劉欣超，王路路，吳汝群，辛曉平，孫海蓮，姜明紅，李曉爽，王淼，劉云，邵長亮

基于LCA的呼倫貝爾生態(tài)草牧業(yè)技術集成示范效益評估

劉欣超1,2,3，王路路1,4，吳汝群1,5，辛曉平1，孫海蓮2,3，姜明紅6，李曉爽7，王淼1,4，劉云4，邵長亮1

（1中國農業(yè)科學院農業(yè)資源與農業(yè)區(qū)劃研究所，中國北京 100081；2內蒙古農牧業(yè)科學院，中國呼和浩特 010031；3中國科學院內蒙古草業(yè)研究中心，中國呼和浩特 010031；4北京農學院生物與資源環(huán)境學院，中國北京 102206；5密歇根州立大學地理、環(huán)境和空間科學系/全球變化和地球觀測中心，美國East Lansing MI 48824；6呼倫貝爾學院初等教育學院，中國內蒙古呼倫貝爾 021008；7內蒙古呼和浩特金谷農商銀行股份有限公司，中國呼和浩特 010050）

【】對天然草場修復過程中的經(jīng)濟環(huán)境綜合效益進行評估?；谌芷诜治觯↙CA）方法對內蒙古呼倫貝爾市謝爾塔拉牧場奶牛集約化養(yǎng)殖-牲畜糞便處理（包括菌劑發(fā)酵有機肥、蚯蚓養(yǎng)殖生成有機肥和蘑菇種植3種模式），利用謝爾塔拉農場奶牛集約化養(yǎng)殖、牲畜糞便處理利用、天然草場改良數(shù)據(jù)和當?shù)匦竽辽a經(jīng)營物料投入數(shù)據(jù)相結合，建立不同養(yǎng)殖模式下牛奶生產的生命周期清單，從畜牧生產全生命周期的角度對牲畜飼養(yǎng)、糞便處理利用和草場修復這整個草原畜牧生產循環(huán)過程中每生產1 t標準牛奶（FPCM）的資源環(huán)境綜合成本（溫室氣體排放、土地占用、耗水量和不可再生能源消耗）和總體經(jīng)濟效益進行定量分析。牧戶散養(yǎng)奶牛和集約化奶牛養(yǎng)殖場在出售牲畜和牛奶方面產生的毛收益分攤在每頭成年母牛上分別為0.89和2.11萬元，如扣除經(jīng)營成本，兩種乳牛飼養(yǎng)模式下每頭成年母牛產生的凈收益分別為0.42萬元（牧戶散養(yǎng)）和0.41萬元（集約化養(yǎng)殖）。此外集約化養(yǎng)殖場每生產1 t FPCM造成的環(huán)境影響為：占用草場1.19 hm2、占用耕地0.15 hm2、耗水216.47 t、消耗化石燃料1 944.19 MJ、排放溫室氣體0.73 t二氧化碳當量（CO2eq）。當?shù)厣B(yǎng)牧戶生產牛奶除去草場占用面積（3.25 hm2）外，造成的環(huán)境影響（占用耕地0.04 hm2、耗水70.70 t、消耗化石燃料892.80 MJ、排放溫室氣體0.55 t CO2eq）均小于集約化奶牛養(yǎng)殖場。開展天然打草場改良可顯著增加每公頃草地牧草產出（增幅68.57%）和收益（增長10.71%），改良后生產1 t FPCM可降低40.50%的草場占用面積。但改良中施肥和燃料消耗的增加會造成溫室氣體排放（增加17.70倍）、燃料消耗（增加2.10倍）等環(huán)境問題。在牲畜糞便處理利用技術應用方面，集約化養(yǎng)殖場產生的牛糞通過發(fā)酵有機肥、蚯蚓處理牛糞和蘑菇種植等處理利用方式，在解決牲畜飼養(yǎng)中糞便污染問題的同時，創(chuàng)造的凈收益相當于生產牛奶凈收益的5%—12%，整體看帶來的環(huán)境影響相對較少。集約化養(yǎng)殖場在提高草原利用效率方面優(yōu)勢明顯，在提升飼料能量轉化效率、提升牛奶產量和質量方面具有很大的潛力，但是會增加苜蓿、燕麥等高蛋白飼草料的種植面積，在控制牛奶生產中的溫室氣體排放、水資源和能源消耗等方面會產生不利影響。此外，天然打草場改良和牲畜糞便處理利用技術在呼倫貝爾當?shù)匦竽廉a業(yè)中具有較大的應用潛力。

全生命周期分析；集約化養(yǎng)殖；季節(jié)性放牧；環(huán)境影響

0 引言

【研究意義】隨著近年來全球牲畜存欄數(shù)和畜牧產品產量的逐年提高，由牲畜養(yǎng)殖帶來的資源環(huán)境問題日益受到重視[1]。從全球的角度來看，畜牧生產被認為是當前重要的人為碳排放源（14.5%），每年牲畜飼養(yǎng)會產生7.1 Gt CO2eq的溫室氣體排放，其中牛奶生產中排放的溫室氣體達到了1.4 Gt CO2eq，主要是從奶牛腸道甲烷排放（46.5%）、牲畜糞便處理（17.0%）、飼料生產（10.9%）以及飼草料種植中的化肥使用（7.4%）等環(huán)節(jié)中產生[2]。此外，牛養(yǎng)殖規(guī)模的擴大，會帶來的飼草料需求、牲畜糞污排放增加，如處理不當，可能會引發(fā)生物多樣性降低、耕地資源短缺、水資源污染消耗等問題[3]。我國作為全球第三大牛奶生產國，也面臨著牛奶產量和消費量不斷增加所帶來的各種資源和環(huán)境問題與挑戰(zhàn)[4]。當前對我國奶牛養(yǎng)殖環(huán)境影響方面的研究較多，但主要集中在農區(qū)，作為我國重要優(yōu)質牛奶產區(qū)的呼倫貝爾草甸草原牧區(qū)，相關研究尚不充分[5]，開展相關研究的需求更加迫切[4,6-7]。因此，評估內蒙古草原目前牛奶生產的環(huán)境影響和資源利用狀況，探討降低我國乳品生產資源利用和環(huán)境負擔的措施，并尋找建立符合內蒙古草原牧區(qū)實際情況且在經(jīng)濟成本和環(huán)境效益上具有可行性的生態(tài)草牧業(yè)技術方法，對于當?shù)剞r牧產業(yè)發(fā)展和環(huán)境保護具有重要的現(xiàn)實意義?！厩叭搜芯窟M展】全生命周期分析（life cycle assessment，LCA）方法可對某種產品或服務“從搖籃到搖籃”整個生命周期中的環(huán)境影響和資源消耗進行綜合量化評估[8-10]，對于改善農業(yè)畜牧產品生產資源環(huán)境影響方面具有重要意義，因此，越來越多的研究開始利用LCA方法對整個牛奶產業(yè)的環(huán)境影響進行評估[3,11-15]。例如Battini等[16]比較了意大利北部地區(qū)一個集約型奶牛場不同經(jīng)營管理方式對牛奶生產中溫室氣體排放、能源消耗、水資源消耗等環(huán)境成本的影響。Ledgard等[17]對新西蘭和中國的奶牛農場碳、氮足跡進行的LCA分析結果表明，牲畜糞便管理過程是兩國奶牛農場氮足跡主要貢獻者，而飼草料的種植和生產環(huán)節(jié)也是兩國降低牛奶生產過程中環(huán)境影響的關鍵點，對于中國奶牛養(yǎng)殖場來說，通過改變奶牛養(yǎng)殖場飼草料飼喂結構和提高牲畜糞便管理水平可以有效改善農場畜牧生產的環(huán)境效益。Wang等[4,18]在2016和2018年分別對我國關中平原和華北平原的集約化奶牛養(yǎng)殖場溫室氣體排放、土壤酸化和富營養(yǎng)化等環(huán)境影響開展了LCA評價，提出了可以通過提高飼喂效率、改善畜群結構、提高奶牛產奶能力以及改善牲畜糞便處理利用方式等途徑來降低當?shù)嘏Ｄ躺a中溫室氣體排放的建議。但該研究也認為一些減排措施，如通過增加不施肥低產苜蓿的投入來增加奶牛產奶量進而降低溫室氣體排放，會引起土地占用增加，造成額外的環(huán)境影響。Zhang等[19]基于局部生命周期理論研究了不同處理方式有機肥替代化肥模式，及其對蔬菜生態(tài)系統(tǒng)產量、氧化亞氮（N2O）與氨氣（NH3）的影響，提出合理的種養(yǎng)結合模式可以實現(xiàn)糞便資源化利用，提高蔬菜產量與減少環(huán)境負荷的多目標平衡。Xu等[20]對浙江利用牲畜糞便生成沼氣這一處理方式的綜合經(jīng)濟和環(huán)境效益開展了評估，從經(jīng)濟價值的角度論述了畜禽糞便技術利用的相關政策影響、成本效益和環(huán)境效益?！颈狙芯壳腥朦c】目前的研究成果大多開展于農區(qū)或者農牧交錯地區(qū)[21-22]，主要集中在評估環(huán)境影響方面，忽略了對政策和利益相關者層面等因素的討論，關于對奶牛養(yǎng)殖中草場改良、牲畜糞便利用成本效益分析方面的研究也較少，還缺乏對適宜當?shù)貙嶋H情況的奶牛養(yǎng)殖技術體系和模式的經(jīng)濟成本和環(huán)境效益的研究?！緮M解決的關鍵問題】本研究基于LCA分析原理，從飼料種植、飼料加工運輸、牲畜飼養(yǎng)、糞便處理等畜牧產業(yè)鏈主要環(huán)節(jié)評估在我國呼倫貝爾草甸草原退化治理中提出的草場改良、人工草地建設、牲畜糞便資源化利用等技術途徑中的經(jīng)濟收益和環(huán)境效益，從整體上為我國草甸草原地區(qū)草牧業(yè)經(jīng)營管理提供科學參考和決策依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況及評價范圍確定

本試驗研究區(qū)域位于內蒙古呼倫貝爾市謝爾塔拉農場，坐落在大興安嶺西麓呼倫貝爾草甸草原向典型草原的過渡地帶，屬中溫帶半濕潤半干旱大陸性季風氣候，海拔640—860 m，地帶性植被為溫性草甸和溫性典型草原，土壤類型主要為栗鈣土和黑鈣土。利用國家重大專項項目《北方草甸退化草地治理技術與示范項目》于2013—2018年在呼倫貝爾草甸草原開展的奶牛集約化養(yǎng)殖-牲畜糞便綜合處理-天然草場生態(tài)修復技術模式課題的研究成果，對謝爾塔拉農場開展的奶牛集約化養(yǎng)殖、牲畜糞便處理利用和天然草場改良試驗數(shù)據(jù)與當?shù)匦竽辽a經(jīng)營物料投入數(shù)據(jù)相結合，對當?shù)啬膛＜s化養(yǎng)殖-牲畜糞便通過菌劑發(fā)酵、蚯蚓養(yǎng)殖和蘑菇飼養(yǎng)3種模式處理，以及天然草場修復這一過程中的經(jīng)環(huán)境綜合效益進行評估。

本研究的全生命周期系統(tǒng)邊界包括了從天然草場改良、奶牛養(yǎng)殖過程中投入的所有物料生產運輸以及牲畜糞便處理利用整個過程中的資源環(huán)境成本和經(jīng)濟效益（圖1），通過將以上評估結果分攤到所生產的標準牛奶（FPCM）對牲畜糞便處理利用和天然草場改良技術模式在畜牧經(jīng)營和生態(tài)環(huán)境保護綜合效益開展評估。

1.2 生命周期清單分析

天然草地改良數(shù)據(jù)來自于中國農業(yè)科學院呼倫貝爾草原生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學觀測實驗站2013—2018年在呼倫貝爾草甸草原地區(qū)開展的天然打草場改良試驗。試驗中物料投入和干草產出數(shù)據(jù)如表1所示，施肥周期為5年，其中第一年每hm2草場施加225 kg磷酸二銨底肥，并追施150 kg尿素，隨后4年不施加肥料，每年8月中旬開始打草，每hm2草場打草消耗柴油6.6 L。本研究依據(jù)IPCC（2006）《國家溫室氣體清單指南》中的相關建議參數(shù)選擇化肥氮輸入N2O直接排放系數(shù)為：0.01（kg N2O-N/kg N），而農業(yè)機械柴油燃燒中溫室氣體排放因子為EFCO2：74 100 kg CO2-C/TJ，EFCH4：4.15 kg CH4/TJ，EFN2O：28.6 kg N2O/TJ。

牲畜糞便處理投入產出數(shù)據(jù)來自中國農業(yè)科學院呼倫貝爾草原生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學觀測實驗站2015—2018年聯(lián)合謝爾塔拉牧場，開展的牛糞通過菌劑發(fā)酵有機肥（FJ）、蚯蚓處理生成有機肥（QY）和牛糞種植蘑菇（MG）3種牛糞無害化處理利用試驗的多年平均研究結果。

當?shù)匦竽辽a經(jīng)營物料投入數(shù)據(jù)來自于2018年7月在呼倫貝爾市謝爾塔拉牧場針對當?shù)啬撩裆a經(jīng)營情況的問卷調查：結合本研究所評估內容選擇當?shù)?戶散養(yǎng)牛牧戶（SY）和一處集約化養(yǎng)殖（JY）場2016年秋季至2017年秋季的畜牧生產經(jīng)營情況（表1）。

使用以上數(shù)據(jù)，可以從畜牧生產全生命周期的角度對牲畜飼養(yǎng)、糞便處理利用和草場修復整個草原畜牧生產循環(huán)過程中的資源環(huán)境綜合成本和總體經(jīng)濟效益進行定量分析。對于牲畜飼養(yǎng)中的溫室氣體排放，采用IPCC（2006）《國家溫室氣體清單指南》中的方法1提供的參數(shù)計算泌乳奶牛、成年牛、牛犢和育肥牛全年飼養(yǎng)過程中腸道甲烷和糞便甲烷的排放情況，根據(jù)集約化養(yǎng)殖場和養(yǎng)牛牧戶飼養(yǎng)奶牛的飼喂方式以及產奶量的差異選擇，并且通過體重比值的0.75次方調整，本研究中采用的溫室氣體排放計算參數(shù)如表2所示。

1.3 效益評價

除了經(jīng)濟效益外，本研究主要探討草甸草原乳牛養(yǎng)殖-糞污綜合處理-天然草場生態(tài)修復技術模式中的溫室氣體排放、土地占用、耗水量和不可再生能源消耗這4方面的環(huán)境影響。其中對于溫室氣體排放，本研究基于IPCC（2006）《國家溫室氣體清單指南》中提供的牲畜飼養(yǎng)、糞便處理以及草場改良中溫室氣體排放的計算方法開展溫室氣體排放的計算，最后將通過數(shù)據(jù)標準化將結果換算為CO2當量表達（CO2eq）。土地占用主要計算乳肉牛養(yǎng)殖以及飼料作物種植中占用的草地和耕地面積，單位為公頃（hm2）。對于能源消耗來說，主要考察乳肉牛養(yǎng)殖-糞污綜合處理-天然草場生態(tài)修復過程以及化肥制造過程中消耗的煤、柴油和電力等一、二次化石能源，單位為兆焦耳（MJ）。

圖1 LCA分析系統(tǒng)邊界

表1 集約化和牧戶散養(yǎng)奶牛生產經(jīng)營投入產出比較

表2 奶牛飼養(yǎng)溫室氣體排放計算參數(shù)

1）根據(jù)飼養(yǎng)方式和產奶量，采用北美和歐洲奶牛建議值的均值，非泌乳母牛采用兩地其他牛的均值，牛犢和育肥牛通過體重比值的0.75次方調整；2）根據(jù)飼養(yǎng)方式和產奶量，泌乳母牛采用亞洲奶牛建議值，非泌乳母牛采用亞洲其他牛的均值，牛犢和育肥牛通過體重比值的0.75次方調整

1)According to the feeding method and milk yield, the mean value of the recommended value of North American and European cows is used, the mean value of other cows in the two places is used for non lactating cows, and the calf and fattening cattle are adjusted by 0.75 power of the weight ratio;2)According to the feeding method and milk yield, the recommended value of Asian cows is used for lactating cows, the mean value of other cows in Asia is used for non lactating cows, and the weight of calves and fattening cattle is used 0.75 power adjustment of the ratio

2 結果

2.1 不同乳牛養(yǎng)殖經(jīng)營模式的經(jīng)濟效益與環(huán)境成本

本研究選擇具有代表性的小規(guī)模牧戶散養(yǎng)和大規(guī)模集約化養(yǎng)殖兩種乳牛經(jīng)營模式進行經(jīng)濟環(huán)境效益評估（表3）。結果表明，牧戶散養(yǎng)奶牛在出售牲畜和牛奶方面產生的毛收益分攤在每頭成年母牛上為0.89萬元，遠低于集約化養(yǎng)殖場每頭成年母牛2.11萬元的毛收益，但是扣除經(jīng)營成本，兩種乳牛飼養(yǎng)模式下每頭成年母牛產生的凈收益差別不大，分別為0.42萬元（牧戶散養(yǎng)）和0.41萬元（集約化養(yǎng)殖）。

小規(guī)模牧戶散養(yǎng)和大規(guī)模集約化養(yǎng)殖兩種經(jīng)營模式生產1 t FPCM所占用土地面積差異顯著。當?shù)匦∫?guī)模奶牛散養(yǎng)牧戶所生產的牛奶主要通過私人流動奶販轉銷，其售價遠低于集約化養(yǎng)殖場。出于降低飼養(yǎng)成本的考慮，奶牛散養(yǎng)牧戶夏季（6—9月）主要將奶牛驅趕至當?shù)毓卜拍翀霾墒城嗖?，在冬季舍飼階段，散養(yǎng)牧戶基本選擇依靠自家打草場收獲牧草并購買干草作為奶牛的主要食物，因此散養(yǎng)牧戶生產1 t FPCM所需的草場面積為3.25 hm2，高于集約化養(yǎng)殖場1.19 hm2的草場占用面積。

集約化奶牛養(yǎng)殖廠牛奶主要供給當?shù)厝槠菲髽I(yè)，對牛奶質量如乳脂、乳蛋白含量等指標要求較高，此外，集約化、標準化飼養(yǎng)模式下，需對飼料配方進行優(yōu)化，提高了苜蓿、燕麥、青儲玉米、精飼料等高質量飼草料的飼喂比例。生產以上飼料需要占用耕地資源，因此，集約化養(yǎng)殖場生產1 t FPCM占用的耕地面積（0.15 hm2）遠高于散養(yǎng)牧戶（0.04 hm2）。

表3 不同養(yǎng)殖模式下每頭成年母牛產生的經(jīng)濟效益及生產1 t FPCM的環(huán)境成本

本表中數(shù)據(jù)來自于2018年呼倫貝爾市謝爾塔拉牧場牧民生產經(jīng)營情況的問卷調查，按照FAO（2011）換算標準并根據(jù)中國奶業(yè)年鑒（2017）中數(shù)據(jù)將不同養(yǎng)殖模式下生產的牛奶矯正為4%乳脂和3.3%乳蛋白含量的FPCM標準牛奶

The data in this table are from the questionnaire survey on the production and operation of herdsmen in Xieertala ranch, Hulunber city in 2018. According to the FAO (2011) conversion standard and the data in China Dairy Yearbook (2017), the milk produced under different breeding modes is corrected to FPCM standard milk with 4% milk fat and 3.3% milk protein content

水資源消耗方面，無論是集約化養(yǎng)殖場還是奶牛散養(yǎng)牧戶，牛奶生產中耗水量最大的部分來自于飼草料種植過程，分別占總耗水量的97.42%（集約化養(yǎng)殖場）和93.78%（奶牛散養(yǎng)牧戶）。集約化養(yǎng)殖場生產1 t FPCM消耗水資源總量為216.47 t，為散養(yǎng)牧戶生產1 t FPCM耗水量的3.06倍，兩者間的巨大差異主要是由于種植集約化養(yǎng)殖場所需飼草料耗水遠高于小規(guī)模散養(yǎng)牧戶所致。但值得注意的是，如果只考慮養(yǎng)殖場或牧戶直接消耗的水資源，集約化養(yǎng)殖場耗水量還要略低于散養(yǎng)牧戶，生產同樣數(shù)量FPCM耗水量為后者的97.70%，因此，如從謝爾塔拉牧場當?shù)厮Y源消耗的角度來看，兩種奶牛養(yǎng)殖模式無明顯差異。

不可再生能源消耗方面，集約化養(yǎng)殖場生產1 t FPCM消耗能源1 944.19 MJ，相當于散養(yǎng)牧戶的2.18倍。相應的集約化養(yǎng)牛場能源消耗帶來的溫室氣體排放也達到了散養(yǎng)牧戶的兩倍左右，分別占兩種養(yǎng)殖模式溫室氣體總體排放的10.91%（散養(yǎng)牧戶）和16.44%（集約化養(yǎng)殖場）。兩種奶牛養(yǎng)殖模式下，牛腸道甲烷排放是主要排放源，分別達到了總體排放的81.80%（散養(yǎng)牧戶）和71.23%（集約化養(yǎng)殖場）。

2.2 不同牲畜糞便處理利用模式的環(huán)境效應

3種牲畜糞便處理利用模式的經(jīng)濟效益和環(huán)境影響如表4所示，對于直接發(fā)酵有機肥（FJ）、蚯蚓處理牛糞（QY）和蘑菇種植（MG）來說，處理1 t牛糞經(jīng)濟收益分別為85、126和178元。耗水量分別為0.98 t（MG）、1.00 t（QY）和1.40 t（FJ），對于化石能源消耗和相應的溫室氣體排放來說，牛糞種植蘑菇處理模式消耗能源（193.29 MJ）和溫室氣體排放最高（14.88 kg CO2eq），養(yǎng)殖蚯蚓消耗最低（74.87 MJ），同時溫室氣體排放也最低（5.76 kg CO2eq）。

在天然草場改良方面，通過施肥的方式進行草場改良與不進行任何處理的打草場相比，在處理后五年內，干草產量平均提高68.57%，每公頃打草場凈收益增長10.71%（表5）。同時在環(huán)境影響方面，由于草場改良中施加化肥以及使用柴油的增加，相較對照草場每公頃不可再生能源消耗增加2.10倍，溫室氣體排放增加17.70倍。由于改良后產草量的增加，如將環(huán)境影響分攤到產出干草上，由草場改良帶來的不可再生能源消耗和溫室氣體排放方面的環(huán)境影響增長分別降低至0.59倍和9.00倍（表6）。

表4 處理1 t干牛糞產生經(jīng)濟效益和環(huán)境影響

表5 天然打草場改良投入及產出數(shù)據(jù)

表6 天然打草場改良環(huán)境影響

2.3 奶牛集約化養(yǎng)殖-糞污綜合處理-天然草場生態(tài)修復全產業(yè)鏈經(jīng)濟效益評價

本研究根據(jù)集約化奶牛養(yǎng)殖場的牲畜糞便生成量和飼草消耗情況，將奶牛集約化養(yǎng)殖、天然打草場改良和牲畜糞便處理利用這3個呼倫貝爾生態(tài)草牧業(yè)關鍵技術環(huán)節(jié)集成起來，估算整個產業(yè)鏈條上的綜合環(huán)境影響和經(jīng)濟效益（表7）。從凈收益來看，每生產1 tFPCM，集約化養(yǎng)殖場凈收益為686.19元，未改良打草場出售牧草凈收益為499.80元，合計經(jīng)濟收益1 185.99元。當集約化養(yǎng)殖場與打草場改良技術集成后，每生產1 t FPCM為改良打草場帶來的凈收益為329.22元，相較未改良草場凈收益下降34.13%，但改良后生產1 t FPCM所需打草場面積僅為0.71 hm2，節(jié)約40.50%的草場占用面積。除草地占用外，天然打草場改良增加了能源消耗的10.48%和溫室氣體排放的14.86%。在牲畜糞便處理利用技術應用方面，集約化養(yǎng)殖場生產1 t FPCM所產生的牛糞通過發(fā)酵有機肥、蚯蚓處理牛糞和蘑菇種植，分別可創(chuàng)造凈收益40.72、60.78和85.36元，相當于生產牛奶產生凈收益的5.93%、8.86%和12.44%，與此同時，整體來看以上3種糞便處理方式帶來的環(huán)境影響相對較少，用水量增幅不到1%，消耗不可再生能源分別增加2.22%（發(fā)酵）、1.72%（蚯蚓）和4.45%（蘑菇）。但同時需要說明的是，由于本研究中對于不同牲畜糞便處理方式中溫室氣體排放的情況并不明確，因此本文對于牛糞發(fā)酵有機肥、蚯蚓處理和蘑菇種植過程中相應溫室氣體排放情況沒有開展進一步評估。

表7 呼倫貝爾生態(tài)草牧業(yè)技術集成生產1 t FPCM的綜合環(huán)影響和經(jīng)濟效益

3 討論

奶牛養(yǎng)殖業(yè)是呼倫貝爾畜牧業(yè)的基礎性產業(yè)，利用LCA方法對當?shù)啬膛ｐB(yǎng)殖過程中的環(huán)境影響進行綜合評估，對于改善當?shù)啬膛ｐB(yǎng)殖產業(yè)經(jīng)濟效益和環(huán)境影響方面具有積極的作用。近年來，我國對奶牛養(yǎng)殖各個環(huán)節(jié)的環(huán)境影響進行了評估，但大多采用傳統(tǒng)方法，大部分研究局限于解決單個問題或改進某一生產環(huán)節(jié)，對畜牧生產全生命周期總體的環(huán)境影響和資源消耗缺乏準確的認識[6,23-25]；此外，在我國北方草原牧區(qū)，也很少對奶牛養(yǎng)殖產業(yè)在溫室氣體排放、環(huán)境富營養(yǎng)化、土地資源占用和水資源消耗等方面的綜合環(huán)境影響進行全面評估。引入LCA方法，可以將畜牧產品生產、消費中的各個環(huán)節(jié)結合起來，權衡不同資源環(huán)境影響類別，綜合考量畜牧產品全生命周期總體環(huán)境影響和資源損益，為以上問題的解決提供了新的視角和技術途徑[8]。

關于集約化奶牛養(yǎng)殖場和傳統(tǒng)季節(jié)性放牧牛奶生產系統(tǒng)的比較方面，當前部分研究結果表明集約化養(yǎng)殖場在溫室氣體排放、土地占用、糞便排放等方面要遠低于小規(guī)模散養(yǎng)的牛奶生產系統(tǒng)[26-28]，其原因在于相比于傳統(tǒng)季節(jié)性放牧奶牛牧場，集約化奶牛養(yǎng)殖場通過科學規(guī)范的養(yǎng)殖模式，在提高奶牛飼喂消化效率、提升奶牛產奶能力、改良畜群結構、改進牲畜糞便處理利用方面具有明顯優(yōu)勢，使得在相同資源環(huán)境成本下，集約化養(yǎng)殖場牛奶產出更多，進而降低了單位產出的環(huán)境影響[28-29]，但同時也有學者認為集約化養(yǎng)殖場一些經(jīng)營方式會增加牛奶生產中某些類別的環(huán)境影響，例如某些集約化養(yǎng)殖場通過種植不施肥低產苜蓿增加奶牛產奶量同時降低溫室氣體排放，但會引發(fā)牛奶生產過程中的耕地占用面積增加[18]。

本研究中集約化奶牛養(yǎng)殖廠生產同樣數(shù)量FPCM的溫室氣體排放明顯高于當?shù)丶竟?jié)性放牧的奶牛養(yǎng)殖牧戶。這與部分前人研究結論一致[30]，集約化養(yǎng)殖系統(tǒng)環(huán)境影響高于季節(jié)性放牧系統(tǒng)主要是由于集約化養(yǎng)殖系統(tǒng)大量使用精飼料，而精飼料的生產和作物種植需要施加大量化肥進而產生較高的溫室氣體排放，且精飼料種植過程中消耗較多的灌溉用水也會間接增加集約化養(yǎng)殖場生產牛奶的水資源消耗。同時，LCA評估中系統(tǒng)邊界設定、數(shù)據(jù)分配方法和數(shù)據(jù)參數(shù)來源等評估方法手段的選擇也會對LCA評估的結果產生明顯影響[8,31]。本研究中關于集約化養(yǎng)殖與放牧系統(tǒng)兩者間比較的結果與其他文獻中不太一致，原因可能是由于本研究對于兩種牛奶生產系統(tǒng)的出售牲畜和生產牛奶期間兩種產品間環(huán)境影響數(shù)據(jù)分配的問題，出于數(shù)據(jù)來源可靠和方法可行性的考慮，本研究選擇用不同產品經(jīng)濟價值來分配環(huán)境影響[17,28,30]。而在實地牧戶調研期間，由于奶價較低且飼草料短缺等問題，當?shù)匦∫?guī)模奶牛養(yǎng)殖戶普遍減少了精飼料投入和生產牛奶數(shù)量，且增加了出售牲畜的數(shù)量，兩相比較，使小規(guī)模奶牛養(yǎng)殖牧戶經(jīng)營收入中出售牛奶所占比重較低，造成了對小規(guī)模散養(yǎng)牧戶牛奶生產環(huán)境影響評價結果偏低的情況。

目前，對于牲畜糞便及其處理利用造成的環(huán)境影響方面，國內外已有部分研究，結果表明牲畜糞便管理方式及其處理利用過程對于改善農業(yè)畜牧產品生產資源環(huán)境影響方面具有重要的意義。例如Kumar等[32]通過文獻綜述的方式對韓國畜禽糞便及不同處理利用方式在重金屬和病原微生物污染水體和農田土壤方面的環(huán)境風險進行了闡述。而Jones等[33]通過對美國愛荷華州西部河流水體的硝酸鹽含量、牲畜糞便中氮排放和肥料使用數(shù)據(jù)的分析，發(fā)現(xiàn)牲畜糞便管理方式對當?shù)睾恿魉|有極為顯著的影響。國內禽畜養(yǎng)殖中的糞便污染問題也越來越受到重視，相關研究結果表明，從1978—2008年，中國由牲畜糞便引起的NH3排放從2.2 Tg?yr-1增長至7.3 Tg?yr-1[34]。張曉明[24]和朱寧[35]分別對國內奶牛養(yǎng)殖場和規(guī)?；B(yǎng)雞場的糞便污染情況開展了研究。徐增讓等[36]評估了我國藏北牧區(qū)牛糞燃用引起的有機質、養(yǎng)分直接排空流失效應。朱海生等[37]則對糞便儲存中不同堆積高度的肉牛固體糞便溫室氣體排放進行了觀測研究。

對于集約化養(yǎng)殖場來說，大量未經(jīng)利用的牲畜糞便直接釋放到環(huán)境中會引起水體富營養(yǎng)化、空氣污染、溫室氣體排放和病原體傳播等一系列環(huán)境和公共衛(wèi)生問題[32]。禽畜糞便含有大量的有機質，氮、磷等養(yǎng)分，是一種重要的有機肥料資源，但是目前我國禽畜糞便利用程度較低，畜禽糞尿作為有機肥的還田率僅有40%—50%，隨著我國畜牧產業(yè)集約化和規(guī)?；B(yǎng)殖程度的不斷提高，導致農業(yè)生產中農牧分離問題的加劇，進一步限制了牲畜糞便的還田利用[38-40]。特別是在我國草甸草原牧區(qū)，隨著當?shù)啬撩裆?、生產能源結構的改變和牧戶牲畜圈舍飼養(yǎng)規(guī)模的擴大，當?shù)厣笕ι嶂蟹e累的糞便能作為燃料利用的比例越來越少。由于當?shù)刈匀粭l件的限制和草原生態(tài)保護的需要，并不適合開展大規(guī)模農業(yè)種植活動，牲畜糞便無法就近還田，運往農區(qū)處理經(jīng)濟成本較高。因此，在呼倫貝爾草甸草原地區(qū)大量無法處理的牲畜糞便就在圈舍旁邊和牧民定居點附近堆棄，不僅導致當?shù)夭菰鷳B(tài)系統(tǒng)的養(yǎng)分流失，還嚴重威脅著當?shù)鼐用窠】岛蜕鷳B(tài)環(huán)境。相關研究結果表明，通過改進牲畜糞便處理方式，將當前丟棄的糞便作為肥料進行有效利用，可將牛奶生產引發(fā)的與氮排放相關的環(huán)境影響減少30%以上，因此，尋找并建立符合我國草甸草原牧區(qū)實際情況且在經(jīng)濟成本和環(huán)境效益上具有可行性的牲畜糞便的無害化處理和資源化利用途徑和技術方法，對于我國農牧產業(yè)發(fā)展和環(huán)境保護方面具有重要的現(xiàn)實意義[17,41]。但由于數(shù)據(jù)來源限制等原因，本研究中僅對其經(jīng)濟效益和燃料、水資源消耗方面的環(huán)境影響進行了評估，對于不同牲畜糞便處理方式產生的溫室氣體排放和不同養(yǎng)殖模式下牲畜糞便造成的環(huán)境污染情況并不明確，需要在今后相關研究中對這一部分內容逐步擴展和完善，進而得出更加準確的結論。

4 結論

集約化養(yǎng)殖場在提高草原利用效率方面優(yōu)勢明顯，同時在提升飼料能量轉化效率、提升牛奶產量和質量方面具有很大的潛力。但是與小規(guī)模養(yǎng)殖戶相比，從單位FPCM產品的角度衡量集約化養(yǎng)殖場在溫室氣體排放、水資源消耗和燃料消耗方面的環(huán)境成本較大。對天然打草場進行改良可顯著增加每公頃草地牧草產出和收益，但施肥和燃料消耗的增加會造成溫室氣體排放、富營養(yǎng)化和燃料消耗增加等環(huán)境問題。在牲畜糞便處理利用技術應用方面，集約化養(yǎng)殖場產生的牛糞通過發(fā)酵有機肥、蚯蚓處理牛糞和蘑菇養(yǎng)殖等處理利用方式，在解決牲畜飼養(yǎng)中糞便污染問題的同時，創(chuàng)造的凈收益相當于生產牛奶產生凈收益的5%—12%，整體來看帶來的環(huán)境影響相對較少，在呼倫貝爾當?shù)匦竽廉a業(yè)中的應用潛力較大。

[1] WATTIAUX M A, UDDIN M E, LETELIER P, JACKSON R D, LARSON R A. Emission and mitigation of greenhouse gases from dairy farms: The cow, the manure, and the field., 2019, 35(2): 238-254.

[2] GERBER P J, STEINFELD H, HENDERSON B, MOTTET A, OPIO C, DIJKMAN J, FALCUCCI A, TEMPIO G. Tackling climate change through livestock: A global assessment of emissions and mitigation opportunities. Rome: Food and Agriculture Organization of the United Nations (FAO), 2013.

[3] PIRLO G, LOLLI S. Environmental impact of milk production from samples of organic and conventional farms in Lombardy (Italy)., 2019, 211: 962-971.

[4] WANG X Q, LEDGARD S, LUO J F, GUO Y Q, ZHAO Z Q, GUO L, LIU S, ZHANG N N, DUAN X Q, MA L. Environmental impacts and resource use of milk production on the north China plain, based on life cycle assessment., 2018, 625: 486-495.

[5] 黃文強, 董紅敏, 朱志平, 劉翀, 陶秀萍, 王悅. 畜禽產品碳足跡研究進展與分析. 中國農業(yè)科學, 2015, 48(1): 93-111.

HUANG W Q, DONG H M, ZHU Z P, LIU C, TAO X P, WANG Y. Research progress and analysis of carbon footprint of livestock products., 2015, 48(1): 93-111. (in Chinese)

[6] 劉松. 關中地區(qū)奶牛飼料作物環(huán)境影響生命周期評價[D]. 楊凌: 西北農林科技大學, 2017.

LIU S. Life cycle assessment of dairy cattle feed crops in Guanzhong plain [D]. Yangling: Northwest A＆F University, 2017. (in Chinese)

[7] 倪茹. 呼和浩特奶牛養(yǎng)殖糞污排放與廢水處理模式及其工藝改進[D]. 呼和浩特: 內蒙古大學, 2016.

NI R. Dairy farm waste emissions and improvement of treatment mode and process of wastewater in Hohhot [D]. Hohhot：Inner Mongolia University, 2016. (in Chinese)

[8] 姜明紅, 劉欣超, 唐華俊, 辛曉平, 陳吉泉, 董剛, 吳汝群, 邵長亮. 生命周期評價在畜牧生產中的應用研究現(xiàn)狀及展望. 中國農業(yè)科學, 2019, 52(9): 1635-1645.

JIANG M H, LIU X C, TANG H J, XIN X P, CHEN J Q, DONG G, WU R Q, SHAO C L. Research progress and prospect of life cycle assessment in animal husbandry., 2019, 52(9): 1635-1645. (in Chinese)

[9] NOTARNICOLA B, SALA S, ANTON A, MCLAREN S J, SAOUTER E, SONESSON U. The role of life cycle assessment in supporting sustainable agri-food systems: A review of the challenges., 2017, 140: 399-409.

[10] MCCLELLAND S C, ARNDT C, GORDON D R, THOMA G. Type and number of environmental impact categories used in livestock life cycle assessment: A systematic review., 2018, 209: 39-45.

[11] HELLER M C, KEOLEIAN G A. Life cycle energy and greenhouse gas analysis of a large-scale vertically integrated organic dairy in the United States., 2011, 45(5): 1903-1910.

[12] CHATTERTON J, GRAVES A, AUDSLEY E, MORRIS J, WILLIAMS A. Using systems-based life cycle assessment to investigate the environmental and economic impacts and benefits of the livestock sector in the UK., 2015, 86: 1-8.

[13] ESTEVES E M M, HERRERA A M N, ESTEVES V P P, MORGADO R V. Life cycle assessment of manure biogas production: A review., 2019, 219: 411-423.

[14] JOENSUU K, PULKKINEN H, KURPPA S, YPY? J, VIRTANEN Y. Applying the nutrient footprint method to the beef production and consumption chain., 2019, 24(1): 26-36.

[15] GROENESTEIN C M, HUTCHINGS N J, HAENEL H D, AMON B, MENZI H, MIKKELSEN M H, MISSELBROOK T H, VAN BRUGGEN C, KUPPER T, WEBB J. Comparison of ammonia emissions related to nitrogen use efficiency of livestock production in Europe., 2019, 211: 1162-1170.

[16] BATTINI F, AGOSTINI A, BOULAMANTI A K, GIUNTOLI J, AMADUCCI S. Mitigating the environmental impacts of milk production via anaerobic digestion of manure: Case study of a dairy farm in the Po Valley., 2014, 481: 196-208.

[17] LEDGARD S F, WEI S, WANG X Q, FALCONER S, ZHANG N N, ZHANG X Y, MA L. Nitrogen and carbon footprints of dairy farm systems in China and New Zealand, as influenced by productivity, feed sources and mitigations., 2019, 213: 155-163.

[18] WANG X Q, KRISTENSEN T, MOGENSEN L, KNUDSEN M T, WANG X D. Greenhouse gas emissions and land use from confinement dairy farms in the Guanzhong plain of China-Using a life cycle assessment approach., 2016, 113: 577-586.

[19] ZHANG J, ZHUANG M H, SHAN N, ZHAO Q, LI H, WANG L G. Substituting organic manure for compound fertilizer increases yield and decreases NH3and N2O emissions in an intensive vegetable production system., 2019, 670: 1184-1189.

[20] XU X B, MA Z, CHEN Y Q, GU X M, LIU Q Y, WANG Y T, SUN M M, CHANG D H. Circular economy pattern of livestock manure management in Longyou, China., 2018, 20(2): 1050-1062.

[21] 黃文強. 規(guī)?；B(yǎng)殖場牛奶生產碳足跡評估方法與案例分析[D]. 北京: 中國農業(yè)科學院, 2015.

HUANG W Q. Carbon footprint assessment methodology of milk production in intensive dairy farm and case study [D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2015. (in Chinese)

[22] 曹正綱. 黑龍江省奶牛場生命周期評價[D]. 哈爾濱: 東北農業(yè)大學, 2012.

CAO Z G. Life cycle assessment of dairy farm in Heilongjiang province, China [D]. Harbin: Northeast Agricultural University, 2012. (in Chinese)

[23] 劉艷娜, 史瑩華, 嚴學兵, 王成章, 梁明根, 周路. 苜蓿青干草替代部分精料對奶牛生產性能及經(jīng)濟效益的影響. 草業(yè)學報, 2013, 22(6): 190-197.

LIU Y N, SHI Y H, YAN X B, WANG C Z, LIANG M G, ZHOU L. Effect of alfafa hay substituting for part of the concentrate, on the production of cows and economic profit., 2013, 22(6): 190-197. (in Chinese)

[24] 張曉明. 奶牛養(yǎng)殖業(yè)對環(huán)境的污染及其控制. 中國畜牧雜志, 2011, 47(8): 38-42.

ZHANG X M.Environmental pollution and control of dairy farming., 2011, 47(8): 38-42. (in Chinese)

[25] 呂通. 內蒙古牲畜養(yǎng)殖糞污排放特征及其產沼和減排潛力分析[D]. 呼和浩特: 內蒙古大學, 2016.

LV T. Emission characteristics and biogas production and emission reduction potential of livestock manure in Inner Mongolia. Hohhot: Inner Mongolia University, 2016. (in Chinese)

[26] SALOU T, LE MOU?L C, VAN DER WERF. Environmental impacts of dairy system intensification: The functional unit matters., 2017, 140: 445-454.

[27] ROY P, NEI D, ORIKASA T, XU Q, OKADOME H, NAKAMURA N, SHIINA T. A review of life cycle assessment (LCA) on some food products., 2009, 90(1): 1-10.

[28] CAPPER J L, CADY R A, BAUMAN D E. The environmental impact of dairy production: 1944 compared with 2007., 2009, 87(6): 2160-2167.

[29] BRAGHIERI A, PACELLI C, BRAGAGLIO A, SABIA E, NAPOLITANO F. The hidden costs of livestock environmental sustainability: The case of Podolian Cattle VASTOLA A//-. Cham: Springer International Publishing, 2015: 47-56.

[30] O′BRIEN D, SHALLOO L, PATTON J, BUCKLEY F, GRAINGER C, WALLACE M. A life cycle assessment of seasonal grass-based and confinement dairy farms., 2012, 107: 33-46.

[31] TICHENOR N E, PETERS C J, NORRIS G A, THOMA G, GRIFFIN T S. Life cycle environmental consequences of grass-fed and dairy beef production systems in the Northeastern United States., 2017, 142: 1619-1628.

[32] KUMAR R R, PARK B J, CHO J Y. Application and environmental risks of livestock manure., 2013, 56(5): 497-503.

[33] JONES C S, DRAKE C W, HRUBY C E, SCHILLING K E, WOLTER C F. Livestock manure driving stream nitrate., 2019, 48: 1143-1153.

[34] XU P, KOLOUTSOU-VAKAKIS S, ROOD M J, LUAN S J. Projections of NH3emissions from manure generated by livestock production in China to 2030 under six mitigation scenarios., 2017, 607-608: 78-86.

[35] 朱寧. 畜禽規(guī)模養(yǎng)殖戶污染防治問題研究[D]. 中國農業(yè)科學院, 2016.

ZHU N. Research on pollution prevention of livestock scale farmers: A case study in layer [D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2016. (in Chinese)

[36] 徐增讓, 成升魁, 高利偉, 陳遠生. 藏北牧區(qū)畜糞燃燒與養(yǎng)分流失的生態(tài)效應研究. 資源科學, 2015, 37(1): 94-101.

XU Z R, CHENG S K, GAO L W, CHEN Y S. Yak dung use as fuel and nutrient loss in the Northern Tibetan Plateau., 2015, 37(1): 94-101. (in Chinese)

[37] 朱海生, 董紅敏, 左福元, 袁豐, 饒駿. 覆蓋及堆積高度對肉牛糞便溫室氣體排放的影響. 農業(yè)工程學報, 2014, 30(24): 225-231.

ZHU H S, DONG H M, ZUO F Y, YUAN F, RAO J. Effect of covering on greenhouse gas emissions from beef cattle solid manure stored at different stack heights., 2014, 30(24): 225-231. (in Chinese)

[38] 馬林, 柏兆海, 王選, 曹玉博, 馬文奇, 張福鎖. 中國農牧系統(tǒng)養(yǎng)分管理研究的意義與重點. 中國農業(yè)科學, 2018, 51(3): 406-416.

MA L, BAI Z H, WANG X, CAO Y B, MA W Q, ZHANG F S. Significance and research priority of nutrient management in soil-crop-animal production system in China., 2018, 51(3): 406-416. (in Chinese)

[39] 張建杰, 郭彩霞, 李蓮芬, 張強. 農牧交錯帶農牧系統(tǒng)氮素流動與環(huán)境效應-以山西省為例. 中國農業(yè)科學, 2018, 51(3): 456-467.

ZHANG J J, GUO C X, LI L F, ZHANG Q. Nutrient flow and environmental effects on crop-livestock system in farming-pastoral transition zone-A case study in Shanxi province., 2018, 51(3): 456-467. (in Chinese)

[40] GU B J, JU X T, CHANG J, GE Y, VITOUSEK P M. Integrated reactive nitrogen budgets and future trends in China., 2015, 112(28): 8792-8797.

[41] 王敬國, 林杉, 李保國. 氮循環(huán)與中國農業(yè)氮管理. 中國農業(yè)科學, 2016, 49(3): 503-517.

WANG J G, LIN S, LI B G. Nitrogen cycling and management strategies in Chinese agriculture., 2016, 49(3): 503-517. (in Chinese)

LCA-Based Assessment of Hulunber Ecological Grassland Technology Integration Demonstration

LIU XinChao1,2,3, WANG LuLu1,4, WU RuQun1,5, XIN XiaoPing1, SUN HaiLian2,3, JIANG MingHong6, LI XiaoShuang7, WANG Miao1,4, LIU Yun4, SHAO ChangLiang1

(1Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China;2Inner Mongolia Academy of Agricultural & Animal Husbandry Sciences, Hohhot 010031, China;3Inner Mongolia Prataculture Research Center, Chinese Academy of Sciences, Hohhot 010031, China;4School of Biology, Resources and Environment, Beijing Agricultural College, Beijing 102206, China;5Center for Global Change and Earth Observations, Department of Geography, Environment, and Spatial Sciences, Michigan State University, East Lansing, MI 48824, USA;6College of Primary Education, Hulunber University, Hulunber 021008, Inner Mongolia, China;7Inner Mongolia Hohhot Jingu Agricultural Commercial Bank Co., Ltd, Hohhot 010050, China)

【】This study evaluated the comprehensive environmental effect of the process of intensive cow breeding-livestock manure utilization-natural grassland improvement.【】At first, the life cycle inventory of the milk produced under different dairy cattle cultivation modes was established. Then the comprehensive environment effects (greenhouse gas emissions, land occupation, water consumption and non-renewable energy consumption) and overall economic benefits in the whole life cycle of milk production were quantitatively analyzed by combining the experimental data of intensive cow breeding, manure utilization (including microbial fermentation organic fertilizer, earthworm breeding organic fertilizer, and mushroom breeding) and natural grassland improvement with the input data of local animal production and management. The function unit was 1 ton of standard milk (FPCM) in this analysis.【】The results showed that the mean gross income of local herdsmen’s grazing farms and intensive dairy farms was 8 900 yuan and 211 yuan per adult cow, respectively. If the operating cost was deducted, the net income of each adult cow in the two modes was 4 200 yuan (herdsmen’s grazing farm) and 4 100 yuan (intensive farm), respectively. The environmental impact caused by the production of 1 ton FPCM in intensive farm was 1.19 hm2of grassland, 0.15 hm2of arable land, 216.47 t of water, 1 944.19 MJ of fossil fuel and 0.73 t of CO2eqof greenhouse gas. In addition to the grassland area (3.25 hm2), the environmental impact of milk production by herdsmen’s grazing farms were less than that of intensive dairy farms (0.04 hm2of cultivated land, 70.70 t of water, 892.80 MJ of fossil fuel and 0.55 t of CO2eqgreenhouse gas). Natural clipped grassland improvement could significantly increase the hay yield per hectare grassland (increased for 68.57%) and income (increased for 10.71%), it could reduce the grassland area occupied by 40.50%, but the increase of fertilization and fuel consumption in the improvement would cause environmental problems (such as more greenhouse gas emissions 17.70 times) and more fuel consumption (2.10 times).In terms of the application of livestock manure treatment and utilization technology, the cattle manure produced by intensive farms was treated and utilized through microbial fermentation, earthworm treatment and mushroom cultivation, the net income generated was equivalent to about 5%-12% of the net income generated by milk production, and the overall environmental impact was relatively small.【】Intensive farms had obvious advantages in improving grassland utilization efficiency, and had great potential in improving feed energy conversion efficiency, as well as milk yield and quality. However, intensive dairy farming would increase the planting area of alfalfa, oats and other high protein forages, and cause adverse environmental effects such as more greenhouse gas emissions, more water and energy consumption. In addition, the technology of natural grassland improvement and livestock manure treatment and utilization had great application potential in Hulunber animal husbandry.

life cycle assessment; intensive farming; seasonal grazing; environmental impact

10.3864/j.issn.0578-1752.2020.13.018

2019-09-16；

2020-02-19

國家自然科學基金（41771205）、國家重點研發(fā)計劃（2016YFC0500600，2017YFE0104500）、內蒙古自然科學基金（2017BS0317）、北京高等學校高水平人才交叉培養(yǎng)實培計劃大學生畢業(yè)設計項目（2018科研類）（PXM2020_014207_000009）

劉欣超，E-mail：liuxinchao3211@126.com。通信作者邵長亮，E-mail：shaochangliang@caas.cn

（責任編輯 林鑒非，趙伶俐）