段的监督和执行很困难，可信度不高；④难以设计一个有效控制环境污染的法规或经济手段。自愿性手段往往通过推行各项农业环境计划来进行，参与这些主动计划的行为可能会得到补偿，也可能得不到补偿。
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信息手段。
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例如提供第二方建议和（或）技术支持，提高环境意识，提供改变行为的信息支持。
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基于市场（或经济）手段。
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即利用税收或补贴政策刺激或鼓励企业和个人改变自身对环境不友好的行为。主要有污染费、用户费、产品或投入费、创造市场、补贴赠款、税收减免等多种形式。
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必须指出，农业和农村污染控制的政策手段选择不能一概而论，而应根据各国的实际进行选择。各国污染类型、污染程度和治理优先性的不同会导致不同的政策选择。例如，荷兰进行农业污染控制较多采取强制性手段，而法国则主要采取建议、协调、推广和补贴扶持的自愿行为，但大多数国家都采取混合手段，将上述几种工具结合在一起使用。
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（一）强制性手段
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1.欧洲农业污染控制的强制性手段
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欧洲农业污染的制度框架是建立在欧盟委员会（European Commission，EC）一系列的高级相关指令上的，这些框架性的指令或者间接或者明确地要求各成员国制定相应的制度措施来进行非点源污染控制。
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欧盟《水框架指令》（the Water Framework Directive，WFD，2000/60/EC）是迄今为止相关的水立法里最重要的一个文件，它的目标是欧盟成员国所有的内陆水和海滨水在2015年之前都达到“良好的生态状况”，该指令迫使欧盟成员国在《水框架指令》规定的所有流域设立并达到良好生态状况的水质目标，并识别现有基本的和辅助的措施来控制点源污染和非点源污染。这个指令中还对相关程序进行了规定，包括：对受控水体的识别和分类，整理支持水质状况报告的数据（包括判断是否有额外的附加的监测数据需求），制定水体环境目标，评估水体主要人为压力的类型和范围，以及制定和执行基本和辅助措施以实现环境目标。该指令刚开始在欧盟各成员国实施时，执行经验较少，而且它还没有囊括综合流域管理计划的内容。但是，由于欧洲面临着严重的农业非点源污染问题，该指令在不久将对欧洲农民产生深刻影响。
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《硝酸盐指令》（the Nitrates Directive，91/676/EEC）于1991年通过，旨在解决欧洲当时最受争议的非点源问题，即农业产生的硝酸盐对地下水的长期和大范围的污染问题。该指令要求欧盟各成员国在全国范围内或者在硝酸盐敏感区（Nitrate Vulnerable Zones，NVZs）实施农业行动计划。硝酸盐指令根据各国农业污染的程度有不同要求。以荷兰为例，荷兰畜禽生产尤其规模化畜禽生产十分发达，每公顷土地产生粪便量欧洲最高。因此，《硝酸盐指令》将荷兰全部领土都视为硝酸盐敏感区，并对荷兰畜禽粪便的生产和使用进行10年以上的严厉控制。比利时、德国和丹麦的情况也类似。《硝酸盐指令》的行动计划提倡采用最佳实践来使用和贮存化肥和粪肥，并在“保护水资源，提倡良好农业实践规范”的基础上，提出了由英国政府1991年颁布综合性技术指南。
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《硝酸盐指令》规定从2002年12月19日起硝酸盐敏感区的农民必须实施养分管理计划，并鼓励硝酸盐敏感区之外的农民自愿采纳该计划。其内容包括评估各种农作物所需的氮肥量，预计农作物的氮吸收量，评估和预计土壤有机物质、农作物上季残留和有机肥施用带来的氮投入。
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《欧盟污染预防和控制综合指令》（the Integrated Pollution Prevention and Control Directive，96/61/EEC）是根据1996年的《污染预防和控制综合指令》（Integrated Pollution Prevention and Control，IPPC）提出的。该指令提出了某些种类的产业设施的要求清单，同时要求操作者和立法者对设施可能造成的污染和消耗进行综合全面的考察。评估的经营活动包括猪和家禽的规模化饲养（定义为多于4万只家禽，2000头猪或750头牛的养殖活动）。指令规定，经营者在任何生产设施启动前必须提交各种材料并获得许可证。这些材料必须证明设施产生的污染和废物受到最大程度限制，可以避免事故或影响可以最小化，关闭设施不会导致残留物污染，能源有效利用，而且应用了“最适宜技术”（Best Available Techniques，BAT）。为此，欧盟委员会建立了一个与最适宜技术相关的信息交流论坛（IEF），该论坛每年发布一系列关于最适宜技术的材料，为发证机构在审核具体的申请许可时提供信息参考。该论坛也发布了“有关家禽和猪饲养的最佳适宜技术”，它涵盖了欧盟迄今家禽规模饲养的最新信息，尤其侧重粪便管理规划的最适宜技术，包括影响粪便质量和构成的饲养策略、粪便运输方法、粪便的贮存和处理技术以及施肥技术。
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产品禁令。大多数欧盟国家采用了产品登记计划，立法禁止某些物质的使用。这些法律禁令主要控制杀虫剂特定活性成分（《植物保护产品指令》，91/414/EEC；COPR，1986），近期开始控制生物灭杀剂（《灭杀产品指令》，98/08/EEC）和兽药产品（指令81/851//EEC）。虽然欧盟采取了一些行动限制镉在化肥产品中的含量，但现有法令中还没有任何营养物源被禁止。
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2.美国农业污染控制的强制性手段
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《清洁水法》（Clean Water Act，CWA）是美国水污染物控制的基础法案。它始于1972年《联邦水污染控制法》修订案的颁布，并于1977年进行了一次修订，该法授权美国环保局（U.S.Environmental Protection Agency，USEPA）实施各项污染控制计划，如设定工业废水标准，宣布任何个人在未得到许可的情况下从任何点源向通航水体里排放污染物为违法行为等。1987年，由于农业污染的水质影响日益严重，国会修订了《清洁水法》，为非点源控制提供一个国家层次上的实施框架。根据1987年水质保护法案的修订版本，国会修改了101条款，在“目标及政策声明”部分增加了以下的基本原则：“迅速制定和实施非点源污染的控制计划，通过对点源污染和非点源污染进行双重控制，使清洁水法案的最终目标得以实现，是国家的基本政策。”
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更重要的是，国会还启动了1987年水质保护法案的319条款，建立了控制非点源的国家计划。根据319条款的规定，美国各州和辖属地区应首先对当地非点源问题做出评估，并制定和实施非点源控制与实施计划。非点源评估报告旨在识别需要进行管理的水域，识别非点源的严重影响并对影响进行分类，识别解决问题的现有计划和机构体制。非点源控制与实施计划将针对所发现的问题提供最恰当的管理方法、措施和援助计划，包括制定有年终目标的工作时间表，职责分配，建立职权机构以及资金援助。各州非点源评估报告和控制与实施计划完成后需提交美国环保局审核，并由其酌情给各管理计划（或部分计划）拨款。2002年，美国环保局大约有2.3亿美元用于非点源污染管理和控制。
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最大日负荷（Total Maximum Daily Load，TMDL）计划。该计划是为了保证《清洁水法》目标实现而制定的，它决定国家水体污染的污染物总量。最大日负荷是“分配给点源和非点源及自然本底所能承担的个体污染物质的总量”，不超过最大日负荷的污染物排放不会超过水体吸收污染物质的负荷能力（承受能力）。最大日负荷必须考虑到季节变化等因素并留有一个安全临界值（Margin of Safty，MOS）以解决分析不确定性的问题。美国环保局负责监督最大日负荷实施计划的执行，并负责检查和审核各州提交的州内敏感或易损水域的最大日负荷。各州提交的最大日负荷将通过颁发许可（针对点源污染）和水质管理计划（针对非点源）进行实施。如果美国环保局不同意某一个州提交的最大日负荷，就要自己为该水体建立一个最大日负荷。2003和2004年两年，美国在现有的最大日负荷规则框架下批准和建立了8000个最大日负荷。1996—2007年被批准或建立的最大日负荷每年都在持续稳定的增长，1996年美国环保局仅批准通过了112个最大日负荷，2007年一年则批准建立了4212个最大日负荷。
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2000年7月，美国环保局发布了扩展和加强最大日负荷的新法规，旨在控制非点源污染。过去几年围绕最大日负荷也有很多争议，包括农业领域的一些重要问题。美国环保局和美国农业部（U.S.Department of Agriculture，USDA）已经在不同场合审议和讨论了相关法规，并达成共识，即自愿性的和激励手段是解决非点源污染的最佳办法，提倡农民们通过联邦水土保持计划或者自发采取行动改善水质。另外，如果农民主动对水土保持实践进行投资以改善水质，今后的资金补偿战略的“污染核算”会考虑这些投资并进行一定补偿。虽然最大日负荷还有很多争议，但水质改善实施计划将继续进行。目前，美国环保局正和各州一起开发养分（氮肥和磷酸盐肥）以及浑浊度的标准，这些标准最终将对河流、湖泊、水库和湿地发现的每一种营养物进行定量限制。
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《动物集中饲养计划》规定动物集中饲养活动（Concentrated Animals Feeding Operations，CAFOs）指大规模的（1000或1000以上的动物单位）动物饲养活动（如猪、牛、奶牛、羊和家禽），且动物、饲料、废物和生产活动都集中在一个小区域内。2002年12月，美国环保局与美国农业部联合通过了一个标准，强制性要求所有的动物集中饲养场必须获得许可证方可经营，且必须实施养分管理计划来控制污染物排放。养分管理计划将根据动物集中饲养场的环境识别管理措施，以保证恰当、有效地进行粪便和废水的管理。
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《农村清洁水实施计划》是《清洁水法》针对农业的一个附加条款。该实施计划根据1977年《清洁水法》对1972年《联邦水污染控制法》第208条款修订制定。但是直到1980年《农业拨款法》颁布，《农村清洁水实施计划》才得到资金。《农村清洁水实施计划》由农业服务局监督管理，其目的是为土地所有者实施最好的管理措施提供资金援助，以控制农业化学物和动物废弃物流入河流或封闭的水域，改善水质。
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《国家河口实施计划（清洁水法案320条款）》。美国环保局同时负责《清洁水法》320条款下《国家河口实施计划》的执行。该计划侧重控制地理位置重要的河口水域的点源和非点源污染。在该计划中，美国环保局协助各州区域和当地政府开发和实施综合性保护和管理计划，这些计划会推荐恢复河口水质、鱼类种群和水体其他用途的优先行动。
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《联邦杀虫剂、杀真菌剂和灭鼠剂法》（Federal Insecticide，Fungicide，and Rodenticide Act，FIFRA）下的《杀虫剂计划》是美国环保局负责的另一个控制非点源污染的实施计划。该计划授权美国环保局控制可能对地下水和地表水造成污染的杀虫剂。《杀虫剂计划》要求杀虫剂要登记并贴上含有可施用的最高量、使用用途限制和是否归类于“限制使用”杀虫剂（即只有受过喷洒有毒化学物专业培训的持证人员才可使用）等内容的标签。
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《海岸非点源污染控制计划》。1990年11月，美国国会颁布了《海岸区域法重新授权修订案》（Coastal Zone Act Reauthorization Amendments，CZARA），旨在解决一些包括非点源在内的污染对海岸水造成危害等广受关注的问题。为了更有针对性地解决非点源污染对海岸水质造成的负面影响，美国国会又颁布了6217条款，即“保护海岸水域”（编制在16U.S.C.1455b条款中）。6217条款规定每个海岸区域管理计划被批准的州都必须开发一个“海岸非点源控制计划”，并提交给环保局和国家海洋和大气管理局（National Oceanic and Atmospheric Administration，NOAA）待批。该计划的目的在于“与其他州和地方政府一起开发和执行非点源污染控制和管理方案，以恢复和保护海岸水体。
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（二）自愿性手段
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1.农业环境协议
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欧盟2078/92规定（农业—环境）和1257/1999规定（农村发展）以及1992年5月改革后的农业共同政策（Common Agricultural Policy，CAP），为农民提供了一个激励机制，鼓励农民推行“农业环境协议计划”，在土地上开展对环境有益的活动。另外，农业环境法规同时提供培训和项目示范，推广各种环保技术和良好的农业实践。地方和国家政府以地方分权的形式管理这些计划，并由欧盟委员会决定是否对每个计划拨款。
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这个计划成功的核心是农业环境协议的概念建立。通过该协议农民提供的超出良好农业实践的环境服务所付出的代价会得到补偿。因此，他们付出的额外成本以及收入损失都会得到补偿。
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农业环境协议的主要要素和特点包括:农民自愿签署协议，提供专门的环境服务（服务项目包括“菜单性质”到“一揽子性质”），但承诺内容不仅限于采用良好农业实践；措施只适用于指定的农用土地（“整个农场”或为农民指定的区域），补偿包括农民的收入损失、附加成本和其他必要的奖励。
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到1998年，全欧洲已经有1/7的农民接受了农业环境合同，涵盖了欧盟农地面积的20%以上。1998年由欧洲委员会实施对欧洲所有大型计划的回顾表明，农业环境计划的效果积极，并已产生了显著的环境效益。该计划对营养物投入的限制导致氮肥施用的大幅减少和施肥技术的改善由于低劳动密集型活动被高劳动密集型活动所取代，导致某些地区就业增长。该计划提高了边远区域农民的收入，而且在这些地区连续耕作也显著改善了环境，然而，收入效应在赢利好和集约化的农场地区不那么明显。计划实施对改变农民和公众意识方面有一定影响。越来越多的人认识到，农业活动并不是与保护环境相悖的，而是解决环境问题的一个关键部分。从该计划对农业的影响看，有证据表明：集约化农场区域产量有显著减少，边远地区环境保护的相关措施的实施促进了生产稳定。但在很多情况下对农业的影响并没有被充分估计。
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经过2000年和2003年农业共同政策的两轮改革后，农业环境协议已经成为确保欧洲农业发展实现环境目标的主要手段。到2004年，农业环境协议已经覆盖了全欧洲85%的农民和60%的农地面积。
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2.良好农业实践规范
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欧盟已经对许多农业活动制定了农业污染控制的良好农业实践规范（Codes of Good Agricultural Practice，CoGAP）。尽管这些规范的主要目的是为自愿性行动提供辅助咨询和帮助，但它们也经常作为特定区域（如硝酸盐敏感区）的强制性措施。
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在英国，除了上述的水资源保护的良好农业实践规范外，英国环境、粮食和农村事务部（Department for Environment，Food and Rural Affairs，DEFRA）还发布了很多技术指南，包括一系列题为“管理畜禽养殖场粪便”的指南和农业和园艺废物管理规范。农作物和花卉的施肥建议是一项国家标准，帮助农民评估土地可施用的最大化肥量。所有文件都可以在英国环境、粮食和农村事务部的网站上获得。
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法国国家农业发展协会1991年资助开发了名为Ferti-Mieux养分计划咨询工具，旨在鼓励种植和畜禽养殖场主采用减少硝酸盐和磷酸盐污染的最佳实践，遵守计划的种植和养殖场会得到一个Ferti-Mieux标识。
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瑞典地方志愿群体（通常由当地农民协会组织）开展了自发的“安全杀虫剂使用”活动。他们提供咨询和信息服务并帮助农民完成规定的义务。比如，所有使用杀虫剂的农民必须按规定计算施药地点和邻近水域之间的缓冲带。计算的公式是固定的，但是农民必须考虑外部因素的影响，如风向等，志愿群体会为农民计算提供相关指南和信息建议。
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荷兰农民与水质管理部门合作制定了一系列的措施减少花茎培育对水造成的污染。其中双方认可的最重要一项措施是沿水道设立1.5米宽的无花茎地带。这些措施起初是自愿性的，但是该计划经花茎培育者的同意后纳入了《水污染法》排放许可体系成为了强制性的法律。
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3.产品保证计划
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农民们日渐意识到生产的食品要符合消费者需求。为了实现该目标，欧盟国家有机农业飞速发展（目前该产业由欧盟严格管理），还出现了各种由行业牵头的产品保证计划。比如，英国有许多针对不同类型农业的“红色拖拉机”质量保证计划，这些计划虽然主要目的在于确保食品安全和动物福利，但是也包括了环境方面的要求。荷兰设立了“环境影响点（Environmental Impact Points，EIP）”评估杀虫剂使用对环境的影响。环境影响点根据杀虫剂使用对水、土壤和地下水的危害，施药方法、时间和剂量来评定。它还用来评估是否同意给这些农产品贴上Agromilieukeur的绿色标签。
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尽管目前欧洲的各类计划对减少非点源污染的直接影响很小，但对农业和作物选择决策产生了巨大影响。然而，有批评认为这些计划（比如英国的“红色拖拉机计划”）执行的管理成本太高。另外，转变耕作制度或作物/土壤的管理方法来迎合食品零售商特别的小规模要求会带来市场风险，尤其是对某种食品需求变化在追求“时尚”的情况下。
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4.星农（AgSTAR）动物集中养殖计划
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集中式动物饲养场（CAFOs）是饲养1000头以上动物单位的大型动物饲养场。集中式动物饲养场内大量动物对环境的影响日益成为美国环保局和拥有集中式动物饲养场的26个州政府的关注点。星农（AgSTAR）计划是由美国环保局、美国农业部和美国能源部联合资助针对集中式动物饲养场的自愿性计划，旨在鼓励集中式动物饲养场使用甲烷（沼气）回收技术管理液态和浆状粪便以减少温室气体（甲烷）排放，如臭气控制和养分管理等，实现环境效益。星农计划为畜禽饲养者提供了重要的工具、指南和方法，帮助他们综合评估用于畜禽生产设施的各种沼气技术。
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参加星农计划的农场和工业组织通过签署谅解备忘录成为星农的合作伙伴和同盟。有些情况下这些合作伙伴和同盟可以得到直接的技术援助。另外，星农具有推广和教育功能，例如专家讲解、组织培训和展览。星农根据养殖场的技术选择、运营能力和财务状况，为它们提供商务和环境决策的重要信息。
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1996年至1998年6月，星农帮助建立了7个规模化养殖场的消化池，改善了农场的环境效益，包括3个外界温度控制的处理池和4个热栓塞流动消化池。这些项目的直接现金收益包括发电和产热，非现金收益包括沼气排放的降低、臭气控制，有机氮、矿物化、草籽的清除，病原体的减少，以及通过粪便的分解来增加泵汲率。
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除星农计划外，2002年12月美国环保局与美国农业部合作制定并通过了一项法规。该法规规定所有集中式动物饲养场必须获得许可并执行养分管理计划以控制养分排放。所要求养分管理计划需识别针对集中式动物饲养场的措施，以确保恰当有效地管理粪便和废水，满足排放要求。
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5.最佳管理实践
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最佳管理实践（Best Management Practices，BMPs）是为减少环境损害最有效和最经济的单个或多个管理实践（如养分核算、循环放牧、保护耕地）和工程实践（如废物池、沉淀池、梯田、引流、栅栏、植树）的组合，它通常不仅仅关注一种污染物，而且，最佳管理实践的推广往往与技术援助、制度、费用分摊和奖励结合在一起。
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（三）信息手段
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1.美国的顾问和信息服务
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美国环保局。
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美国环保局网址提供了许多与农业非点源污染和农业相关的信息和教育资源网站链接（http://www.epa.gov/owow/nps/agricuture.html）。内容包括大量农业最佳管理实践监测、土地保护实践、化肥和杀虫剂管理、土壤侵蚀控制、养殖活动管理、残留物管理、流域恢复的手册、指南和标准。另外，美国环保局还出版了一系列农业非点源污染宣传册，帮助公众了解社区内非点源污染的管理。
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国家农业援助中心
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该中心是美国环保局在美国农业部的支持下建立的，是一个很有价值的信息源，有大量农业环境管理要求的相关信息。援助中心通过网页和其他渠道为管理提供综合的、易于理解的信息，例如一些常识、保护环境且对农业友好的灵活方法。中心也提供污染削减和污染预防技术应用的信息。农业中心提供的各类信息包括：杀虫剂、动物废物管理、地下水和地表水、储水池/防漏系统以及固体/危险废物。农业中心也支持地方和州管理机构，为当地农业社团提供援助。
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国家农业图书馆
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国家农业图书馆是美国农业部农业研究局的一部分，是美国4个国家图书馆之一。农业图书馆是农业和相关信息的国际中心。美国农业部的网址提供了获取国家图书馆和其他相关机构资源的途径，所需服务可以以电话、书面或通过国际互联网的形式进行申请。图书馆拥有大量有关农业污染和相关问题的信息资料。
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美国农业部州合作研究、教育和推广服务
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美国农业部的州合作研究、教育和推广服务由一个广泛的研究计划（与美国许多大学合作）和自然保护局（Natural Resources Conservation Service，NRCS）开展的推广服务组成。后者的活动主要涉及一系列与农业污染相关的领域，例如畜禽粪便管理和动物集中养殖场。另外，他们还有一个外国农业服务队伍，提供国际技术援助和培训计划。
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各州教育和信息服务。各州的信息和教育计划主要为土地拥有者提供信息，促进良好环境管理实践（如农场最佳管理实践）的应用。这些教育战略重视与农场主的合作，推广服务的专业人员利用相关研究成果教人们分析信息、识别问题、分析解决问题的方法，以及如何获得相关资源。这些信息和教育战略通常包括通过邮件、传单、时事通讯和媒体向大众传播信息的交流计划，以及一对一的技术转让，如参观农场、单个农场试验和单个农场主的咨询。
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2.欧盟的顾问和信息服务
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（1）营养物污染。
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包括与1991《硝酸盐指令》676（91/676/EC）相关的指南和有关英国的行动计划方面的信息，与附属区域相关的联系信息，提供大量补充文献和对硝酸盐指令的电子链接。
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（2）良好农业实践规范。
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规范指导农民采取污染减少和土壤保护措施。规范描述了不同农业污染源引起的污染风险，规范副本可以从英国环境、粮食和农村事务部免费获取（联系信息可以从网站上获取）。
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（3）农业非点源污染控制战略回顾。
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读者可以获得与战略回顾相关的一系列文件，它由减少英国农业非点源污染的行动计划构成。包括：利益相关者的讨论稿；关于减少农业非点源污染的政策手段的报告；对农业非点源污染控制进展测量和监测的文献；回顾其他国家非点源污染治理的政策手段和成功经验的论文；评估农民利用的氮磷非点源污染减少措施效果的报告。
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（4）畜禽粪便管理。
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帮助农民最大限度地利用动物粪便作为植物养分来源和土壤改良剂，可以获得3个pdf文件格式的畜禽粪便管理小册子。
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（5）农田废物管理。
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英国环境、粮食和农村事务部已经启动了一些农民教育计划，教给他们降低污染风险的方法，并让他们了解粪便的肥料价值。英国环境、粮食和农村事务部委托农业发展与咨询服务处（ADAS）每年执行计划，为英国选定流域的农民准备农田管理计划时提供免费服务。这些计划鼓励农民管理动物粪便还田、泥浆和污水，避免径流进入地表水或地下水。“农田废物管理计划”主要目的在于最小化水污染引起的风险，帮助农民识别不能施撒粪肥（以及其他肥料和投入）的地区、在冬季和夏季最适合施用有机粪肥的地区以及需要农民施用畜禽有机粪肥以避免营养物过度消耗的地区。这些计划目的在于鼓励农民减少粪便还田对地表水和地下水的污染风险。英国环境、粮食和农村事务部还通过各种传单和宣传册在全国范围内推行这些计划。
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（四）基于市场的手段（经济手段）
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1.污染费/税
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污染费是对易测量和监测的排污单元征收的费用。污染费通常被用于支持规制手段，收费水平要设立在能够反映环境损害费用和污染削减平均费用的水平上。理论上讲，在这个水平上的环境损害费用（或“外部性”）可以通过市场内部化，污染者可以对价格信号做出灵活回应。减排成本较低的污染者可以投资生产工艺或减排设备（如污水处理厂），减排高的污染者可以选择对污染付费。污染费比较适用于不同生产者的边际成本变化较大（如在有大量使用不同工艺且规模不同的生产者的情况下）、污染单元易于测量和核实、环境机构具有相应监测能力和收费能力的情况。由于农业非点源污染不易监测，污染来源和污染路径不同对不同水体影响不同，即边际损害和污染治理成本难以核算，其管理中较少直接使用污染费。
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但是，荷兰和丹麦进行养分管理时就使用了污染费，荷兰对超过标准的氮或磷损失征费，损失标准则由每年的养分管理计划确定（如荷兰MINAS体系）。丹麦则对氮施用超过养分平衡计划标准的农民进行惩罚性收费。另外，瑞典1986年制定了一个基于每公顷杀虫剂量的征费制度，但该制度由于管理费用和对正常剂量定义等问题于1992年底被淘汰。
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另一种污染费是管理费，例如对高毒性污染产品的许可费或注册费。这种方法被有效地用于有毒化学药品进口的注册，但收费目的大多是为了增加收入而不是改变生产行为。在农业非点源领域，仅比利时在畜禽养殖污染的控制时利用管理费，所征收入用于处置贮粪池中的粪便。
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2.用户费/税
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用户费/税是对相关服务支付的价格，例如安装集水、水处理和配水系统的成本费及它们的运行费。欧洲、美国、澳大利亚、日本和东南亚都征收水费，理论上这部分费用应包括一部分环境损害费，但实际上很少有国家的水费包括这部分内容。许多欧洲国家的个人、农场主和企业支付的污水排放费实际上也不能补偿处理厂的成本，污水处理厂的运营主要通过国家补贴实现。
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用户费有各种形式，例如专利费、许可费、采伐费（对于森林）、特许权（对于矿山、石油和天然气）和入场费（如对国家公园）等，这些形式主要用于自然资源开发管理。
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前民主德国1968年实行了土地使用费，政府根据土地质量和土地利用形式按面积征收固定费用，但由于缴纳的费用不能有效利用，土地使用费在10年后废除。
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3.产品税/费
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在农业污染管理中，最常用也最适用的经济手段是产品税/费。产品税是附加到与污染密切相关的生产投入（如化肥和杀虫剂）或最终产品的税或费用。理论上，产品税应反映环境损害的成本，并通过价格信号使消费者可以区分产品对环境有益还是有害。例如，在欧洲利用产品税有效地控制了含铅汽油的使用。
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产品税是消费税的一种，可以充分利用世界各国完备的税收系统，有效用于使用量非常大的产品，并产生大量税收收入。对政府而言，产品税也比较容易管理，因为批发商和零售商可以代替政府以增值税（VAT）的形式征收产品税。但是产品税会对经济和消费者产生深刻影响，因此在使用之前必须对征税比例、覆盖范围、税基、管理问题和产品的价格弹性进行评估，以探求产品税的影响。
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许多国家在农业非点源污染管理中使用产品税，例如瑞典、丹麦和荷兰开始对氮磷钾肥料征税，比利时对进出硝酸盐敏感区的粪便进行征税。美国是提倡自由市场的国家，政府较不倾向于利用税费的手段进行环境管理，没有化肥税。但2000—2001年间美国能源价格上涨引起了氮肥价格上涨，导致当年作物种植面积减少和产出下降。
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目前，瑞典、荷兰、芬兰、比利时和丹麦5个欧盟成员国已开始征收杀虫剂税。对丹麦征收除草剂税、杀真菌剂税和生产调节剂税的评价显示：较高的征税比例（零售价的3%）会导致这类产品销售额下降8%～10%。瑞典的杀虫剂税是《杀虫剂使用削减综合计划》的一部分，因此其效果比较难以单独进行评估。但是，瑞典将征收杀虫剂税纳入《国家杀虫剂使用削减计划》后，1986—1990年间杀虫剂使用减少了一半。但是，瑞典环保机构认为杀虫剂税税率太低不足以对使用者的行为产生直接影响，有学者认为计划的成功更多归功于杀虫剂计划中的顾问服务、研究和开发。但杀虫剂税在削减计划筹措资金过程中起了非常重要的作用，并为其他措施实施提供了支持。
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4.创建市场
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创建市场在于通过对市场化或许可交易，以更低的成本实现预期污染削减目标。这种方法最初被广泛用于气体减排，最成功例子是美国电力生产部门的二氧化硫排放。在新西兰，交易许可也被成功地用于减少对自然资源的过度开发，如捕鱼配额交易。美国的新立法正在促进交易许可用于水质管理。由于排污权交易有一个潜在的交易者上限，并需要较好的监测基础，所以它比较不适用于污染者众多、监测困难的农业非点源污染的管理。但是欧美各国仍在尝试将该手段应用于农业非点源污染控制。荷兰在猪和奶牛场引起严重氮流失问题的地区针对个体农场建立了两种不同的粪便和动物生产配额。它要求产生过量粪便的养殖场将这部分粪便运送到一个“国家粪便储蓄银行”，在该银行将过量粪便重新调配到国家的其他地方。但是事先农场主需要签订一个粪便处置合同，该合同与养分平衡相挂钩。农场之间可以进行粪便配额的交易。
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欧盟共同农业政策（Common Agriculture Policy，CAP）要求农业部对整个欧盟地区的畜禽数量实行配额管理制度，这有效地限制了绵羊、牛和猪等的数量。农民可将此政策作为共享动物生产补贴资金的一种方式。在大多数国家，这些配额不是官方交易而是与土地一起交易。但是，荷兰1990年到1994年间每年都在削减畜禽配额，1994年开始，荷兰畜禽配额开始允许交易以鼓励极度敏感区的养殖场放弃畜禽生产。现在，如果一个农场主退休或出卖一个家庭所有的农场，他必须将畜禽生产权归还给政府，政府为其放弃畜禽生产提供重建资金。
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丹麦几乎所有农场主（大约65000户）都有自己的年度养分计划，这些计划决定农场主的农田氮配额。丹麦总的氮配额逐年下降，到2002年氮配额仅为1998年水平的60%～70%。尽管到2002年氮配额仍动态削减，但96%的农场主没有充分利用他们的配额。因此，这年开始，政府允许农场主将氮配额出售给政府5年，同时也可以在优化作物结构的前提下购买配额。
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2003年美国环保局发布了水质交易政策[4]。这项以流域为基础的交易是一项相对较新的政策，用来清除水体中对人体和动物健康造成有害影响或妨碍水体公共使用功能（如钓鱼和划船）的高浓度污染物。交易旨在通过创新性的市场手段以较低的成本获得传统规制手段同样的水质改善目标。在切萨皮克湾、密歇根和西南太平洋的博伊西地区，目前的交易主要集中在营养物上，计划正在试图将农场纳入其中。
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5.补贴
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通过提供进行可持续发展实践的资金，或者提供获取资金的机会、补贴和赠款可以帮助弱势部门实现环境目标。赠款通常作为规制手段的补充，而且它在设计和执行上比环境税更简单，因此更受农场主欢迎。
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国际经验表明，大多数国家都有为准备加入非点源污染控制计划的农民提供财政支持的政策，其中赠款是被最广泛采用的一个经济手段。许多赠款计划都属于广义的农业环境类型，由此农民能够从一系列最佳管理实践中选择适合农场需求的一类（如美国最佳管理实践）。一些计划（如爱尔兰农业环境保护计划）则需要农民采取种植生产实践要求的所有措施才能获得赠款。
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补贴有直接补贴、税收减免、直接赠款、成本分担等多种形式。批评者认为，补贴不符合污染者付费原则，除非农民不仅解决自身污染问题，还能带来额外的环境或社会收益。其次，税收减免要占用利用正常税收或具体环境税如杀虫剂税和化肥税获取的资金。最后，对生产者已经太多的部门，赠款可能吸引新的生产者，或者给成本内在化提供负激励，并将这种不经济性转嫁给消费者。一部分欧洲的学者认为，欧洲共同农业政策下基于生产的补贴赠款是农业生产集约化和非点源污染产生的主要驱动力。
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欧洲和美国的赠款由政府直接付给农民。欧盟每个成员国都依据欧盟的《农业环境法》的要求，给农民提供解决农业污染问题的赠款。农民只要签署了定期环境服务协议便可以获得赠款，协议签署是自愿的，但农民承诺的义务不仅限于协议中的良好农业实践。赠款可以弥补因采纳良好农业实践导致的收入减少和额外成本，而且不同生产实践有不同级别的成本分担方式重建赠款可用于鼓励农民放弃农业，以减少敏感地区的污染，例如荷兰敏感地区退休的农场主被迫将生产配额出售给政府。
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一些国家的农业环境计划采取了具体措施补偿农民对农业污染控制活动的高昂投资。这些赠款通常只用于硝酸盐最敏感的地区例如，英国的农田废弃物赠款计划为硝酸盐敏感区（Nitrate Vulnerable Zones，NVZs）的农业改良活动提供25%的资本金；法国为粪便贮存设施和农业污染控制计划（the Agricultural Pollution Control Programme，PMPOA）下的粪便管理提供补贴，该计划以5年土地管理合同为基础；在荷兰，大规模的粪便加工可以获得投资补贴以及基于环境改善系统的绩效补贴。丹麦为很多农业实践提供赠款，例如减少氮的施用（化肥削减到农作物需求量的60%）和永久绿地环境管理等，但不包括永久牧场管理和指定农业敏感区域（SAAs）的排水改造。
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在美国，农民可以从美国农业部获得管理农业非点源污染的援助。1985年美国农业部的《农业法》中有大量赠款计划，它对美国所有的农业计划进行管理。美国《清洁水法》第319款也为非点源污染计划执行提供赠款，分担示范项目、教育以及农场主信息共享的成本。这些自愿计划始于1990年，开始启动时预算经费不到10亿美元，到2002年经费已稳步增长到24亿美元。美国一些水质问题比较敏感的州，如切萨皮克湾周边州，已经对自愿采用最佳管理实践的农民给予补贴。
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德国也建立了补偿制度，将削减非点源的其他收益以补贴的形式支付给农民，除州或欧盟资助的农业环境准备金外，《联邦水法》（2000年修订版）还将10%的土地面积指定为水保护区（Water Protection Area，WPA），根据该法的要求，该地区采用最佳管理实践的农民可以获得水务公司的补偿。
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税收减免也是一种常见的资金援助形式，它包括税收抵免、免税或加速折旧或资本项目等。欧洲对农民直接的税收减免并不常见，因为小型农场中许多利润微薄，原本就几乎不纳税。而且农民认为申请税收减免比申请赠款的程序复杂，因此不愿意申请。荷兰农田重新分配过程中的税收减免负担项目是较少的例外，该项目旨在鼓励畜禽养殖场从硝酸盐敏感区迁移到非集中畜禽养殖区。美国的税收抵免是税收激励计划的核心部分，主要提供给集约化养殖区域的农民。
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在北欧，税收激励被广泛用于鼓励环保产业的发展，而瑞典则用于粪便加工厂的技术和市场开发。与补贴一样，政府与税收激励相关的主要问题是如何弥补税收中不可避免的费用损失。切萨皮克湾的经验也表明：必须慎重考虑给与采用不同最佳管理实践的农场主多大比例的赠款。一些实践的净成本非常低，或者实际上会增加农民的收益（如养分管理计划和化肥管理）。对这些实践，补贴水平应该相对较低，而对资本成本较高的措施，例如粪便运输或者处理措施，补贴水平应该比较高。
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6.交互执行
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国际经验回顾表明，大多数农业非点源问题严重的国家使用能够彼此加强的，集规制、经济手段、信息措施于一体的一揽子政策。丹麦使用一揽子政策手段，包括不同工具之间的“交互执行”。如农场主如果执行了“自愿性”的养分管理计划，就不用支付高昂的化肥税。一旦计划被提交，它就具有法律意义，并且允许其他经济手段以可交易的养分许可的形式运行，通过该手段农民可以把养分许可卖回给政府。此外，1998年《水供应法》允许管理机构指定饮用水敏感区，并对农场生产活动受补偿的购买活动进行限制。提交养分管理计划失败将导致农民得到欧盟共同农业政策的拨款减少。
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交互执行将是2003年开始的欧盟未来共同农业政策的特征。它可能要求农场主执行一定数量的环境措施，包括非点源污染管理实践，才能使产品和畜禽符合补贴要求。对畜禽养殖活动，这些环境措施包括为减少排放对粪便最小贮存量、农田粪便施撒和动物圈厩标准的要求。
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三、农业污染的监测和评估
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（一）农业污染影响的监测
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世界上已经进行了大量的研究，来精确量化流域内非点源污染源对地表水与地下水物化和生物特性的影响。由于仪器费用昂贵，此类研究通常只在小规模的排水区进行。近几年来，美国进行了几次试图确定和量化非点源污染的大规模尝试，并取得了一定的成果。
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美国1972年《清洁水法》修正案包括了两个重要条款。其中303（d）款要求各州制作水质不达标的水体名单并每两年向美国环保局提交更新过的名单；而305（b）条款要求各州编撰辖区内所有水体的水质清单并每两年向美国环保局提交更新过的清单。随后，美国环保局发布了关于各州制作《综合水质监测和评估报告》的指南，指南于2002开始实行，它建议各州将《水质清单报告》[CWA Section305（b）]和《污染水体名单》[CWA Section303（d）]整合在一起，提供一个综合的水质报告。
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根据《清洁水法》305（b）款，最新公布的国家水质清单总结了2000年美国50个州、哥伦比亚特区、5个领地、4个州际委员会和5个印地安部落所提交的水质报告。根据305（b）条款，各州水体的水质评估需要对水体的生物特性、动植物生活环境、物理（化学）特性以及（或）毒性等数据和其他相关信息进行综合分析。这个分析将有助于决定水体是否被污染以及污染问题的原因和污染源。一旦原因和污染源得以确定，就能确定主要问题的性质，即属于点源性污染还是非点源性污染。
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各州和地区通过评估所辖区域内的水体支持独立用途（如是否可以游泳，是否有水生动植物生长）的程度来划分不同的水体。先用一个图表总结独立用途的各个等级，然后将水体划分为生态良好、污染和不可用3个级别。对于被确定为污染的水体，《国家水质清单》会公布各州、领地、州际委员会和部落提交的主要污染物和污染源（这些信息随后会被用于制定与水体有关的最大日负荷计划）。
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美国《国家水质清单》进行的评估主要基于5类广义的监测数据：生物完整性数据、化学数据、物理数据、动植物生境数据和毒性数据。每类数据的评估结果将和其他数据（如主观的和/或描述性的评估）整合进行综合评估。如果所指的相关用途不同，某一类数据可能比其他的数据更具意义。
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一旦各州和地区将某一水体定级为污染水质，还必须识别造成污染的原因和污染源。为确定污染原因，美国环保局水办公室和科研办公室已经制定出一项半定量半定性的程序，以识别造成污染的刺激因素类型或组合。这些《刺激因素识别程序》可以帮助各州更准确地确定305（b）报告中的污染原因。确定损害特定用途的污染源非常困难，但周边环境监测数据可以提供有利的证据。一些情况下，实地观察可以提供与相关问题更加明确的信息，比如土地使用、底泥和生境，这些都可以是确定污染源的依据。在大多数情况下，也需要必要的附加信息，如流域的土地使用清单，许可行为记录，高度侵蚀土壤地区分布，最佳管理实践执行较差的区域识别，本底污染物的测量，或污染向大气或地下水的迁移。另外，有些州使用模型框架来确定污染源，这种方式尤其在涉及很多不同污染源的情况下。
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美国环保局设计了评估数据库（Assessment Database，ADB），作为储存和分析水质评估信息的州级和国家级数据库。评估数据库为各州对指定水体进行评价时提供了大量快捷的水体评估信息，它的数据信息包括支持水生生命的用途，与鱼类和贝类消费相关的人类健康风险以及休闲娱乐用途支持。一旦输入评价信息，评估数据库程序可以产生符合305（b）报告的清单和表。美国环保局支持基于计算机的程序来创建评估数据库文件和处理报告及数据恢复。ADB信息还将传递给美国环保局国家计算机中心（National Computer Center，NCC）主机的特别图书馆。
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1991年，根据《清洁水法》第319条，美国建立了由环保局管理的国家监测计划。计划内的每一个工程依据一套统一的国家指南进行，旨在科学地评价农业污染控制技术的有效性以及加深对特定流域的农业污染的了解。计划的监测包括，工程前期取样以建立水质基准、跟踪土地管理以及水化学与水生生物多样性的日常取样。监测结果采用美国环保局非点源管理系统软件（Non-Point Source Management System，NPSMS）的标准格式汇报，以便于各项目间的比较和形成国家级数据库。国家监测计划不同部分的资金来自很多合作部门，例如州政府、联邦政府、当地政府机关以及私有企业。美国环保局认为，由于要监测大批不同工程项目及不同的污染物类型，对工程项目各监测部分精确的成本分析非常复杂。然而，通常情况下，与监测相关的成本很高，占用了主要的工程项目资源。
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尽管对农业污染相关影响的直接监测为评估农业污染的政策有效性问题提供了最好衡量工具，但是目前仍存在许多不足，具体如下：有效的现场数据收集非常昂贵（一个工程项目可达100万美元），技术容易出现错误，例如，暴雨过程中大量的农业污染排放会因间歇的取样程序被漏掉农业活动变化与水质可测变化之间存在着明显的时间滞后现象（特别是地下水中一些污染物的停留期可达几年之久），这使得很难分离出干扰影响；由于基准线差别显著，很难比较区域间及区域内的水化学或生物数据。例如，土地与地理条件的变化（替代方法是比较数据的变化趋势，但这需要大量可比性的数据组）；虽然国家采用一系列的政策措施控制农业污染问题，但基本不可能分解观察到措施的影响。
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（二）农业—环境指数
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由于农业污染数据监测非常昂贵和困难，近年来，经济合作发展组织（Organisation for Economic Co-operation and Development，OECD）开发出一套更广泛的物理指数监测农业环境间的交互作用，该指数建立在“驱动力—状态—反应”（Drving Froces-State-Response，DFSR）或“因果”模型的基础之上，评估三个方面的内容：①即人类与经济活动对环境产生的影响；②由于压力造成的普遍存在的环境状况；③社会对①与②改变的反应。在此基础上，许多国际组织将目光集中于农业—环境指数的构建和发展。目前，发展最成熟的是欧盟成员国广泛使用的“农业—环境指数”。
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近年来，许多国际组织都非常关注农业—环境指标的形成，以监测各种措施的有效性。例如，为了实现里约热内卢大会的相关承诺，联合国可持续发展委员会在联合国粮农组织（Food and Agriculture Organization of the United Nations，FAO）的指导下开始准备可持续的农业和农村发展指标（Sustainable Agricultural and Rural Development，SARD）；欧洲环境局（European Environment Agency，EEA）在将环境问题纳入共同农业政策（CAP）以后开始在欧盟成员国通用的数据库STAR（Sustainability Targets And Reference）中设定农业—环境指标。
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值得一提的是，尽管近几年经济合作发展组织国家的数据收集工作取得了某种程度的成功，但经济合作发展组织最近的报告称一些农业—环境地区仍因知识与数据不足难以确定变化趋势，例如，由于农业活动导致的地下水污染及耗竭程度，与杀虫剂相关的人们健康与环境风险。有些情况下，不同指标间的联系十分明显却不容易监测，例如农场管理实践与环境改善之间的变化关系，农业及其他活动对水污染等的影响，等等。
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虽然与环境状况相关的最实用的农业环境政策指标来自驱动力模型，但是它们的成本、准确性、可比性和可分解性仍有很多重要问题。很多情况下，开发人类经济活动的农业污染指数（诸如“驱动力”或“反应”指数）比较容易且成本较小，例如投入与农场实践的变化。而且这些指数更容易与具体明确的政策目标相联系（例如“X”表示了实施粪便管理的农场数目，“y”表示年份等）。然而，这些指数对原因和影响的假设比较主观，容易导致不准确的判断。
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四、美国和欧盟的管理经验对中国的借鉴意义
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美国和欧盟对农业非点源污染的管理经验对我国有很好的借鉴意义。
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发达国家的经验表明，农民心理上不可避免地反对引进任何“国家强加”的新制度，但如果在制定和执行适应当地环境的政策过程中，他们以合伙人姿态出现，他们的拒绝心理会有所改变。简而言之，任何政策手段组合都应该包括一个强烈的自愿因素。但是，自愿计划和协议不是一个能够确保政策目标和标准强制实现的适宜工具，必须通过规章制度等强制性手段和最佳管理实践的应用来确保实现解决环境问题的最低标准，尤其是对一些高污染活动，例如规模化畜禽生产和敏感地区（如欧洲的硝酸盐敏感区）。
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由于农业污染控制与农民经营利益和生产决策息息相关，进行农业污染控制应该协调农业政策和农业非点源控制政策，使二者目标一致。对美国和欧盟经验的回顾表明，大多数国家已经意识到单个政策工具不可能有效解决农业非点源污染，而应该尝试采用成套的政策措施共同解决农业污染问题，这些措施一部分着眼于长远的效果，另一部分则出于短期目的可能随条件变化不断调整。理论上说，这种尝试可以促进环境的不断改善，而且留给了农民适应制度改变、财政压力以及计划削减成本活动的时间。
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根据上述的国际经验，我国目前还存在引进一系列针对农业非点源污染问题的规章制度和自愿性手段的空间，但是这些手段的引进必须是阶段性和渐进性的，这样才能根据条件的变化与经验教训做出相应修改，同时给予农民有时间去适应改变的规章与财务压力，并计划减少因行为方式改变造成的资金成本。另外，相关的补贴应尽可能集中于优先地区，例如生态敏感地带，而且所有的措施要通过为农民提供及时方便的信息和服务得以巩固加强。
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中国应该首先识别出最重要的农业污染区域和对污染行业实行较严格的农业污染控制，并将相关补贴尽可能集中在这些地区和行业。例如，中国可以划定自己的农业污染生态敏感区，在这个地理区域内实行最严格的农业污染控制，并在该区域进行农业污染控制各种市场手段的示范。中国应该识别农业污染最重要的污染来源（活动），通过各种许可证制度和污染排放控制体系对该行业进行管理。例如，参照欧盟（IPPC指令）或美国（CAFOs法规）的体系，应该建立一套有法律效力的许可系统来管理中国规模化的畜禽生产。这将有助于在中国污染最严重的农村工业中建立一套最佳管理实践，也有助于让农民更好地理解并达到中国已经设定的环境排放标准。同时，中国应该为敏感区域的小规模畜禽养殖场主（或养殖场主群体）引进自愿性的农业—环境计划，尝试并鼓励适应当地情况的最佳管理实践，例如与动物喂养、肥料贮存以及管理等相关的实践，并尽可能促进养殖场主间的合作。可补贴鼓励对计划的参与（补贴应与管理结果紧密联系），但重要的是计划的内容应促使养殖场主确信改变生产方式会给他们带来潜在的经济效益。同时一定要提供充足的信息和建议帮助他们对农场做出相应的必要改造。
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就经济手段而言，中国可以尝试在一两个关键性区域采用一套市场手段，用以支持法规、信息以及提高意识的政策。例如发展一项与畜禽数目、营养物排放或肥料进出口相关的可交易许可计划。但是，经济手段的执行依赖于对农民进行肥料处理或贮存场大量投资最初的经济支持，可以采用产品税（例如肥料税）方案来交叉补贴。
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另一方面，监测和数据不足是现有农业污染控制不力最重要原因。世界各国都已经意识到，没有任何一套单一指数可能适用于所有情况，因此政策制定者需要考虑数据的可用性、可用资源（财政、人员及设备）、涵盖的敏感地区以及要监测的特定政策目标，制定一个囊括取样指标和“代理”指标的指标清单，并排出优先序。
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为了精确估计政策实施造成的影响，尤其是对大多数环境敏感地区的影响，这些“代理”数据需由环境质量数据替代。然而，由于中国幅员辽阔，可用监测设备与资源却相对贫乏，应该根据农业污染危害的严重程度对地区划分优先次序。
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第五章 对我国区域农业污染综合治理的对策建议
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针对以上各章提出的问题，对增强我国区域农业污染综合治理提出如下建议：
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首先，打破“城乡二元结构”和现有工农业发展观念以及城市规划理念，建立起区域一体化发展的理念。区域在制订城市总体发展、经济与社会发展、基础设施建设等相关规划时，必须同时对农业和农村总体发展、经济与社会发展、基础设施发展等进行规划，并采取必要措施减轻工业化和城市化对农业、农村和农民的影响。区域在进行规划、管理和投资过程中应该做到“五个一体化”，即工业和农业一体化发展、城市和农村一体化规划、生产与环境保护一体化促进、收入和生活质量一体化提高、产品和污染一本化管理。
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其次，完善农业环境保护的立法，明确各部门对农业环境保护的职能。系统建立农业生态环境法规和标准，积极修订现有不合理的法律标准。在管理上建立农业污染的综合协调机构，促进计划、农业、环保、水利、国土资源、财政等多个部门对农业环境保护参与和协同作用。
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第三，建立起可持续的农业发展理念，推进农业清洁生产和生态农业。将农业可持续发展贯穿于农业产业政策中，并把它作为农业相关部门的管理和决策价值基础，成为指导农业决策的核心理念。从源头上减轻农业污染的产生，推进和实施农业清洁生产，实施农业资源循环利用工程，大力推广畜禽粪便、生活污水、生活垃圾、秸秆等生产、生活废弃物资源化利用。
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第四，识别重要区域进行专项规划。中国农业环境污染负荷最大的地区多为发达城市的近郊区和郊区，这些地区虽然农业总量小，却最先接受工业和城市污染的影响，由于本身土地资源有限和环境容量相对较小，污染状况十分严重，因此应该成为中国农业环境污染控制的重点领域。另外，这些地区靠近发达城市，城市的辐射能力相对较强，农民的生活水平相对较高，也是进行农业污染控制最可行的区域。
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第五，识别重要污染问题和污染来源进行专项治理和示范。从污染类型来看，目前和将来中国农业污染的主要压力来自化肥和畜禽养殖，尤其是集中式的畜禽养殖应成为国家进行农业污染控制的重中之重，因此国家应该对化肥流失和畜禽污染的防治加大力度，促进种植养殖业的结合、农田最佳管理实践的推广和对畜禽养殖业的规范管理。必须将畜禽生产、粪尿与污水处理、能源与环境工程、种植业的养分管理甚至水产业等统一进行考虑和规划，多方面配合起来协调发展，以期把环境污染减少或控制到最低限度，最终实现种植业和畜禽养殖业的可持续发展。集中式畜禽养殖，尤其是大中规模的集中式畜禽养殖必须纳入工业点源污染的管理框架之内，并针对畜禽养殖污染的特征，促进种养平衡和畜禽废物污水的综合利用，减轻污染。
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第六，采用混合的管理手段。从污染控制的政策手段来看，国家不能依靠单一的行政手段和国家投入来解决农业污染的问题，而应该大力推行经济手段和自愿性手段，在保障粮食安全和增加农民收入的同时，保障食品安全和减少农业污染，提高农民的环境意识和对环境保护的参与。例如，可以同补贴沼气工程建设一样，对畜禽养殖粪便贮存设施和运输、有机废物堆肥工程给予补贴等，或者通过与农民签订合同来推广示范农业最佳管理实践。
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第七，促进新农村建设过程中的环境基础设施建设，进一步大力推进农村地区的改水改厕，保障居民的饮用水安全和卫生安全，促进农村地区村容村貌的整齐和洁净，给农村居民提供健康愉悦的生活环境。在新农村环境建设中，坚持以人为本、合理布局、统筹兼顾的原则，以改善农村环境基础设施为重点，高起点建设农村人口居住点，改善卫生和生存条件，远离污染源。加大资金投入力度。农村环境基础设施建设，资金是关键。在加大政府财政投入力度的同时，还必须多渠道筹措资金，可尝试运用市场化方式推进农村环境基础设施建设。重点加大农村小型环保基础设施建设力度，探索建设简易可行适度集中的农村污水和垃圾排放处理系统。
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第八，加强乡镇工业污染治理，并采取措施减轻工业和城市污染对农村地区的影响。加大执法力度，定期开展对农村乡镇企业的专项治理，对产业结构不合理、污染严重、治理无望的农村乡镇企业以及国家强制关停和产业政策明令淘汰的乡镇企业，要坚决予以取缔。加强对城市和工业的监督和管理，严防一些工厂偷排、超排污染物进入农村水土环境，严厉打击那些违规营运的企业以及新生的小型污染企业，从源头堵住环境污染事件的发生。
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第九，对农业和农村污染现状进行普查，建立农业和农村污染的监测体系，鼓励和扶持农业和农村污染的相关基础研究和应用研究。首先，国家应该对中国农村的水环境、土壤环境以及农产品质量状况进行普查，摸清家底，建立系统的农业和农村污染监测体系，将农业环境监测纳入现有常规的环境监测体系之中，实现监测工作常规化、规范化、制度化。其次，建立国家农业环境数据库，明确监测数据和统计数据的信息公开，要求各相关部门向相关机构、公众定期发布相关数据。第三，加大农业和农村环境问题的科技投入，支持对农村污染物产生、迁移和转化的基础研究，农业污染估算和农业一环境政策评估的应用研究和农业污染防治最佳管理实践的示范，在此基础上发展适合中国国情的、针对不同区域的农业和农村污染管理和控制实践的技术指南。
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第十，发挥现有农村基层土肥站、技术推广站的作用，开展和扶持农村技术推广，对农民进行生产技能的培训，指导他们正确施用化肥、农药，在促进农民增产增收的同时减少环境污染。
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第十一，利用基础教育、大众传媒、街头宣传、专家讲座和入户宣讲等形式，采用简单、直观、易于理解的方式，对公众进行农业环境保护宣传和教育，推进公共参与。并结合科技扶贫、文艺下乡和每年的环保日活动，联合妇联、工会、科协和一些社会团体，用农民喜闻乐见的形式，大力开展环保知识下乡活动，对农村人口进行广泛的环保知识宣传教育。组织力量编写贴近农村生活、通俗易懂的环保宣传手册和图文并茂的宣传画，让广大农民了解农村存在的环境污染状况和所带来的严重后果，教育广大农民在日常生活中注重环境保护。
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