基于水污染视角的中国农业生态用水效率及其影响因素
发布时间：2021-10-13
摘要：农业水污染给中国农业的可持续用水造成了巨大威胁，研究农业生态用水效率及其影响因素，有助于优化中国农业水资源配置，推动农业可持续发展。基于SBM方向性距离函数，测度2008—2018年中国农业生态用水效率和农业经济用水效率，并对这两种效率的无效率值进行分解和对比;结合Tobit回归模型，探究了农业生态用水效率的影响因素。结果表明：(1)中国农业生态用水无效率始终高于经济用水无效率，农业水污染是农业生态用水无效率的主要来源。(2)农业用水低浪费—低污染的省份数量大幅减少，而高浪费或高污染的省份数量大幅增加。(3)水资源禀赋、水利设施蓄水能力和农村劳动力受教育水平对中国农业生态用水效率产生正向影响，耗水作物种植比例对农业生态用水效率产生负向影响。中国政府应充分认识到农业用水过程中的水污染问题，针对性地在各地实施农业节水战略与水污染防治对策;完善跨区域调水机制、增强水利设施的蓄水能力、提升农村劳动力受教育水平和优化耗水作物的种植比例。
关键词：农业生态用水效率;农业水污染;SBM方向性距离函数;Tobit回归
目前中国农业用水正面临多方面的压力：一是农业缺水现象日趋严重。不合理的水价机制和粗放的用水方式使得农业水资源浪费严重，而工业化和城市化的迅速发展又对农业用水造成了严重的挤压，这导致了农业用水进一步短缺。二是农业水污染问题严重。根据《第二次全国污染源普查公报》，2017年中国农业废水排放中COD排放量和氨氮排放量分别为1067.13万t和21.62万t，分别占全国总排放量的49.8%和22.4%。不断加剧的农业缺水和农业水污染问题，对中国农业水资源的合理配置提出了严峻挑战[1]。农业用水既要考虑经济效益，也要考虑生态效益。面对农业缺水和农业水污染的双重压力，探索提高农业生态用水效率的途径，将有助于推动中国农业水资源的合理配置，促进农业可持续发展。
作为农业水资源管理的热点研究问题之一，国内外学者对农业用水效率的研究可分为宏观和微观两个层面。其中，微观层面主要是基于农户调研数据，研究某一地区的灌溉用水效率[2-5];宏观层面主要是基于官方统计数据对不同国家、地区、流域的农业用水效率进行研究[6-10]。然而，已有的相关研究主要从农业水资源短缺的角度出发，较少考虑农业用水的生态效益，忽视了水污染对农业用水效率的影响。在研究方法上，现有研究多使用径向的、角度的数据包络分析(DataEnvelopmentAnalysis，简称DEA)方法，但是径向的DEA方法会高估评价对象的效率，角度的DEA方法计算的效率结果并不准确。为解决以上不足，Fukuyama&Weber[11]基于Tone[12]等提出的SBM模型，发展出SBM方向性距离函数。在此基础上，一些学者[13-16]利用Tobit回归模型分析了农业用水效率的影响因素，探讨水利设施、自然资源、社会发展等因素对农业用水效率的影响。
综上，本文引入农业水污染变量，同时关注农业用水的经济效益和生态效益，建立包括好产出和坏产出的农业生态用水效率评价指标体系;利用SBM方向性距离函数测度分析2008—2018年中国31个省市的农业生态用水效率和农业经济用水效率，并且对这两种效率的无效率值进行分解和对比;在此基础上，利用Tobit回归模型分析影响农业生态用水效率的重要因素，以期为提高我国农业生态用水效率、推动农业可持续发展提供参考。
2变量选取与数据来源
2.1投入与产出变量
考虑数据的可得性，构建农业生态用水效率的评价指标体系[19-20]。其中，选择农业用水量(W)、第一产业从业人员(L)、农作物总播种面积(C)、农用机械总动力(M)和农用化肥施用量(F)5个变量分别表征水资源、劳动力、土地、农业机械和化肥等5个方面的投入;选择农业总产值(Y)作为农业生态用水的好产出。为了消除价格因素的影响，以2008年为基期，根据农业总产值平减指数换算了各年农业总产值。
坏产出方面，官方统计数据中农业COD排放量和氨氮排放量只有2011—2015年的数据，2011年以前和2015年以后并未统计，导致统计数据不全。为保持统计口径一致，本文采取间接方法估算农业水污染指标。农业水污染主要来源于农业生产中能源消耗引起的碳排放和面源污染，为此将农业碳排放(T)和农业面源污染(N)作为农业生态用水效率的坏产出，间接反映农业水污染状况。碳排放主要来自于3个方面：使用化肥产生的排放、农业机械消耗化石燃料(主要是柴油)引起的排放、农业灌溉消耗电力(主要是火力发电)间接产生的排放。碳排放的计算公式为：F=∑Fi=∑Ti×σi。其中，F为农业用水的碳排放总量;Fi为各类碳源的排放量;Ti为化肥、柴油的消耗量或耕地灌溉的面积;σi为各类碳源的排放系数，其中化肥排放系数为0.8956kg/kg[21]、柴油为0.5927kg/kg[22]、农业灌溉为25kg/km2[23]。面源污染主要来源于使用化肥产生的氮磷流失量，计算公式为：化肥污染量=化肥施用量#65%[24]。表1显示了农业生态用水效率投入产出变量的描述性统计结果。
本文评价对象是中国大陆的31个省(市)，不包括港澳台。根据行政区划，将31个省(市)划分为东部、中部和西部三大地区，其中东部地区11个省(市)，中部地区8个省(市)，西部地区12个省(市)。数据来源于《中国统计年鉴》(2009—2019)、《中国农村统计年鉴》(2009—2019)以及各省市相关年份的统计年鉴(2009—2019)。
2.2影响因素变量
根据已有研究[15，25]和数据的可获得性，选取水资源禀赋、水利设施蓄水能力、耗水作物种植比例、农村劳动力受教育水平等4个因素分析农业生态用水效率的影响机制。
本文选取人均水资源量(PW)和地下水占供水总量的比例(GW)体现水资源禀赋状况;选取水库总容量(RE)表征水利设施蓄水能力;选取粮食种植面积与蔬菜种植面积的比值(FV)表征耗水作物种植比例;选取农村15岁及其以上人口中文盲占比(IR)表征农村劳动力教育水平。数据来源于《中国统计年鉴》(2009—2019)和《中国农村统计年鉴》(2009—2019)。由于PW和RE的统计标准与其他影响因素不一致，为保证回归结果的有效性，对这2个变量作对数化处理。表2列出了农业生态用水效率影响因素的描述性统计结果。
3结果与分析
为全面研究中国各省份农业生态用水效率及其变化的根源，本文区分比较了两种类型的效率及其成分：(1)农业经济用水效率及其成分：只考虑水资源、劳动力、土地、农业机械和化肥等5个方面的投入和农业总产值这一好产出。(2)农业生态用水效率及其成分：除考虑上述投入和好产出之外，还考虑了农业碳排放和面源污染的坏产出。
3.1农业生态用水效率及其分解
3.1.1农业生态用水无效率与农业经济用水无效率的比较依据前文所述，本文分别计算了研究期内中国农业经济用水无效率和农业生态用水无效率，并整理了东中西部三大地区的农业生态用水无效率，结果见图1和图2所示。从图1可知，2008—2018年农业经济用水无效率和农业生态用水无效率存在明显差异，后者始终高于前者。这一结果表明考虑水污染的农业生态用水效率低于不考虑水污染的农业经济用水效率，农业水污染对中国农业用水效率造成了损失，忽略农业水污染将高估真实的农业用水效率。图2展示了2008—2018年三大地区的农业生态用水无效率。研究期内东部地区生态无效率最低，其次是西部地区，最高的是中部地区，而且三大地区的农业生态用水无效率都呈现递增趋势。
3.1.2农业生态用水无效率与农业经济用水无效率的来源比较为进一步揭示无效率的来源，本文分解了农业生态用水无效率与农业经济用水无效率，结果见表3。如果中国要实现农业经济用水的完全有效率，平均需要减少1.5%的水资源投入、1.3%的劳动力投入、3.1%的土地投入、3.2%的农业机械投入和1.4%的化肥投入，增加15.5%的农业总产值;如果要实现农业生态用水的完全有效率，平均需要降低2.7%的水资源投入、2.9%的劳动力投入、4.4%的土地投入、4.5%的农业机械投入和3%的化肥投入，减少4.8%的碳排放和5%的面源污染。此外，在农业经济用水无效率中，水资源投入的无效率贡献率为5.88%，农业总产值的无效率贡献率高达59.69%，这与中国的现实明显不符。在中国这样一个农业产值高速增长的国家，农业总产值的产出不足竟然是无效率的主要来源，并且水资源投入的无效率很低。这可能是由于没有加入农业水污染变量，导致测算出现偏差。加入农业水污染变量后，在农业生态用水无效率中，农业总产值产出的无效率贡献为0%，水资源投入的无效率贡献接近10%;农业水污染变量的无效率贡献率为35.69%，其中碳排放和面源污染分别贡献了17.46%和18.23%，由此可见农业水污染成为农业生态用水无效率的主要来源。
表3还呈现了东中西部三大地区两种无效率及其来源的差异。农业经济用水无效率与生态用水无效率的区域排名都是中部>西部>东部。农业用水量对三大地区农业经济用水无效率的贡献率依次为东部>西部>中部;然而，考虑农业水污染变量后，农业用水量对三大区域农业生态用水无效率的贡献率出现大幅度提升，而且区域排名出现变化：西部地区农业用水量对其农业生态用水无效率的贡献率超越了东部地区，成为农业用水浪费最严重的地区。从农业水污染的贡献率来看，将碳排放和面源污染综合起来考虑，区域排名为东部>中部>西部，农业水污染对东部地区农业生态用水无效率的贡献率最高。综合考虑变量体系中各变量的贡献率，农业水污染对三大地区农业生态用水无效率的贡献率都高于其他变量。
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3.1.3农业生态用水效率的松弛模式图3呈现了中国农业生态用水效率无效省份和有效省份数量的变动情况。2008—2018年农业生态用水效率的有效省份数量总体逐渐减少，由2008年的10个减少到2018年的7个;相应地无效省区数量总体逐渐增加，由2008年的21个上升到2018年的24个。
为进一步分析农业生态用水效率无效省份的松弛模式，根据31个省份农业用水量和农业水污染的松弛量，计算出各变量的松弛比例，具体计算公式为：松弛比例=松弛量/原始值。这表示为到达生产前沿面，各省份的农业用水量、农业碳排放和面源污染指标应该缩减的比例。以50%的松弛比例为分界线，可以将农业生态用水效率无效省份划分为4种松弛模式：低浪费—低污染的模式Ⅰ(农业用水量和农业水污染量的松弛比例都小于50%)、低浪费—高污染的模式Ⅱ(农业用水量松弛比例小于50%，但农业水污染量松弛比例高于50%)、高浪费—低污染的模式Ⅲ(农业用水量松弛比例高于50%，但农业水污染量松弛比例低于50%)、高浪费—高污染的模式Ⅳ(农业用水量和农业水污染量的松弛比例都高于50%)。图4显示了2008—2018年4种松弛模式的省份数量变化情况。模式Ⅰ的省份数量出现大幅下降趋势，由2008年的13个减少到2018年的9个;与此对应的是，模式Ⅱ，Ⅲ，Ⅳ的省份数量总体上增加，农业水资源浪费严重或农业水污染严重的省份逐渐增加。这说明，中国大多数省份农业水资源配置仍面临高浪费、高污染的严峻形势，急需转变利用模式，提高农业水资源配置效率。
3.2农业生态用水效率的影响因素分析利用
Stata16.0软件，采用Tobit回归模型对农业生态用水效率影响因素进行回归分析，结果见表4。
(1)水资源禀赋。人均水资源量对全国及三大地区农业生态用水效率的提升起到促进作用，回归系数分别为0.014，0.036，0.049，0.011，都通过了1%的显著性检验。水资源可得性越强，可用于农业灌溉的水资源越多，有利于扩大农业生产和提升农业生态用水效率。地下水占供水总量的比例对全国及三大地区农业生态用水效率的提升有着促进作用，回归系数分别为0.047，0.081，0.156，0.096，都通过了5%或其以下的显著性检验。利用地下水灌溉可以减少输水损失，有助于提高灌溉效益。
(2)水利设施蓄水能力。除东部地区外，水库总容量对全国、中部和西部地区的农业生态用水效率产生正向影响，回归系数分别为0.006，0.022，0.022，都通过了10%或其以下的显著性检验。重视水库等农业基础设施的建设，有助于保障地区农业水资源供给、缓解地区农业用水短缺，提升农业生态用水效率。
(3)耗水作物种植比例。粮食蔬菜面积比对全国及三大地区农业生态用水效率的提升有抑制作用，回归系数分别为-0.002，-0.013，-0.002和-0.002，都通过了1%的显著性检验。耗水作物种植比例的变动会显著影响到农业用水量，粮食蔬菜面积比越高，高耗水作物的种植面积越大，从而进一步恶化农业水资源短缺和水资源浪费状况。
(4)农村劳动力受教育水平。除东部地区外，农村15岁及其以上人口文盲占比对全国、中部和西部地区的农业生态用水效率产生抑制作用，回归系数分别为-0.002，-0.001和-0.002，并且都通过了5%的显著性检验。文盲比例越高，农村劳动力的总体受教育水平越低，农户总体节水意识越差，这可能会加剧农业水资源浪费，导致高效的农业节水技术和灌溉方式难以推广。
4讨论与结论
(1)2008—2018年中国农业生态用水无效率始终高于农业经济用水无效率，忽略农业水污染将高估真实的农业用水效率。中国农业生态用水无效率呈现出递增趋势，东部地区农业生态用水无效率最低，其次是西部地区，最高的是中部地区。各级政府应该充分认识到农业用水过程中的水污染问题，注重农业水资源使用和生态保护的协调发展。一方面，为减少农业水资源的浪费，政府需要继续完善农业水资源管理体制，通过宣传提升农户的节水意识，推广农业节水灌溉技术。另一方面，为减轻农业水污染的影响，政府应当采取更加严格的农业水污染治理政策，加大对农业水污染排放的处罚力度;同时建立健全农业水污染的跨区域防控机制，实现先进农业水污染防控技术的跨区域分享。
(2)农业水污染是农业生态用水无效率的主要来源。农业水污染对三大地区农业生态用水无效率的贡献率排名依次为东部>中部>西部;综合考虑整个变量体系中各变量的贡献率，水污染排放对三大地区农业生态用水无效率的贡献率都高于其他变量。中国农业生态用水效率的有效省份数量逐渐减少，无效省份数量呈现上升趋势。农业用水低浪费—低污染模式的省份数量大幅减少，而高浪费或高污染模式的省份数量大幅增加。清晰认识到农业生态用水无效率及其来源在三大地区的差异，以及各省份农业生态用水效率的不同松弛模式，针对性地在各地实施农业节水战略与水污染防治对策。对东部地区而言，其农业生态用水无效率主要来源于农业水污染，该地区的工作重心在于加大农业水污染的防范和治理。西部地区的农业水资源管理水平较低，农业生态用水无效率比较高，所以要重点提升农业水资源的管理水平。中部地区的多数省份为粮食主产区，农业水资源浪费比较严重，而且伴随着工业化进程的推进，水污染逐渐成为农业生态用水无效率的主要来源。为此，应同时提升该地区的农业用水管理和农业水污染防治水平
(3)水资源禀赋、水利设施蓄水能力和农村劳动力受教育水平对农业生态用水效率产生正向影响，而耗水作物种植比例对其产生负向影响。为了进一步提升中国农业生态用水效率，可以采取以下措施。首先，采取跨区域调水机制，统筹协调缺水省份和多水省份的水资源，实现农业用水的优化配置。同时适度开采地下水，减轻地区农业水资源紧缺的压力，提升灌溉效益。其次，积极建设农业水利基础设施，增强农业水资源的调配能力。再次，在保障国家粮食安全的前提下，各省份要适度调整耗水作物种植比例，鼓励农户种植低耗水农作物。最后，加大农村教育投入，提升农村劳动力受教育水平，增强其节水意识和农业水污染防治意识。
(4)本文通过引入农业水污染变量，尝试性地探讨了中国农业生态用水效率及其无效率的来源，在此基础上分析了农业生态效率的影响因素，研究成果为各地区提高农业水污染治理、优化农业水资源配置提供了决策依据。然而，也存在一些不足，由于官方统计数据中未公布2015年以来农业废水中的COD排放量和氨氮排放量，本文只能通过间接方法估算农业水污染状况。一—论文作者：刘涛1，崔永正2，李继霞3
