王一超，趙桂慎，彭 澎，梁 龍，李彩戀

（中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，北京 100193）

生態(tài)效率（Eco-efficiency，EE）是當(dāng)前用于定量化分析產(chǎn)品或服務(wù)、產(chǎn)業(yè)、區(qū)域以及系統(tǒng)可持續(xù)性的重要方法與指標(biāo)之一，其主要特征是針對(duì)人類(lèi)主導(dǎo)的社會(huì)經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)進(jìn)行經(jīng)濟(jì)價(jià)值和環(huán)境影響兩方面的整體評(píng)估，如在工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等活動(dòng)中不僅需要考慮經(jīng)濟(jì)產(chǎn)出值，還要考量其環(huán)境效應(yīng)。大城市郊區(qū)是城市農(nóng)產(chǎn)品供給的重要基地，尤其是在農(nóng)產(chǎn)品應(yīng)急保障方面，具有舉足輕重的作用和價(jià)值。從種植業(yè)角度看，農(nóng)業(yè)種植結(jié)構(gòu)的調(diào)整不僅受到經(jīng)濟(jì)效益的影響，也同樣面臨土地資源、水資源和環(huán)境質(zhì)量等多重約束，如何優(yōu)化大城市郊區(qū)農(nóng)業(yè)用地空間布局，在提高農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)收益的同時(shí)提升農(nóng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的生態(tài)效率，減少農(nóng)業(yè)面源污染，保障區(qū)域生態(tài)安全，已成為當(dāng)前普遍關(guān)注的熱點(diǎn)問(wèn)題[1-4]。一些研究[5-8]及“第一次全國(guó)污染源普查公報(bào)（2010）”結(jié)果顯示[9]，中國(guó)農(nóng)業(yè)源的化學(xué)需氧量、總氮、總磷的排放量對(duì)中國(guó)面源污染的貢獻(xiàn)率已超過(guò)50%。華北平原地區(qū)作為我國(guó)農(nóng)業(yè)主產(chǎn)區(qū)之一，長(zhǎng)期以來(lái)高投入高產(chǎn)出的糧食生產(chǎn)模式導(dǎo)致的資源環(huán)境問(wèn)題日益突出，這不僅導(dǎo)致地下水硝酸鹽超標(biāo)等環(huán)境問(wèn)題[10]，也使區(qū)域水資源等面臨嚴(yán)峻挑戰(zhàn)，對(duì)區(qū)域生態(tài)環(huán)境安全造成了嚴(yán)重威脅[11-12]。北京市位于華北平原北部，是“京津冀”協(xié)同發(fā)展的核心區(qū)。近年來(lái)，北京市以發(fā)展都市型現(xiàn)代農(nóng)業(yè)為主，農(nóng)業(yè)用地結(jié)構(gòu)和生產(chǎn)結(jié)構(gòu)不斷優(yōu)化，主要表現(xiàn)為農(nóng)業(yè)功能呈現(xiàn)多樣化特征，農(nóng)產(chǎn)品供給不再是全市農(nóng)業(yè)發(fā)展的主要目標(biāo)，大幅減少糧食種植面積，擴(kuò)大林地面積，大力發(fā)展景觀農(nóng)業(yè)和休閑農(nóng)業(yè)，農(nóng)業(yè)的生態(tài)功能、休閑功能、教育功能以及科技示范功能越來(lái)越突出，農(nóng)業(yè)發(fā)展取得了顯著成效，但同時(shí)，郊區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)呈現(xiàn)出較低資源產(chǎn)出效率的問(wèn)題[13-14]。在此背景下，北京市郊區(qū)種植業(yè)結(jié)構(gòu)如何調(diào)整和布局，如何提升種植業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的生態(tài)效率，已經(jīng)成為農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展亟待解決的關(guān)鍵問(wèn)題之一。

眾所周知，每一個(gè)作物生產(chǎn)系統(tǒng)都是開(kāi)放的復(fù)雜系統(tǒng)，不同作物在不同區(qū)域的資源轉(zhuǎn)化利用效率及其對(duì)環(huán)境的影響具有很大差異，如何客觀評(píng)價(jià)不同作物生產(chǎn)系統(tǒng)的生態(tài)效率對(duì)北京市的農(nóng)業(yè)用地結(jié)構(gòu)調(diào)整和農(nóng)業(yè)內(nèi)部結(jié)構(gòu)調(diào)整具有重要的參考價(jià)值。本研究整合能值分析和生命周期評(píng)價(jià)兩種方法，充分考慮期望產(chǎn)出效率和非期望產(chǎn)出效率兩個(gè)方面，構(gòu)建了新的生態(tài)效率計(jì)算方法，綜合評(píng)價(jià)農(nóng)作物生產(chǎn)系統(tǒng)的生產(chǎn)效率，并以北京市郊區(qū)典型的種植業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)為研究對(duì)象，探討北京市郊區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)生態(tài)效率提升途徑，為京郊種植業(yè)內(nèi)部結(jié)構(gòu)優(yōu)化調(diào)整提供科學(xué)的決策參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究對(duì)象

北京市位于北緯 39°26′～41°03′，東經(jīng) 115°25′～117°30′。地處華北平原北部，總面積 16 410.5 km2，其中山地面積占62%，平原面積占38%。北京屬于暖溫帶半濕潤(rùn)半干旱大陸性季風(fēng)氣候區(qū)，夏季高溫多雨，冬季寒冷干燥，年平均氣溫在8～12℃，年均降水量約470～600 mm。土壤類(lèi)型主要包括褐土、潮褐土和潮土等，土壤質(zhì)地以壤質(zhì)土為主。良好的光熱資源和土壤類(lèi)型有利于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。根據(jù)北京市郊區(qū)產(chǎn)業(yè)發(fā)展現(xiàn)狀和布局以及調(diào)研的典型作物，選取北京市延慶區(qū)、大興區(qū)和平谷區(qū)為調(diào)研區(qū)域，即選取延慶縣的玉米種植模式代表糧食生產(chǎn)系統(tǒng)，平谷區(qū)的大桃種植模式代表果樹(shù)生產(chǎn)系統(tǒng)，大興區(qū)的“西瓜+蔬菜”種植模式代表蔬菜生產(chǎn)系統(tǒng)。并分別在延慶縣、大興區(qū)和平谷區(qū)3區(qū)內(nèi)各選取3個(gè)典型村，每村隨機(jī)選取12戶(hù)，共計(jì)108戶(hù)進(jìn)行問(wèn)卷調(diào)研。調(diào)研內(nèi)容主要包括農(nóng)戶(hù)勞動(dòng)力就業(yè)結(jié)構(gòu)、家庭年收入及其結(jié)構(gòu)、主要農(nóng)作物種植結(jié)構(gòu)、農(nóng)資投入情況和農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)出情況等。數(shù)據(jù)來(lái)源主要包括2014年針對(duì)北京市郊區(qū)典型的糧食、蔬菜、果園種植模式的農(nóng)戶(hù)調(diào)查問(wèn)卷和相關(guān)統(tǒng)計(jì)資料。

1.2 研究方法

本研究采用Odum創(chuàng)立的能值分析（Emergy Analysis，EA）方法作為研究系統(tǒng)資源投入和農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)出等物質(zhì)和能量流利用效率的量化方法[15]。能值分析方法通過(guò)將生態(tài)經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)中流動(dòng)和儲(chǔ)存的各種不同類(lèi)別和性質(zhì)的能量和物質(zhì)轉(zhuǎn)換為統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)的太陽(yáng)能值，可以實(shí)現(xiàn)對(duì)系統(tǒng)資源利用效率、環(huán)境負(fù)荷和可持續(xù)性等方面進(jìn)行定量化評(píng)價(jià)[16]。能值分析是在系統(tǒng)生態(tài)、能量生態(tài)和生態(tài)經(jīng)濟(jì)理論的基礎(chǔ)上創(chuàng)立的一種研究方法。由于能值分析理論對(duì)于環(huán)境資源價(jià)值的考慮，使其特別適合于分析由自然環(huán)境和人類(lèi)經(jīng)濟(jì)活動(dòng)交叉形成的復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)，并得到了國(guó)內(nèi)外學(xué)者的廣泛運(yùn)用，尤其是在農(nóng)業(yè)和社會(huì)經(jīng)濟(jì)復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)領(lǐng)域[16-19]。農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)作為一種典型的社會(huì)經(jīng)濟(jì)與生態(tài)復(fù)合系統(tǒng)，其運(yùn)轉(zhuǎn)受到自然環(huán)境與經(jīng)濟(jì)社會(huì)的共同驅(qū)動(dòng)，因此能值分析理論對(duì)于農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)表現(xiàn)出更好的適用性。

對(duì)于環(huán)境效應(yīng)的評(píng)估，本研究采用生命周期評(píng)價(jià)（Life Cycle Assessment，LCA）方法。生命周期評(píng)價(jià)在環(huán)境影響評(píng)價(jià)領(lǐng)域的應(yīng)用廣泛，多年以來(lái)，形成了ecoindicator 99、IMPACT 2002、ReCiPe 2008 等多種基于生命周期的環(huán)境影響評(píng)價(jià)方法體系。自20世紀(jì)90年代中期以來(lái)，LCA逐漸被應(yīng)用于農(nóng)業(yè)領(lǐng)域并得到迅速發(fā)展，當(dāng)前已成為世界農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)環(huán)境影響評(píng)價(jià)的重要方法。農(nóng)業(yè)領(lǐng)域的研究涉及種植、養(yǎng)殖、農(nóng)業(yè)廢棄物資源化等方面，評(píng)價(jià)指標(biāo)以富營(yíng)養(yǎng)化、淡水酸化、溫室氣體排放、土壤毒性等為主，同時(shí)也包含多指標(biāo)的綜合評(píng)價(jià)[22-25]。但是，與工業(yè)領(lǐng)域相比，LCA在農(nóng)業(yè)中的應(yīng)用仍然相對(duì)不足，并且尚未形成完善的農(nóng)業(yè)生命周期評(píng)價(jià)方法框架和數(shù)據(jù)庫(kù)。

生態(tài)效率在基礎(chǔ)生態(tài)學(xué)中一般指能量在生態(tài)系統(tǒng)的食物鏈上相鄰營(yíng)養(yǎng)級(jí)間的利用效率，其內(nèi)涵在不同的應(yīng)用領(lǐng)域有所不同。由世界可持續(xù)發(fā)展工商理事會(huì)（WBCSD）提出的定義被廣泛接受，即“生態(tài)效率要通過(guò)提供能滿(mǎn)足人類(lèi)需求和提高生活質(zhì)量的競(jìng)爭(zhēng)性定價(jià)商品與服務(wù)，同時(shí)使整個(gè)壽命周期的生態(tài)影響與資源強(qiáng)度逐漸降低到一個(gè)至少與地球的估計(jì)承載能力一致的水平來(lái)實(shí)現(xiàn)”[26-27]。目前生態(tài)效率的研究涵蓋企業(yè)、行業(yè)、產(chǎn)業(yè)、區(qū)域等各種層次[28-31]，是可持續(xù)性評(píng)價(jià)的重要方法。農(nóng)業(yè)生態(tài)效率的評(píng)估體現(xiàn)為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的資源投入、農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)出和環(huán)境效應(yīng)三個(gè)方面的綜合效率。

圖1 研究框架Figure1 Research framework

本文在農(nóng)戶(hù)調(diào)研和相關(guān)資料收集的基礎(chǔ)上，分別運(yùn)用能值分析和生命周期評(píng)價(jià)方法測(cè)算農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的期望產(chǎn)出效率和非期望產(chǎn)出效率，并將兩者耦合成生態(tài)效率模型對(duì)農(nóng)業(yè)系統(tǒng)的生態(tài)效率進(jìn)行評(píng)估。敏感性分析用以評(píng)估不同農(nóng)業(yè)生產(chǎn)要素對(duì)評(píng)估結(jié)果的影響，同時(shí)設(shè)計(jì)了情景分析，嘗試對(duì)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)要素投入結(jié)構(gòu)的優(yōu)化提出科學(xué)建議，研究框架見(jiàn)圖1。

（1）期望產(chǎn)出效率測(cè)算方法

運(yùn)用能值分析方法測(cè)算系統(tǒng)的能值投入產(chǎn)出比。能值投入產(chǎn)出比是評(píng)價(jià)系統(tǒng)或產(chǎn)品的能值利用效率的重要指標(biāo)，在本文中用于表征期望產(chǎn)出效率。能值投入產(chǎn)出比越高，則能值利用效率越低，系統(tǒng)期望產(chǎn)出效率越低，反之，能值利用效率越高，系統(tǒng)期望產(chǎn)出效率越高。能值投入產(chǎn)出比的計(jì)算公式如下：

式中：EIOR指能值投入產(chǎn)出比（Emergy Input-Output Ratio）；H指人為投入能值；N指自然投入能值；O指能值產(chǎn)出量，衡量生產(chǎn)單位產(chǎn)品所需投入的能值量。

期望產(chǎn)出效率的計(jì)算公式：

式中：EOE指期望產(chǎn)出效率（Expected Output Efficiency）。

（2）非期望產(chǎn)出效率測(cè)算方法

運(yùn)用LCA方法測(cè)算非期望產(chǎn)出效率。非期望產(chǎn)出包括兩部分：人體健康潛在危害值（The Potential Damage of Human Health）和生態(tài)系統(tǒng)健康潛在危害值（The Potential Damage of Ecological System Health）。

人體健康潛在危害值的計(jì)算公式：

式中：HH指Human Health，LCA的end-point指標(biāo)中人體健康指標(biāo)的計(jì)算結(jié)果；Pi（Pollutant）指對(duì)該指標(biāo)有影響的每種污染物排放量；Fhi指每種污染物對(duì)應(yīng)的人體健康潛在危害系數(shù)，參考ReCiPe 2008[32]。

生態(tài)系統(tǒng)健康潛在危害值的計(jì)算公式：

式中：ESH指 Ecological System Health，LCA的 endpoint指標(biāo)中生態(tài)系統(tǒng)健康指標(biāo)的計(jì)算結(jié)果；Pi指對(duì)該指標(biāo)有影響的每種污染物的排放量；Fei指每種污染物對(duì)應(yīng)的生態(tài)系統(tǒng)健康潛在危害系數(shù)，參考ReCiPe 2008[32]。

非期望產(chǎn)出效率的計(jì)算公式：

式中：UOE指非期望產(chǎn)出效率（Undesirable Output Efficiency）。

（3）生態(tài)效率測(cè)算方法

整合期望產(chǎn)出效率和非期望產(chǎn)出效率得到生態(tài)效率的計(jì)量方法：

式中：EE代表生態(tài)效率；EIOR表示系統(tǒng)產(chǎn)出的能值投入產(chǎn)出比；HH表示系統(tǒng)導(dǎo)致人體健康潛在危害值；ESH表示自然生態(tài)系統(tǒng)健康潛在危害值。

表1 三種典型農(nóng)作物生產(chǎn)系統(tǒng)能值分析Table1 Emergy analysis of three typical corn production systems

2 結(jié)果與分析

2.1 期望產(chǎn)出效率分析

運(yùn)用能值分析方法核算玉米、蔬菜和大桃3種農(nóng)作物生產(chǎn)系統(tǒng)的能值投入產(chǎn)出情況，以評(píng)估3類(lèi)農(nóng)作物的期望產(chǎn)出效率。投入要素綜合考慮自然投入和人為投入，并且依據(jù)不同要素的可更新比例，核算不同農(nóng)作物對(duì)不可更新資源的依賴(lài)程度，結(jié)果見(jiàn)表1。

如表1所示，玉米、蔬菜和桃的每公頃能值投入總量分別是 9.64×1015、2.90×1016、2.55×1016sej。蔬菜的總能值消耗分別是玉米和桃的3.01倍和1.14倍。從資源類(lèi)別上看，玉米、蔬菜和桃的每公頃可更新能值投入分別是 3.08×1015、1.14×1016、1.20×1016sej，占其能值投入總量的32%、39%和47%；不可更新能值投入量分別是 6.57×1015、1.76×1016、1.35×1016sej。由此可見(jiàn)，3種模式對(duì)不可更新能值都具有較高的依賴(lài)程度，其中蔬菜最高，桃次之，玉米最低。

玉米、蔬菜和桃的能值投入產(chǎn)出比分別是6.61×104、1.47×105、1.92×105sej·J-1。玉米的期望產(chǎn)出效率最高，蔬菜其次，桃最低。因?yàn)樵?類(lèi)模式分屬不同作物，故期望產(chǎn)出效率的不同不僅與能值投入結(jié)構(gòu)相關(guān)，而且與作物的生物屬性有關(guān)。玉米投入的地下水灌溉能值以及抽取地下水消耗的電能能值較大，而設(shè)施蔬菜營(yíng)造生產(chǎn)小氣候需要比大田蔬菜投入較多購(gòu)買(mǎi)能值，導(dǎo)致期望產(chǎn)出效率相對(duì)較低。

表2 ReCiPe 2008中的end-point指標(biāo)單位質(zhì)量污染物的危害參數(shù)Table2 Damage factors of end-point indices in ReCiPe 2008

2.2 非期望產(chǎn)出效率分析

本文采用ReCiPe 2008[32]對(duì)玉米、蔬菜和桃生產(chǎn)系統(tǒng)生命周期的環(huán)境影響進(jìn)行評(píng)估。評(píng)價(jià)指標(biāo)包括人體健康和生態(tài)系統(tǒng)健康兩種終端（end-point）評(píng)價(jià)指標(biāo)，用于評(píng)價(jià)各種生產(chǎn)系統(tǒng)的非期望產(chǎn)出效率。全生命周期排放的主要污染物類(lèi)型及其對(duì)應(yīng)的危害參數(shù)見(jiàn)表2。

根據(jù)相關(guān)研究結(jié)果，按照相應(yīng)的折算系數(shù)[40-50]，將3類(lèi)種植系統(tǒng)全生命周期的各種物質(zhì)投入折算為各項(xiàng)污染物排放量（表3），然后結(jié)合ReCiPe 2008中的人體健康潛在危害系數(shù)和生態(tài)系統(tǒng)健康潛在危害系數(shù)（表2），核算各項(xiàng)污染物的環(huán)境效應(yīng)，具體計(jì)算結(jié)果見(jiàn)表3。

從人體健康潛在危害值看（表3），單位面積玉米、蔬菜和桃生產(chǎn)系統(tǒng)生命周期對(duì)人體健康潛在危害值分別是 1.56×10-2、4.49×10-2、3.88×10-2DALY·hm-2。蔬菜的危害值分別是玉米和桃的2.88倍和1.16倍。在玉米生命周期中：氮肥的貢獻(xiàn)率高達(dá)78%，占絕對(duì)主導(dǎo)地位；糞肥其次：占8%；電力第三，占7%；其他類(lèi)型的投入貢獻(xiàn)較小。在蔬菜生命周期中：糞肥的貢獻(xiàn)率最大，為54%；氮肥其次，為27%；電力第三，占10%。在桃生命周期中：糞肥與氮肥的貢獻(xiàn)率相近，分別占40%；電力第三，占9%?；瘜W(xué)氮肥在生產(chǎn)階段排放大量溫室氣體，在田間施用階段NH3、氮氧化物和硝酸鹽的大量排放使其成為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)生命周期主要的環(huán)境影響來(lái)源。在蔬菜和桃生產(chǎn)中，糞肥的投入量較大，給土壤帶來(lái)了大量重金屬，導(dǎo)致糞肥在人體健康危害值中所占比例較高。

從生態(tài)系統(tǒng)健康潛在危害值看（表3），單位面積玉米、蔬菜和桃生產(chǎn)系統(tǒng)生命周期對(duì)生態(tài)系統(tǒng)健康的危害值分別是 4.97×10-5、1.39×10-4、9.94×10-5species·a·hm-2。蔬菜的危害值分別是玉米和桃的2.80倍和1.40倍。在玉米生命周期中，氮肥的貢獻(xiàn)率達(dá)62%，農(nóng)藥18%，電力11%，其他投入類(lèi)型的貢獻(xiàn)較小。在蔬菜生命周期中，貢獻(xiàn)率最大的4類(lèi)分別是氮肥、農(nóng)藥、電力和糞肥，分別占40%、24%、15%和12%。在桃生命周期中，貢獻(xiàn)率最大的3類(lèi)分別是氮肥、農(nóng)藥和電力，分別占39%、19%和17%。整體上看，氮肥、農(nóng)藥和電力是對(duì)生態(tài)系統(tǒng)健康危害最大的3類(lèi)投入。玉米生產(chǎn)中氮肥是主要的肥料類(lèi)型，其余如磷肥、鉀肥和糞肥的投入量較少，其余農(nóng)資的投入量也相對(duì)較少；對(duì)蔬菜而言，磷肥、鉀肥和氮肥同樣重要，并且蔬菜種植一年兩季，底肥中施用大量的糞肥，因此糞肥的貢獻(xiàn)率較大。另外，蔬菜的生產(chǎn)過(guò)程中農(nóng)藥的使用次數(shù)較多，用量較大，因此農(nóng)藥的貢獻(xiàn)率較大；大桃生產(chǎn)中農(nóng)藥使用次數(shù)較多，灌溉用水消耗的電能較大，因此農(nóng)藥和電能的貢獻(xiàn)率較高。

單位面積玉米、蔬菜和桃農(nóng)作物生產(chǎn)系統(tǒng)的非期望產(chǎn)出效率分別是 1.29×106、1.60×105和 2.59×105，玉米的非期望產(chǎn)出效率最高，桃其次，蔬菜最低（表4）。

2.3 生態(tài)效率分析

由表4可知玉米的生態(tài)效率最高，為2.95×10-4；蔬菜其次，為 7.42×10-6；桃最低，為 7.05×10-6。在 3 種不同的作物生產(chǎn)系統(tǒng)中：玉米的期望產(chǎn)出效率和非期望產(chǎn)出效率都顯著優(yōu)于蔬菜和桃，因此玉米的生態(tài)效率最高；蔬菜的期望產(chǎn)出效率僅次于玉米，但是非期望產(chǎn)出效率最低；桃的期望產(chǎn)出效率最小，非期望產(chǎn)出效率居中，生態(tài)效率略低于蔬菜。

表3 北京市典型農(nóng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的環(huán)境影響潛值核算Table3 The values of environmental potential damages for typical agricultural production in Beijing City

表4 北京市典型作物生產(chǎn)系統(tǒng)的生態(tài)效率比較Table4 The comparison of eco-efficiency for typical agricultural production in Beijing City

2.4 敏感性分析

以蔬菜生產(chǎn)系統(tǒng)為例，針對(duì)氮肥、糞肥、農(nóng)藥和電能這4種對(duì)生態(tài)效率貢獻(xiàn)率較大的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料進(jìn)行敏感性分析。假定以上4種外部投入各增減10%、20%和30%，而其他變量不變時(shí)，分析以上變化對(duì)蔬菜生產(chǎn)系統(tǒng)生態(tài)效率的影響。

結(jié)果表明（圖2），在4種投入要素中，電能的敏感性與使用地下水灌溉有關(guān)，地下水能值占能值投入總量的27%，電能占9%，將二者合并考慮，其能值占蔬菜生產(chǎn)系統(tǒng)能值投入總量的比例最高。并且，電能生產(chǎn)帶來(lái)的非期望產(chǎn)出也較高，因此電能的敏感性最強(qiáng)。氮肥占能值投入總量的12%，低于電能，但是氮肥生產(chǎn)與施用過(guò)程的非期望產(chǎn)出較高，故氮肥用量對(duì)生態(tài)效率的敏感性也較強(qiáng)。蔬菜生產(chǎn)中投入了大量的糞肥作為底肥，糞肥的能值比重不高，但其包含較多的重金屬等非期望產(chǎn)出，因此糞肥的敏感性次于氮肥。農(nóng)藥的非期望產(chǎn)出較高，但是能值比重較低，整體上看敏感性最低。

圖2 生態(tài)效率的敏感性分析Figure2 The sensitivity analysis for eco-efficiency

表5 以有機(jī)肥替代化肥情景模擬分析結(jié)果Table5 The results of the scenario analysis for substitution of manure for fertilizer

2.5 情景模擬分析

增加有機(jī)肥的施用，不僅能增加土壤有機(jī)質(zhì)含量，也是常見(jiàn)的替代化肥措施。上述研究結(jié)果表明，化肥中氮肥的投入在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)能值投入量和環(huán)境影響潛力值中所占比例較高，是影響農(nóng)業(yè)生態(tài)效率的主要因素。因此，通過(guò)設(shè)計(jì)兩種有機(jī)肥替代化肥方案的情景模擬，嘗試分析替代后農(nóng)業(yè)生態(tài)效率等關(guān)鍵指標(biāo)的變化情況。兩種方案分別是有機(jī)肥替代化肥的50%和100%，而且有機(jī)肥中的氮素含量與原有化學(xué)氮肥用量相等，并假定其他投入要素和產(chǎn)出均不變，從而分析不同作物生產(chǎn)系統(tǒng)在有機(jī)肥替代化肥前后生態(tài)效率等關(guān)鍵指標(biāo)的變化情況。

情景分析結(jié)果表明（表5），用有機(jī)肥完全替代化肥時(shí)，3種作物生產(chǎn)系統(tǒng)的能值投入總量降低了20%～25%；生態(tài)系統(tǒng)健康潛在危害值降低了29%～39%，但是人體健康傷害指數(shù)卻提高了36%～79%，生態(tài)效率提高了62%～63%；當(dāng)有機(jī)肥替代50%的化肥時(shí)，3種作物生產(chǎn)系統(tǒng)的能值投入總量降低了10%～13%；生態(tài)系統(tǒng)健康潛在危害值降低了15%～19%，人體健康傷害指數(shù)卻提高了18%～40%，生態(tài)效率提高了16%～23%。主要是由于有機(jī)肥中含有較多的重金屬，人體毒性潛值增加，最終導(dǎo)致對(duì)人體健康的危害風(fēng)險(xiǎn)增加。總體上看，用有機(jī)肥替代化肥后，各個(gè)農(nóng)作物生產(chǎn)系統(tǒng)的生態(tài)效率顯著提高。

3 討論

種植業(yè)產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整與布局需要綜合考慮其經(jīng)濟(jì)效益、生態(tài)效益和社會(huì)效益等各個(gè)方面。經(jīng)濟(jì)效益主要考慮產(chǎn)量、收益等指標(biāo)[1]，生態(tài)效益主要從不同農(nóng)作物生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值等角度[4]，資源效益主要是從土地資源和水資源等角度[2-3]。研究方法則包含線性規(guī)劃法、數(shù)據(jù)包絡(luò)法（DEA）、指標(biāo)體系法等，大多數(shù)情況下，這些方法都是從單一角度出發(fā)進(jìn)行分析，很難做出客觀的綜合判定。近20年來(lái)，能值分析與生命周期評(píng)價(jià)方法在農(nóng)業(yè)評(píng)價(jià)領(lǐng)域的應(yīng)用也非常廣泛[16，49]，但是兩者通常分別用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的資源效率評(píng)價(jià)和環(huán)境影響評(píng)估，盡管有些研究嘗試整合兩種方法對(duì)農(nóng)業(yè)系統(tǒng)進(jìn)行資源環(huán)境綜合分析[22]，但通常只是將兩種方法簡(jiǎn)單組合在一起，沒(méi)有構(gòu)建耦合評(píng)價(jià)模型。本文嘗試基于兩種方法構(gòu)建生態(tài)效率評(píng)價(jià)的耦合模型，為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)結(jié)構(gòu)調(diào)整及優(yōu)化分析提供一種評(píng)價(jià)方法。該種生態(tài)效率的測(cè)算模型與相關(guān)研究相比，其優(yōu)勢(shì)主要體現(xiàn)為：（1）相關(guān)研究的生態(tài)效率測(cè)算通常通過(guò)構(gòu)建涵蓋社會(huì)經(jīng)濟(jì)與資源環(huán)境類(lèi)的指標(biāo)體系，然后通過(guò)數(shù)據(jù)包絡(luò)法等方法形成綜合評(píng)價(jià)指數(shù)，在指標(biāo)選取上具有較大的主觀性，并且存在較高的不確定性[26，28-29]；（2）能值分析中只考慮了能值產(chǎn)出等期望產(chǎn)出效率，而沒(méi)有考慮環(huán)境影響等非期望產(chǎn)出效率，而生命周期評(píng)價(jià)則更側(cè)重于非期望產(chǎn)出效率[34，41]；（3）在指標(biāo)整合成綜合指數(shù)的過(guò)程中，數(shù)據(jù)包絡(luò)法等方法是根據(jù)指標(biāo)數(shù)據(jù)的方差或熵等數(shù)學(xué)屬性進(jìn)行權(quán)重分配和指標(biāo)整合。而能值分析是通過(guò)能值（或能量）角度來(lái)量化資源效率，生命周期評(píng)價(jià)是通過(guò)污染物的環(huán)境影響潛值來(lái)量化環(huán)境效應(yīng)，通過(guò)耦合模型計(jì)算的生態(tài)效率綜合評(píng)價(jià)指數(shù)更具客觀性和科學(xué)性。

如何進(jìn)行郊區(qū)農(nóng)業(yè)的結(jié)構(gòu)調(diào)整與優(yōu)化一直是北京市政府十分關(guān)注的焦點(diǎn)問(wèn)題。從分析結(jié)果來(lái)看，不同作物生產(chǎn)系統(tǒng)的綜合效益表現(xiàn)出很大差異，糧食作物經(jīng)濟(jì)價(jià)值低，但生態(tài)效率高，且具有一定的糧食安全保障作用；溫室蔬菜的經(jīng)濟(jì)效益高，生態(tài)效率較低；果園經(jīng)濟(jì)效益高，生態(tài)效率最低，但其一般分布在山地丘陵地區(qū)，不占用平原耕地。京郊種植業(yè)的空間結(jié)構(gòu)優(yōu)化需要在生態(tài)環(huán)境效益與經(jīng)濟(jì)效益之間做出權(quán)衡選擇，以往研究更注重產(chǎn)品的供給能力、環(huán)境影響或不同農(nóng)業(yè)系統(tǒng)的生態(tài)價(jià)值等狀態(tài)變量，而很少涉及生態(tài)效率等過(guò)程變量[41，44，49-50]。如果只從生態(tài)效率角度看，北京市郊區(qū)今后應(yīng)重點(diǎn)發(fā)展生態(tài)效率較高的節(jié)水型糧食作物，如春玉米、旱作雜糧等。

目前京郊種植業(yè)的化肥施用量仍然保持在較高水平，玉米種植以施用化肥為主，蔬菜和大桃則施用大量糞肥，同時(shí)化肥施用量也很大。有機(jī)肥代替化肥對(duì)生態(tài)效率的改善有較大作用，更多地施用有機(jī)肥有助于改善京郊農(nóng)業(yè)生態(tài)效率，但也應(yīng)注意糞肥的大量使用給土壤帶來(lái)嚴(yán)重的重金屬毒性風(fēng)險(xiǎn)。降低有機(jī)肥中重金屬含量，提高有機(jī)肥的品質(zhì)是減少生態(tài)系統(tǒng)危害的重要措施[41，49]。敏感性分析表明，減少電能的投入對(duì)生態(tài)效率的提高作用最顯著，主要原因是京郊農(nóng)業(yè)的灌溉水以地下水為主，農(nóng)業(yè)用電量與用水量密切相關(guān)。北京市政府《關(guān)于調(diào)結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)方式發(fā)展高效節(jié)水農(nóng)業(yè)》中指出[14]，2020年農(nóng)業(yè)用新水總量從2013年的7億m3左右降至5億m3左右，灌溉水利用系數(shù)從0.7提高到0.75以上，新增改善節(jié)水灌溉面積13.3萬(wàn)hm2。因此，減少農(nóng)業(yè)用水不僅可以緩解北京市用水壓力，還可以全面提高農(nóng)業(yè)系統(tǒng)的生態(tài)效率。

4 結(jié)論

能值分析和生命周期評(píng)價(jià)耦合模型對(duì)北京市郊區(qū)種植業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的生態(tài)效率評(píng)價(jià)客觀性更強(qiáng)，對(duì)指導(dǎo)其種植業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整與優(yōu)化具有較高的參考價(jià)值。

（1）玉米等糧食作物生態(tài)效率最高，因此發(fā)展玉米等糧食作物對(duì)北京市郊區(qū)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展具有一定實(shí)踐意義。

（2）用有機(jī)肥部分或全部替代化肥后，各個(gè)農(nóng)作物生產(chǎn)系統(tǒng)的生態(tài)效率顯著提高，但要注意有機(jī)肥中重金屬含量對(duì)人體健康的影響。

（3）蔬菜的生態(tài)效率敏感性分析表明，電能敏感性最高，其次是氮肥。因此，在北京市郊區(qū)發(fā)展節(jié)水灌溉，減少電能的使用量以及減少氮肥的施用量，能夠顯著提高蔬菜生產(chǎn)系統(tǒng)的生態(tài)效率。

（4）在進(jìn)行種植業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整時(shí)，不僅要考慮農(nóng)產(chǎn)品的產(chǎn)量及經(jīng)濟(jì)收益，還需要考慮生態(tài)效率。

總之，發(fā)展節(jié)水型糧食作物、加強(qiáng)農(nóng)業(yè)節(jié)水和提高有機(jī)肥比例是改善北京市農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)效率的重要措施。

[1]佟 仲.用系統(tǒng)工程方法對(duì)種植業(yè)結(jié)構(gòu)進(jìn)行定量定位研究[J].農(nóng)業(yè)技術(shù)經(jīng)濟(jì),1984（5）：48.

TONG Zhong.Study on quantitative positioning of planting structure by system engineering method[J].Journal of Agrotechnical Economics,1984（5）：48.

[2]周憲龍.北京地區(qū)種植業(yè)水資源優(yōu)化利用研究[D].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué),2005.

ZHOU Xian-long.Optimization of water resources utilization for cropping system in Beijing[D].Beijing：China Agricultural University,2005.

[3]曹 雪,阿依吐?tīng)栠d·沙木西,金曉斌,等.水資源約束下的干旱區(qū)種植業(yè)結(jié)構(gòu)優(yōu)化分析：以新疆庫(kù)爾勒市為例[J].資源科學(xué),2011,33（9）：1714-1719.

CAO Xue,Shamxi Ayitursun,JIN Xiao-bin,et al.Planting structure optimization in the arid area with constrained water resources：A case study of Korla,Xinjiang[J].Resources Science,2011,33（9）：1714-1719.

[4]奉 婷.服務(wù)于生態(tài)環(huán)境友好目標(biāo)的北京市平原區(qū)農(nóng)用地布局研究[D].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué),2016.

FENG Ting.Study on agricultural land layout in Beijing plain area for eco-friendly target[D].Beijing：China Agricultural University,2016.

[5]Bermúdez-Couso A,Fernández-Calvi?o D,álvarez-Enjo M A,et al.Pollution of surface waters by metalaxyl and nitrate from non-point sources[J].Science of the Total Environment,2013,461/462：282-289.

[6]Duncan R.Regulating agricultural land use to manage water quality：The challenges for science and policy in enforcing limits on non-point source pollution in New Zealand[J].Land Use Policy,2014,41：378-387.

[7]楊林章,薛利紅,施衛(wèi)明,等.農(nóng)村面源污染治理的“4R”理論與工程實(shí)踐：案例分析[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2013,32（12）：2309-2315.

YANG Lin-zhang,XUE Li-hong,SHI Wei-ming,et al.Reduce-Retain-Reuse-Restore technology for the controlling the agricultural nonpoint source pollution in countryside in China：A case study[J].Journal of Agro-Environment Science,2013,32（12）：2309-2315.

[8]Wesstr?m I,Joel A,Messing I.Controlled drainage and subirrigation：A water management option to reduce non-point source pollution from agricultural land[J].Agriculture,Ecosystems&Environment,2014,198：74-82.

[9]中華人民共和國(guó)國(guó)家統(tǒng)計(jì)局.第一次全國(guó)污染源普查公報(bào)[EB/OL].[2017-09-06].http：//www.stats.gov.cn/tjsj/tjgb/qttjgb/qgqttjgb/201002/t20100211_30641.html

National Bureau of Statistics of People′s Republic of China.The first national census of pollution bulletins[EB/OL].[2017-09-06].http：//www.stats.gov.cn/tjsj/tjgb/qttjgb/qgqttjgb/201002/t20100211_30641.html

[10]Chen S F,Wu W L,Hu K L,et al.The effects of land use change and irrigation water resource on nitrate contamination in shallow groundwater at county scale[J].Ecological Complexity,2010,7（2）：131-138.

[11]費(fèi)宇紅,苗晉祥,張兆吉,等.華北平原地下水降落漏斗演變及主導(dǎo)因素分析[J].資源科學(xué),2009,31（3）：394-399.

FEI Yu-hong,MIAO Jin-xiang,ZHANG Zhao-ji,et al.Analysis on evolution of groundwater depression cones and its leading factors in North China Plain[J].Resources Science,2009,31（3）：394-399.

[12]Yu X M,Geng Y,Heck P,et al.A review of China′s rural water management[J].Sustainability,2015,7（5）：5773-5792.

[13]北京市統(tǒng)計(jì)局.北京統(tǒng)計(jì)年鑒[M].北京：北京統(tǒng)計(jì)出版社,2015.

Beijing Municipal Bureau of Statistics.Beijing statistical yearbook[M].Beijing：Beijing Statistics Press,2015.

[14]《中國(guó)農(nóng)村科技》編輯部.調(diào)結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)方式發(fā)展高效節(jié)水農(nóng)業(yè)[J].中國(guó)農(nóng)村科技,2014（10）：22-25.

Editorial Department of China Rural Science&Technology.Transfer structure to develop efficient water-saving agriculture[J].China Rural Science&Technology,2014（10）：22-25.

[15]Odum H T.Environmental accounting：Emergy and environmental decision making[M].New York：John Wiley and Sons,1996.

[16]Wang X L,Li Z J,Long P,et al.Sustainability evaluation of recycling in agricultural systems by emergy accounting[J].Resources,Conservation and Recycling,2017,117：114-124.

[17]Wang X L,Chen Y Q,Sui P,et al.Preliminary analysis on economic and environmental consequences of grain production on different farm sizes in North China Plain[J].Agricultural Systems,2017,153：181-189.

[18]Chen W,Zhong S Z,Geng Y,et al.Emergy based sustainability evaluation for Yunnan Province,China[J].Journal of Cleaner Production,2017,162：1388-1397.

[19]Yu X M,Geng Y,Dong H J,et al.Emergy-based sustainability assessment on natural resource utilization in 30 Chinese provinces[J].Journal of Cleaner Production,2016,133：18-27.

[20]Rebitzer G,Ekvall T,Frischknecht R,et al.Life cycle assessment Part 1：Framework,goal and scope definition,inventory analysis,and applications[J].Environmental International,2004,30（5）：701-720.

[21]Ekvall T.SETAC summaries[J].Journal of Cleaner Production,2005,13（13/14）：1351-1358.

[22]Wang X L,Wu X,Yan P,et al.Integrated analysis on economic and environmental consequences of livestock husbandry on different scale in China[J].Journal of Cleaner Production,2016,119：1-12.

[23]Nguyen T A,Kuroda K,Otsuka K.Inclusive impact assessment for the sustainability of vegetable oil-based biodiesel-Part I：Linkage between inclusive impact index and life cycle sustainability assessment[J].Journal of Cleaner Production,2017,166：1415-1427.

[24]Paolotti L,Boggia A,Castellini C,et al.Combining livestock and tree crops to improve sustainability in agriculture：A case study using the Life Cycle Assessment（LCA）approach[J].Journal of Cleaner Production,2016,131：351-363.

[25]Park Y S,Egilmez G,Kucukvar M.Emergy and end-point impact assessment of agricultural and food production in the United States：A supply chain-linked ecologically-based life cycle assessment[J].Ecological Indicators,2016,62：117-137.

[26]吳小慶,徐陽(yáng)春,陸根法.農(nóng)業(yè)生態(tài)效率評(píng)價(jià)：以盆栽水稻實(shí)驗(yàn)為例[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2009,29（5）：2481-2488.

WU Xiao-qing,XU Yang-chun,LU Gen-fa.The evaluation of agricultural eco-efficiency：A case of rice pot-experiment[J].Acta Ecologica Sinica,2009,29（5）：2481-2488.

[27]Stigson B.Eco-efficiency：Creating more value with less impact[J].WBCSD,2000,8：5-36.

[28]潘 丹,應(yīng)瑞瑤.中國(guó)農(nóng)業(yè)生態(tài)效率評(píng)價(jià)方法與實(shí)證：基于非期望產(chǎn)出的SBM模型分析[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2013,33（12）：3837-3845.

PAN Dan,YING Rui-yao.Agricultural eco-efficiency evaluation in China based on SBM model[J].Acta Ecologica Sinica,2013,33（12）：3837-3845.

[29]程翠云,任景明,王如松.我國(guó)農(nóng)業(yè)生態(tài)效率的時(shí)空差異[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2014,34（1）：142-148.

CHENG Cui-yun,REN Jing-ming,WANG Ru-song.Spatial-temporal distribution of agricultural eco-efficiency in China[J].Acta Ecologica Sinica,2014,34（1）：142-148.

[30]Egilmez G,Yong S P.Transportation related carbon,energy and water footprint analysis of U.S.manufacturing：An eco-efficiency assessment[J].Transportation Research Part D Transport&Environment,2014,32（32）：143-159.

[31]Svoboda N,Taube F,Klu? C,et al.Ecological efficiency of maizebased cropping systems for biogas production[J].BioEnergy Research,2015,8（4）：1-15.

[32]Goedkoop M J,Heijungs R,Huijbregts M A J,et al.ReCiPe 2008：A life cycle impact assessment method which comprises harmonised category indicators at the midpoint and the endpoint level,1st ed.2009.[EB/OL].[2017-09-16].http：//www.lcia-recipe.net.

[33]胡秋紅,張力小,王長(zhǎng)波.兩種典型養(yǎng)雞模式的能值分析[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2011,31（23）：7227-7234.

HU Qiu-hong,ZHANG Li-xiao,WANG Chang-bo.Emergy-based analysis of two chicken farming systems：A perspective of organic production model in China[J].Acta Ecologica Sinica,2011,31（23）：7227-7234.

[34]藍(lán)盛芳,欽 佩,陸宏芳.生態(tài)經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)能值分析[M].北京：化學(xué)工業(yè)出版社,2002.

LAN Sheng-fang,QIN Pei,LU Hong-fang.Emergy analysis of eco-economic system[M].Beijing：Chemical Industry Press,2002.

[35]Hu S,Mo X G,Lin Z H,et al.Emergy assessment of a wheat-maize rotation system with different water assignments in the North China Plain[J].Environmental Management,2010,46（4）：643-657.

[36]陳 阜.農(nóng)業(yè)生態(tài)學(xué)[M].二版.北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)出版社,2011.

CHEN Fu.Agricultural ecology[M].Second edition.Beijing：China A-gricultural University Press,2011.

[37]Zhang L X,Ulgiati S,Yang Z F,et al.Emergy evaluation and economic analysis of three wetland fish farming systems in Nansi Lake area,China[J].Journal of Environmental Management,2011,92（3）：683-694.

[38]Cavalett O,Queiroz J F,Ortega E.Emergy assessment of integrated production systems of grains,pig and fish in small farms in the South Brazil[J].Ecological Modelling,2006,193（3/4）：205-224.

[39]Yu X M,Geng Y,Dong H J,et al.Sustainability assessment of one industrial region：A combined method of emergy analysis and IPAT（Human Impact Population Affluence Technology）[J].Energy,2016,107：818-830.

[40]楊建新,徐 成,王如松.產(chǎn)品生命周期評(píng)價(jià)方法及應(yīng)用[M].北京：氣象出版社,2002.

YANG Jian-xin,XU Cheng,WANG Ru-song.Product life cycle assessment methods and applications[M].Beijing：Meteorological Press,2002.

[41]梁 龍.基于LCA的循環(huán)農(nóng)業(yè)環(huán)境影響評(píng)價(jià)方法探討與實(shí)證研究[D].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué),2009.

LIANG Long.Environmental impact assessment of circular agriculture based on Life Cycle Assessment：Methods and case studies[D].Beijing：China Agricultural University,2009.

[42]Di X H,Nie Z R,Zuo T Y.Life cycle emission inventories for the fuels consumed by thermal power in China[J].China Environmental Science,2005,25（5）：632-635.

[43]胡志遠(yuǎn),譚丕強(qiáng),樓狄明,等.不同原料制備生物柴油生命周期能耗和排放評(píng)價(jià)[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào),2006,22（11）：141-146.

HU Zhi-yuan,TAN Pi-qiang,LOU Di-ming,et al.Assessment of life cycle energy consumption and emissions for several kinds of feedstock based biodiesel[J].Transactions of the CSAE,2006,22（11）：141-146.

[44]陳新平,張福鎖.小麥-玉米輪作體系養(yǎng)分資源綜合管理理論與實(shí)踐[M].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)出版社,2006.

CHEN Xin-ping,ZHANG Fu-suo.Theory and practice of integrated management of nutrient resources in wheat-maize rotation system[M].Beijing：China Agricultural University Press,2006.

[45]Brentrup F,Kusters J,Lammel J,et al.Environmental impact assessment of agricultural production systems using the life cycle assessment（LCA）methodology.Ⅱ.The application to N fertilizer use in winter wheat production systems.[J].European Journal of Agronomy,2004,20（3）：247-264.

[46]Ma L,Velthof G L,Wang F H,et al.Nitrogen and phosphorus use efficiencies and losses in the food chain in China at regional scales in 1980 and 2005[J].Science of the Total Environment,2012,434：51-61.

[47]Calker K J V,Berentsen P B M,Boer I M J D,et al.An LP-model to analyse economic and ecological sustainability on Dutch dairy farms：Model presentation and application for experimental farm"de Marke"[J].Agricultural Systems,2004,82（2）：139-160.

[48]張仲新,李玉娥,華 珞,等.不同施肥量對(duì)設(shè)施菜地N2O排放通量的影響[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào),2010,26（5）：269-275.

ZHANG Zhong-xin,LI Yu-e,HUA Luo,et al.Effects of different fertilizer levels on N2O flux from protected vegetable land[J].Transactions of the CSAE,2010,26（5）：269-275.

[49]王效琴,吳慶強(qiáng),周建斌,等.設(shè)施番茄生產(chǎn)系統(tǒng)的環(huán)境影響生命周期評(píng)價(jià)[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2014,34（11）：2940-2947.

WANG Xiao-qin,WU Qing-qiang,ZHOU Jian-bin,et al.Life cycle assessment of tomato production in greenhouses[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2014,34（11）：2940-2947.

[50]趙 營(yíng),張學(xué)軍,羅健航,等.施肥對(duì)設(shè)施番茄-黃瓜養(yǎng)分利用與土壤氮素淋失的影響[J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào),2011,17（2）：374-383.

ZHAO Ying,ZHANG Xue-jun,LUO Jian-hang,et al.Effect of fertilization on nitrogen leaching loss from soil and nutrients utilization by tomato and cucumber in greenhouse[J].Plant Nutrition&Fertilizer Science,2011,17（2）：374-383.