中國農(nóng)業(yè)氨排放的時空演變趨勢與減排潛力分析*

鄧明君, 羅文兵

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中國農(nóng)業(yè)氨排放的時空演變趨勢與減排潛力分析*

鄧明君, 羅文兵

(湖南科技大學商學院 湘潭 411201)

中國霧霾成因比發(fā)達國家更為復雜, 人為源氨氣(NH3)污染是中國PM2.5指數(shù)被持續(xù)推高的重要因素, 卻一直被全社會所忽視。已有研究表明, 人為源NH3排放主要來自農(nóng)業(yè),農(nóng)業(yè)NH3減排是霧霾治理最經(jīng)濟有效的方法, 因此, 研究中國農(nóng)業(yè)NH3減排潛力對中國控氨治霾具有重要現(xiàn)實意義。本文基于各類統(tǒng)計年鑒和研究成果中的相關(guān)數(shù)據(jù), 參考《大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南(試行)》, 構(gòu)建農(nóng)業(yè)NH3減排潛力分析模型, 應(yīng)用排放因子法和情景分析法, 測算并分析了中國2004—2013年農(nóng)業(yè)NH3排放演變和2020—2030年農(nóng)業(yè)NH3減排潛力。結(jié)果表明: 1)2013年中國農(nóng)業(yè)NH3排放總量為1 193.92萬t, 比2004年增長18.59%。2)農(nóng)業(yè)年NH3排放總量在60萬t以上的省市, 2004年有河南、山東、河北和內(nèi)蒙古4省, 到2013年演變?yōu)楹幽?、?nèi)蒙古、河北、山東、新疆和四川6省。3)趨勢照常情景(business-as-usual, BAU)下, 2020年、2025年和2030年中國農(nóng)業(yè)NH3排放將比2013年分別提高15.26%、23.60%和30.23%。4)減排情景下, 2020年、2025年和2030年的中國農(nóng)業(yè)NH3排放將比BAU情景分別減少319.40萬t、501.31萬t和660.40萬t, 將比2013年分別下降11.49%、18.39%和25.08%。5)未來中國農(nóng)業(yè)NH3減排的關(guān)鍵取決于中國居民消費畜禽產(chǎn)品的數(shù)量和結(jié)構(gòu), 其次是中國畜禽養(yǎng)殖的飼料營養(yǎng)水平改變。6)未來中國農(nóng)業(yè)NH3減排重點區(qū)域在河南、山東、河北、內(nèi)蒙古和四川。由此可見, BAU情境下未來中國農(nóng)業(yè)NH3排放將失控, 未來中國農(nóng)業(yè)NH3減排必須從大力削減重點區(qū)域排放和加速轉(zhuǎn)變居民畜禽產(chǎn)品消費行為兩方面入手。

農(nóng)業(yè)氨排放; 減排潛力; 情景分析法; 趨勢照常情景; 減排情景

近年來, 中國霧霾污染頻發(fā), 防治霧霾已經(jīng)成了迫在眉睫的任務(wù)。國務(wù)院2015年度環(huán)境報告指出: 京津冀地區(qū)11—12月出現(xiàn)3次重污染天氣, 采暖期的PM2.5平均濃度同比增長9.6%; 北京的采暖期PM2.5平均濃度同比增長75.9%; 鄭州、烏魯木齊、濟南的PM2.5平均濃度在2014年同比下降后2015年又有反升。然而, 中國霧霾成因比發(fā)達國家更為復雜, 其中人為源氨氣(NH3)排放作為中國PM2.5指數(shù)被持續(xù)推高的重要密碼, 卻一直被全社會所忽視[1]。劉學軍[2]明確指出“不控制氨氣排放, 治霾的成效肯定要打折”。國內(nèi)學者對中國PM2.5化學組分的測量結(jié)果表明, 銨鹽等水溶性氣溶膠粒子占中國PM2.5質(zhì)量濃度的25%~60%[3-4]。Paulot等[5]監(jiān)測2005—2008年全球NH3排放的結(jié)果顯示, 中國每年NH3排放量約為1 020萬t, 美國和歐盟僅分別為340萬t和376萬t。這些人為源NH3排放主要來自農(nóng)業(yè)[6], 農(nóng)業(yè)NH3排放又主要來源于種植業(yè)的化肥施用和畜禽養(yǎng)殖業(yè)的畜禽糞便, 這些在全球共占人為源NH3排放的57%以上, 在亞洲則占80%以上[7]。國外學者對農(nóng)業(yè)NH3減排與控制PM2.5污染關(guān)系的研究結(jié)果表明, 農(nóng)業(yè)NH3減排是霧霾治理最經(jīng)濟有效的方法[8-11]。因此, 農(nóng)業(yè)NH3減排將是中國霧霾治理的另一關(guān)鍵途徑, 研究中國農(nóng)業(yè)NH3排放時空演變趨勢與減排潛力對中國“控氨治霾”有著重要現(xiàn)實意義。

農(nóng)業(yè)NH3排放時空演變趨勢研究方面, 國內(nèi)學者從不同空間和方面核算了中國農(nóng)業(yè)NH3排放, 但研究還存在以下不足: 1)對比相關(guān)研究成果, 由于各類排放因子差異以及數(shù)據(jù)處理精度差異, 導致同一地區(qū)的農(nóng)業(yè)NH3排放量存在較大差異, 如: 河南省氮肥施用導致的NH3排放2004年為44.55萬t[12]、2005年為28.51萬t[13]、2006年為56.68萬t[7], 畜禽養(yǎng)殖的NH3排放2004年河北為37.17萬t、河南為35.16萬t[12], 2006年河北為23.02萬t、河南為50.55萬t[7]; 2)氮肥施用和畜禽糞便的NH3排放程度依賴于土壤酸度和環(huán)境溫度[14], 多數(shù)研究借鑒國外相關(guān)排放因子, 不符合中國國情, 導致核算的中國農(nóng)業(yè)NH3排放量偏小; 3)相關(guān)研究基本上都只核算了1年的農(nóng)業(yè)NH3排放, 無法獲悉中國各地區(qū)農(nóng)業(yè)NH3排放的時空演變過程, 鮮見預測未來區(qū)域農(nóng)業(yè)NH3排放量的研究。

農(nóng)業(yè)NH3減排潛力研究方面, 20世紀末以來, 國外學者就致力于農(nóng)業(yè)NH3減排機制研究, 提出了一系列農(nóng)業(yè)NH3減排措施, 包括從整個氮循環(huán)對農(nóng)業(yè)進行氮管理、畜禽喂養(yǎng)策略、畜禽養(yǎng)殖舍管理、畜禽糞便存儲管理、畜禽糞便施用管理和氮肥施用管理[15-17], 分析了不同減排技術(shù)措施的農(nóng)業(yè)NH3減排潛力[18]。通過評估潛在農(nóng)業(yè)NH3減排措施的成本效益及適用性, 指出最經(jīng)濟有效的畜禽養(yǎng)殖NH3減排措施就是畜禽糞便快速還田, 直接將糞尿一起“注射”到土壤里[19-20]。近年來, 國內(nèi)學者也開始研究農(nóng)業(yè)NH3減排措施。劉學軍指出, 在不增加農(nóng)民生產(chǎn)成本和不影響糧食產(chǎn)量情形下, 中國農(nóng)田同時應(yīng)用脲酶抑制劑、機械化深施肥料和測土配方施肥技術(shù), 理論上能夠?qū)崿F(xiàn)50%的NH3減排[21]; 汪開英等[22]和胡錦艷等[23]指出, 生物發(fā)酵床養(yǎng)殖模式能大量削減養(yǎng)殖NH3排放。但理論與現(xiàn)實存在差距, 2005年起中國就大力推廣測土配方施肥技術(shù), 而該技術(shù)推廣并未控制化肥消耗增長趨勢, 原因在于推廣機制存在問題。中國畜禽養(yǎng)殖NH3減排難, 畜禽散養(yǎng)模式幾乎沒有控NH3措施可言, 規(guī)模化養(yǎng)殖場糞尿處理設(shè)施運行未能盡如人意, 沼液被農(nóng)田有效利用率極低, 大部分排到了環(huán)境里[24], 未經(jīng)處理的沼液釋放大量的NH3[25]。但是, 關(guān)于未來中國農(nóng)業(yè)NH3減排潛力究竟有多大的問題, 鮮見相關(guān)研究。

鑒于以上不足, 本文參考中國環(huán)境保護部于2014年9月發(fā)布的《大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南(試行)》, 核算并分析2004—2013年中國種植業(yè)和畜牧業(yè)的NH3排放及其排放的時空演變情況。該指南形成了各重點行業(yè)排放因子測定技術(shù)規(guī)范, 確定了氨排放清單的編制技術(shù)方法, 提出科學、規(guī)范的氨排放清單編制技術(shù)指南[26], 能夠很好地保證本文的核算結(jié)果更準確合理。同時, 本文將預測趨勢照常情景(business-as-usual, BAU)下未來中國農(nóng)業(yè)的NH3排放, 測度未來減排情景下中國農(nóng)業(yè)NH3排放的減排潛力。本研究結(jié)果將為中國政府制定農(nóng)業(yè)NH3減排政策提供數(shù)據(jù)與理論支持。

1 研究方法與數(shù)據(jù)來源

1.1 研究方法

1.1.1 排放因子法

國內(nèi)外已有人為源NH3排放估算的研究基本都是采用排放因子法。因此, 本文根據(jù)《大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南(試行)》, 同樣采取排放因子法估算中國農(nóng)業(yè)的NH3排放, 計算公式為:

(1)

式中:為地區(qū);為排放源;為年份;E,j,y為年地區(qū)排放源的NH3排放量;A,j,y為年地區(qū)排放源的活動水平;EF,j,y為年地區(qū)排放源的NH3排放因子;為氮-大氣NH3轉(zhuǎn)換系數(shù), 畜禽養(yǎng)殖業(yè)取1.214, 其他行業(yè)取1.000[26]。

由于農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中土壤本底、固氮植物、秸稈堆肥、秸稈室內(nèi)燃燒和秸稈露天焚燒的NH3排放占農(nóng)業(yè)NH3排放的比重很小, 因此, 本文僅核算種植業(yè)中的各種氮肥施用和畜牧業(yè)中的各類畜禽養(yǎng)殖等農(nóng)業(yè)NH3排放源的NH3排放。

1.1.2 農(nóng)業(yè)氨減排潛力分析方法

農(nóng)業(yè)NH3減排潛力分析采用情景分析法和減排潛力指標。針對關(guān)注的指標不同, 農(nóng)業(yè)NH3減排潛力有兩類不同的含義。一是絕對農(nóng)業(yè)NH3減排潛力, 即目標年份中減排情景的農(nóng)業(yè)NH3排放量相比BAU(可理解為“按原軌道發(fā)展”或“一切照舊情景”, 該情景下居民畜禽產(chǎn)品消費增長趨勢、種植業(yè)氮肥施用模式和畜牧業(yè)的養(yǎng)殖模式與當前的發(fā)展趨勢基本保持一致, 沿用既有的減排政策和措施, 不特別采取針對NH3減排的對策)情景的減少量; 二是相對農(nóng)業(yè)NH3減排潛力, 即目標年份中減排情景的農(nóng)業(yè)NH3排放量相比基準年份降低的百分比, 種植業(yè)NH3減排情景包括科學施肥推廣、緩釋肥應(yīng)用和機械深施應(yīng)用等方面, 畜牧業(yè)NH3減排情景包括日糧中添加酶和活菌劑、日糧營養(yǎng)水平改變和戶外生物發(fā)酵床應(yīng)用等方面。具體分析模型如式(2)和式(3)所示。

農(nóng)業(yè)各種排放源的絕對NH3減排潛力分析模型:

ACP,j,yAE,j,yBAUAE,,RM(2)

式中:為目標年份;為排放源; ACP,j,y為年地區(qū)排放源的NH3減排總量; AE,j,yBAU為BAU情景下年地區(qū)排放源的NH3排放量; AE,j,yRM為農(nóng)業(yè)NH3減排措施應(yīng)用情景下年地區(qū)排放源的NH3排放量。

匯總各地區(qū)中相關(guān)排放源的減排總量得到各地區(qū)的種植業(yè)或養(yǎng)殖業(yè)絕對NH3減排潛力, 匯總各地區(qū)的種植業(yè)或養(yǎng)殖業(yè)減排總量得到全國的種植業(yè)或養(yǎng)殖業(yè)絕對NH3減排潛力, 匯總?cè)珖姆N植業(yè)和養(yǎng)殖業(yè)減排總量得到全國農(nóng)業(yè)的絕對NH3減排潛力。

全國農(nóng)業(yè)相對NH3減排潛力分析模型為:

RCP(BAETAERM)BAE (3)

式中:為目標年份, RCP為年與基準年相比全國農(nóng)業(yè)的NH3減排比例, BAE為基準年全國農(nóng)業(yè)的NH3排放量, TAERM為農(nóng)業(yè)NH3減排措施應(yīng)用情景下全國農(nóng)業(yè)的NH3排放量。

1.2 數(shù)據(jù)來源及處理

1.2.1 中國種植業(yè)NH3排放核算的數(shù)據(jù)來源及處理

氮肥施用NH3排放的基準排放系數(shù)來源于《大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南》, 如表1所示。硝酸銨和其他氮肥在堿性土壤中的排放系數(shù)可參考酸性土壤推薦值。受施肥率和施肥方式影響, 實際排放系數(shù)通常在基準排放系數(shù)基礎(chǔ)上進行校正, 即: 實際排放系數(shù)=基準排放系數(shù)×施肥率校正系數(shù)×施肥方式校正系數(shù)。土壤酸堿性、氣溫為重要影響因子。其中, 耕地施肥高于195 kg(N)?hm-2的地區(qū), 施肥率校正系數(shù)為1.18, 其他地區(qū)為1.00。施肥方式校正系數(shù)在覆土深施時取0.32, 表面撒施時為1.00[26]。

表1 不同土壤類型不同溫度下各類氮肥的NH3基準排放系數(shù)(單位為氮肥施用量的百分比)

2004—2013年中國31個省市的氮肥折純施用量和復合肥折純施用量來源于2005—2014年《中國統(tǒng)計年鑒》和《中國農(nóng)村統(tǒng)計年鑒》, 31個省市的土壤酸堿性分布來源于中國土壤酸堿度分布圖。

基于“化肥折純量計算參考表”、《化學工業(yè)年鑒》、中國氮肥網(wǎng)、2005—2014年《中國工業(yè)年鑒》和其他相關(guān)文獻, 估算中國化肥施用所含折純氮中各類氮肥所占的比例, 尿素、碳酸氫銨、硝酸銨、硫酸胺及其他氮肥占比分別為70%、12%、1.5%、1.3%和15.2%。

考慮果樹基本采用深施肥, 基于《中國農(nóng)村統(tǒng)計年鑒》相關(guān)數(shù)據(jù), 本文設(shè)定中國果樹氮肥的施用量占全國氮肥施用總量的比例為12%。

1.2.2 中國畜牧業(yè)NH3排放核算的數(shù)據(jù)來源及處理

畜牧業(yè)中NH3排放主要由動物排泄物釋放。畜禽排泄物釋放NH3包含戶外、圈舍-液態(tài)、圈舍-固態(tài)、存儲-液態(tài)、存儲-固態(tài)、施肥-液態(tài)、施肥-固態(tài)共7個部分, 釋放量受氣溫影響?；凇洞髿獍痹磁欧徘鍐尉幹萍夹g(shù)指南(試行)》提供的“畜禽糞便排泄物銨態(tài)氮量的估算相關(guān)參數(shù)”、“集約化養(yǎng)殖中糞肥用作飼料的比重”、“不同糞便管理階段銨態(tài)氮量計算方法”和“畜牧業(yè)的NH3排放系數(shù)及參數(shù)”[26], 通過核算可得到不同平均氣溫下不同養(yǎng)殖模式各類畜禽養(yǎng)殖的NH3排放因子, 具體數(shù)據(jù)如表2所示。

表2 不同溫度下集約化養(yǎng)殖和散養(yǎng)的各類畜禽養(yǎng)殖的NH3排放因子

2004—2013年中國31個省市的畜禽養(yǎng)殖量、養(yǎng)殖方式所占比例來源于2005—2014年《中國農(nóng)村統(tǒng)計年鑒》和《中國畜牧業(yè)統(tǒng)計年鑒》。數(shù)據(jù)處理中, 肉牛>1 a、羊<1 a、肉豬>75 d和肉豬<75 d以當年肉牛、羊、肉豬出欄數(shù)計算, 肉牛<1 a以當年牛存欄數(shù)與奶牛存欄數(shù)的差值計算, 羊>1 a以當年羊存欄數(shù)計算, 奶牛<1 a以當年出生的奶牛犢計算, 奶牛>1 a以當年奶?？倲?shù)與當年出生的奶牛犢數(shù)的差值計算,禽類年末存欄數(shù)為蛋禽養(yǎng)殖數(shù)量, 禽類出欄數(shù)為肉禽養(yǎng)殖數(shù)量; 年鑒中未統(tǒng)計奶牛犢數(shù)量的年份, 其大于1年的奶牛與小于1年的奶牛數(shù)按當年奶牛總數(shù)9∶1分配; 馬、驢、騾和駱駝全部以散養(yǎng)模式統(tǒng)計。因大部分畜禽的集約化養(yǎng)殖NH3排放因子和散養(yǎng)NH3排放因子差異不大, 為簡化計算, BAU情景和減排情景, 基于2013年中國各畜禽的集約化養(yǎng)殖比例計算畜禽養(yǎng)殖業(yè)的NH3排放。

1.2.3 農(nóng)業(yè)各類氨減排措施的減排效應(yīng)數(shù)據(jù)來源

農(nóng)業(yè)各類NH3減排措施應(yīng)用的減排效應(yīng)數(shù)據(jù)來源于相關(guān)文獻: 1)氮肥施用方面, 緩釋肥應(yīng)用的NH3減排比例為24.36%[27-28], 機械深施應(yīng)用的NH3減排比例為68%[26]; 2)畜禽養(yǎng)殖業(yè)方面, 日糧中添加酶和活菌劑的NH3減排比例為30%[29], 改變?nèi)占Z營養(yǎng)水平的NH3減排比例為20%[30], 戶外生物發(fā)酵床的NH3減排比例為83%[31]。

2 情景設(shè)定

2.1 BAU情景設(shè)定

2.1.1 種植業(yè)BAU情景設(shè)定

各類農(nóng)作物播種面積變化、氮肥施用量變化對農(nóng)業(yè)氨排放演變有著重要影響。經(jīng)過多年調(diào)整, 目前中國各地區(qū)各農(nóng)作物播種面積基本趨于穩(wěn)定。依據(jù)歷年統(tǒng)計年鑒, 復合肥中的氮凈含量以1/3比例核算, 中國氮肥施用量較上一年的增長比例, 2004—2013年平均為2.03%, 但2013年降到最低點0.55%, 依據(jù)《中國統(tǒng)計年鑒2015》, 2014年增長比例為0.59%, 表明中國氮肥施用量進入平緩增長期。對此, 本文分兩個階段設(shè)定種植業(yè)氮肥消費增長的BAU情景, 2013—2020年的平均增長比例為0.57%, 2021—2030年的平均增長比例為0.35%。那么, 與2013年氮肥消費量相比, 2020年增長4.06%, 2025年增長5.89%, 2030年增長7.76%。同時, 假定未來中國化肥施用所含折純氮中各類氮肥所占的比例與2013年相同。

2.1.2 畜牧業(yè)BAU情景設(shè)定

從整個農(nóng)產(chǎn)品生命周期來看, 畜禽產(chǎn)品消費總量變化對農(nóng)業(yè)NH3排放演變有著重要影響, 而中國畜禽產(chǎn)品消費總量變化與人口數(shù)量、城鎮(zhèn)化發(fā)展、居民收入增長和人口老齡化等因素密切相關(guān)。本文在BAU情景下假定人們消費行為不存在重大變化, 畜禽產(chǎn)品消費量還將不斷上升。參考相關(guān)研究成果[32-36], 在預測中國人口結(jié)構(gòu)、數(shù)量變化和肉產(chǎn)品表觀消費量變化的基礎(chǔ)上, 同時考慮人口老齡化的情景下, 測算得到2020年、2025年和2030年中國畜禽產(chǎn)品產(chǎn)量, 并計算出其相對于2013年中國畜禽產(chǎn)品產(chǎn)量的增長比例, 具體如表3所示。同時, 假定未來中國畜禽養(yǎng)殖的肉產(chǎn)出率與2013年相同, 那么畜禽養(yǎng)殖數(shù)量將實現(xiàn)同比例增長; 近年來統(tǒng)計數(shù)據(jù)顯示中國馬、驢、騾和駱駝飼養(yǎng)量變化不大, BAU情景下馬、驢、騾和駱駝飼養(yǎng)量采用2013年的飼養(yǎng)數(shù)量計算。

表3 趨勢照常(BAU)情景下未來中國畜禽產(chǎn)品產(chǎn)量的增長比例(與2013年相比)

2.2 減排情景設(shè)定

通過文獻分析、媒體報道和實地調(diào)查國內(nèi)外相關(guān)的農(nóng)業(yè)NH3減排措施研究與實踐成果, 本文梳理出適合中國的各種氮肥施用和畜禽養(yǎng)殖NH3減排措施, 依據(jù)減排措施應(yīng)用的難易程度和經(jīng)濟可行性, 設(shè)定NH3減排情景。

2.2.1 種植業(yè)減排情景設(shè)定

2008年和2009年農(nóng)業(yè)部的全國萬戶調(diào)研結(jié)果表明, 中國糧食作物(小麥、玉米、水稻、大豆和薯類)氮肥施用量占全國氮肥施用總量的50%, 蔬菜和果樹氮肥施用量占比32%, 其他作物氮肥施用量占比18%。中國農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院巨曉棠指出中國化肥過量施用集中在蔬菜和果樹, 蔬菜的氮肥施用量占全國農(nóng)作物氮肥施用量的20%以上[37]。相關(guān)媒體報道山東壽光蔬菜大棚種植模式的化肥投入量為全國平均值的4倍。果樹施肥基本采用深施模式, 其他作物基本上采用表面撒施模式, 因此, 中國糧食作物和蔬菜種植氮肥施用的NH3減排潛力較大?；?013年中國各地區(qū)三大糧食作物的化肥投入種類、數(shù)量和播種面積數(shù)據(jù), 以及農(nóng)業(yè)部“三大糧食作物施肥建議”或部分省份“作物配方肥配方推薦與施肥指導意見”中各地區(qū)3種糧食作物種植的氮肥施用數(shù)量, 測算出所有播種面積都實現(xiàn)科學施肥情形, 折純氮削減總量為363.91萬t (其中, 水稻為88.39萬t, 小麥為122.28萬t, 玉米為153.24萬t)。相關(guān)研究結(jié)果表明, 緩釋尿素較普通尿素在消減NH3排放有明顯的效果, 但2012年中國緩釋控釋肥的消費量與產(chǎn)量分別為12.6萬t和12萬t, 而2012年中國緩控釋肥的產(chǎn)能為250萬t[38]。隨著科技發(fā)展, 除滴灌施肥技術(shù)的推廣應(yīng)用外, 中國深施肥機械的研發(fā)與應(yīng)用最近也取得很大進展, 如側(cè)深施肥插秧機的推廣應(yīng)用。農(nóng)業(yè)部在2015年2月制定并發(fā)布了《到2020年化肥使用量零增長行動方案》, 提出力爭到2020年, 主要農(nóng)作物化肥施用量實現(xiàn)零增長, 據(jù)此本文設(shè)定減排情景下, 2020年農(nóng)作物化肥施用總量到達峰值。根據(jù)上述分析, 基于一定的可行性判斷, 本文設(shè)置了未來中國氮肥施用的NH3減排情景, 如表4所示。

表4 未來中國氮肥施用的NH3減排情景(以2013氮肥施用量為基準)

以上比例根據(jù)目前實際情況人為設(shè)定。The above proportions are artificially set according to the current actual situation.

2.2.2 畜牧業(yè)氨減排情景設(shè)定

1)需求側(cè): 畜禽產(chǎn)品消費量減少的情景設(shè)定

根據(jù)《中國統(tǒng)計年鑒》中畜禽產(chǎn)品產(chǎn)量和人口數(shù)及構(gòu)成, 豬肉、禽肉、牛羊肉城鄉(xiāng)住戶調(diào)查消費量占表觀消費量的比重, 以及畜禽產(chǎn)品的進出口凈值, 計算中國人均畜禽產(chǎn)品消費量, 結(jié)果表明: 中國人均畜禽肉和禽蛋的每天消費量分別為102.84 g和57.91 g, 具體結(jié)果如表5所示。

表5 中國2013年人均畜禽產(chǎn)品消費量以及營養(yǎng)學建議水平

畜禽產(chǎn)品包括畜禽產(chǎn)品進出口凈值; 奶類制品主要由城鎮(zhèn)居民消費, 本文以城鎮(zhèn)人口數(shù)計算。Livestock and poultry products include the net value of imports and exports. Milk products are mainly consumed by urban residents, this paper uses the urban population to calculate.

與2016年版《中國居民膳食指南》[39]的營養(yǎng)學建議水平最高值相比, 中國2013年人均畜禽肉消費量和禽蛋消費量分別超過了27.83 g和7.91 g, 可見中國居民科學消費畜禽產(chǎn)品的NH3減排潛力較大。參考《中國居民膳食指南》的營養(yǎng)學建議水平, 本文設(shè)置了未來中國人均畜禽產(chǎn)品消費量情景, 同時根據(jù)未來中國人口數(shù)量, 測算并確定2020年、2025年和2030年中國畜禽養(yǎng)殖數(shù)量相對于2013年的減少比例, 結(jié)果如表6所示。本文依據(jù)營養(yǎng)學建議水平設(shè)定了未來畜禽肉和禽蛋人均消費量, 這是一種理想狀態(tài), 需全社會高度重視營養(yǎng)與健康才能達成。同時, 依據(jù)《中國統(tǒng)計年鑒》, 2008—2013年中國奶類產(chǎn)量在3 650~3 880萬t波動, 由于中國居民對國內(nèi)奶產(chǎn)品安全信任度不高, 國內(nèi)奶類產(chǎn)品消費存在波動性, 由于奶類產(chǎn)品凈進口量不斷增長, 導致近年中國多地出現(xiàn)奶農(nóng)倒奶殺牛事件; 2004—2012年中國禽肉產(chǎn)量一直上升, 但2013年比上年下降1.35%, 2014年則比上年下降2.61%。為簡化計算, 本文設(shè)定到2030年中國奶牛、山羊、馬、驢、騾、駱駝和家禽數(shù)量與2013年相同, 同時根據(jù)兩種肉類消費比例設(shè)定豬肉和牛肉分別占禽肉消費減少量的90%和10%。

表6 未來中國人均畜禽產(chǎn)品消費情景下中國畜禽養(yǎng)殖減少比例

2)供給側(cè): 畜禽養(yǎng)殖的NH3減排技術(shù)措施應(yīng)用情景設(shè)定

畜禽養(yǎng)殖的NH3減排技術(shù)措施多種多樣[17], 但多數(shù)減排技術(shù)措施不適合中國國情, 如歐美養(yǎng)殖場有當?shù)卮竺娣e的農(nóng)場消納畜禽糞便, 且通過機械及時將畜禽糞便注射到土里。目前, 為了提高肉蛋產(chǎn)量, 中國畜禽養(yǎng)殖的飼料中氮磷元素已經(jīng)超過動物生長需要, 糞便中氮含量過高, 導致更多的NH3排放。根據(jù)可行性, 本文設(shè)定了未來中國畜禽養(yǎng)殖的NH3減排技術(shù)措施應(yīng)用情景, 如表7所示。

表7 未來中國畜禽養(yǎng)殖的NH3減排情景(與2013年相比)

以上比例根據(jù)目前實際情況人為設(shè)定。The above proportions are artificially set according to the current actual situation.

3 結(jié)果與分析

3.1 中國農(nóng)業(yè)氨排放演變趨勢

3.1.1 2004—2013年中國農(nóng)業(yè)氨排放總量演變分析

2004—2013年中國農(nóng)業(yè)NH3排放總量演變趨勢如圖1所示。10年內(nèi)中國種植業(yè)NH3排放量保持平緩增長, 2013年比2004年增長67.54萬t, 這主要由氮肥施用量不斷增加所致。10年內(nèi)中國畜牧業(yè)NH3排放量增長較大, 2007—2011年間趨于平穩(wěn), 2013年比2004年增長119.60萬t, 增幅17.98%。2013年中國農(nóng)業(yè)NH3排放總量為1 193.92萬t, 比2004年增長18.59%。

圖1 2004—2013年中國畜牧業(yè)、種植業(yè)NH3排放及農(nóng)業(yè)NH3排放總量

3.1.2 2004年和2013年中國農(nóng)業(yè)氨排放空間演變分析

對比2004年和2013年中國各省市種植業(yè)、養(yǎng)殖業(yè)和農(nóng)業(yè)的NH3排放量演變?nèi)鐖D2所示。

由圖2a可知: 種植業(yè)NH3排放在30萬t×a-1以上的省市, 2004年有河南、河北、山東和江蘇4省, 到2013年有河南、河北、陜西、山東和江蘇5省, 河南和河北的排放量達66.50萬t和47.50萬t; 與2004年相比, 2013年種植業(yè)NH3排放量增長超過10萬t的地區(qū)有河南、陜西、新疆和內(nèi)蒙古。

由圖2b可知: 畜牧業(yè)NH3排放在40萬t×a-1以上的省市, 2004年有河南、內(nèi)蒙古、山東和河北4省, 到2013年演變?yōu)楹幽?、?nèi)蒙古、河北、山東、新疆和四川6省; 與2004年相比, 2013年畜牧業(yè)NH3排放量增長超過10萬t的地區(qū)有河北和新疆, 河南接近10萬t (9.72萬t)。

由圖2c可知: 農(nóng)業(yè)NH3排放總量在60萬t×a-1以上的省市, 2004年有河南、山東、河北和內(nèi)蒙古4省, 到2013年演變?yōu)楹幽?、?nèi)蒙古、河北、山東、新疆和四川6省; 與2004年相比, 2013年農(nóng)業(yè)NH3排放總量增長超過10萬t的地區(qū)有新疆、河南、內(nèi)蒙古、陜西、河北和山東。

3.1.3 不同情景下中國農(nóng)業(yè)氨排放演變趨勢

首先, 根據(jù)本文設(shè)定的BAU情景下未來中國畜禽產(chǎn)品產(chǎn)量增長比例和氮肥施用增長比例, 基于2013年中國各類畜禽的存欄、出欄數(shù)和氮肥施用情況, 測算未來各類畜禽的存欄和出欄數(shù)及氮肥使用量。然后, 應(yīng)用農(nóng)業(yè)NH3排放核算方法, 計算得到BAU情景和減排情景下2020年、2025年和2030年中國畜牧業(yè)、種植業(yè)和農(nóng)業(yè)的NH3排放量, 結(jié)果如圖3a和圖3b所示。BAU情景下, 2020年、2025年和2030年中國農(nóng)業(yè)NH3排放量比2013年分別增長182.22萬t、281.74萬t和360.91萬t, 其中畜牧業(yè)占91%左右。減排情景下, 2020年、2025年和2030年中國農(nóng)業(yè)NH3排放量比2013年分別下降137.19萬t、219.56萬t和 299.51萬t, 其中畜牧業(yè)減排的貢獻占75%左右。由此可見, 中國農(nóng)業(yè)NH3減排的關(guān)鍵在畜牧業(yè)。

圖2 2004年和2013年中國各省市種植業(yè)(a)、養(yǎng)殖業(yè)(b)及農(nóng)業(yè)(c)NH3排放總量

3.2 中國農(nóng)業(yè)氨減排潛力分析

3.2.1 農(nóng)業(yè)絕對氨減排潛力分析

基于公式(2), 測算得到未來中國農(nóng)業(yè)的絕對NH3減排潛力(表8)。結(jié)果表明, 中國農(nóng)業(yè)不采取NH3減排措施和采取NH3減排措施兩者之間的排放量差異非常大, 且畜牧業(yè)NH3減排量占減排總量的83%以上。

圖3 趨勢照常(BAU)情景(a)和減排情景(b)下未來中國農(nóng)業(yè)NH3排放量

表8 2020—2030年減排情景下中國農(nóng)業(yè)的絕對NH3減排潛力

3.2.2 農(nóng)業(yè)相對氨減排潛力來源分析

以2013年為基準年, 基于公式(3), 測算得到未來中國農(nóng)業(yè)的相對NH3減排潛力(表9)。結(jié)果表明, 2013—2030年, 中國農(nóng)業(yè)的相對NH3減排潛力主要來源于居民減少畜禽產(chǎn)品消費; 飼料營養(yǎng)水平改變、飼料中添加酶和活菌劑將對削減中國畜牧業(yè)NH3排放有著重要作用, 占2020年、2025年和2030年中國農(nóng)業(yè)相對NH3減排潛力的比例分別為38.43%、31.1%和27.42%。

表9 中國農(nóng)業(yè)的相對NH3減排潛力來源(2013年為基準年)

3.2.3 農(nóng)業(yè)相對氨減排潛力空間分布分析

以2013年為基準年, 未來中國農(nóng)業(yè)的相對NH3減排潛力空間分布見表10。減排潛力排前5位的河南、山東、河北、內(nèi)蒙古和四川恰好處于中國霧霾污染重災區(qū)及其周邊, 這些地區(qū)占全國農(nóng)業(yè)NH3減排總潛力的38.5%以上。

4 討論

4.1 中國農(nóng)業(yè)NH3排放核算的不確定性

排放不確定性與活動數(shù)據(jù)和排放因子相關(guān)聯(lián)。中國氮肥施用和畜禽養(yǎng)殖的活動數(shù)據(jù)主要通過各種統(tǒng)計資料獲得, 并非一手數(shù)據(jù)。由于氮肥施用和畜禽養(yǎng)殖NH3排放因子的調(diào)整涉及參數(shù)眾多, 且數(shù)值范圍大, 中國氮肥施用和畜禽養(yǎng)殖的NH3排放因子校正過程中雖然考慮了當?shù)氐臈l件和情況, 但仍然存在很大的不確定性。

4.2 中國農(nóng)業(yè)NH3減排情景設(shè)定的合理性

1)本文設(shè)定的BAU情景下中國畜禽產(chǎn)品產(chǎn)量增長比例, 可能會因為中國目前過高的住房支出和食品安全問題, 未來達不到該增長比例, 從而高估未來中國農(nóng)業(yè)NH3排放。本文設(shè)定該增長比例的目的在于讓人們意識到增加畜禽產(chǎn)品消費量將加劇中國農(nóng)業(yè)NH3排放。2)本文設(shè)定的未來中國人均畜禽產(chǎn)品消費減少情景是一種理想狀態(tài), 以當前城鎮(zhèn)居民家庭的畜禽產(chǎn)品采購和外出就餐的畜禽產(chǎn)品消費趨勢演變情況來看, 未來中國畜禽產(chǎn)品消費量極有可能遠高于2013年的消費數(shù)量。本文設(shè)定該減排情景的意義在于讓人們認識到在保證營養(yǎng)需求的同時, 我們能夠?qū)⑥r(nóng)業(yè)NH3排放總量降下來。3)農(nóng)業(yè)NH3減排措施眾多, 由于存在許多影響因素, 本文對未來中國氮肥施用和畜禽養(yǎng)殖的NH3減排情景的設(shè)定難以做到科學, 更多地是一種基于現(xiàn)實的估計。4)各類農(nóng)業(yè)NH3減排措施的減排效應(yīng)受經(jīng)濟、氣候、土壤等方面的影響, 由于難以獲取中國所有地區(qū)各類農(nóng)業(yè)NH3減排措施的減排效應(yīng)數(shù)據(jù), 本文對所有地區(qū)農(nóng)業(yè)各類NH3減排措施的減排效應(yīng)數(shù)據(jù)均統(tǒng)一采用相關(guān)研究的結(jié)果, 未來有待跟蹤相關(guān)研究, 分地區(qū)修正減排效應(yīng)數(shù)據(jù)。

表10 2020—2030年中國農(nóng)業(yè)的相對NH3減排潛力空間分布(2013年為基準年)

5 結(jié)論

1)BAU情景下, 2020年、2025年和2030年中國農(nóng)業(yè)NH3排放總量將比2013年分別上升15.26%、23.60%和30.23%。由于一次氣態(tài)污染物SO2和NO等通過氣相或者多相反應(yīng)生成硫酸和硝酸, 再和大氣中的NH3反應(yīng)生成硫酸銨和硝酸銨氣溶膠粒子[40]。因此, BAU情景下, 每年采暖期, 當中國相關(guān)區(qū)域無法控制其SO2和NO排放的上升趨勢時, 這些區(qū)域的霧霾污染將勢必加重。

2)未來中國農(nóng)業(yè)NH3減排的關(guān)鍵取決于居民的畜禽產(chǎn)品消費量和消費結(jié)構(gòu), 其次是中國畜禽養(yǎng)殖的飼料營養(yǎng)水平改變。而居民畜禽產(chǎn)品消費結(jié)構(gòu)調(diào)整的關(guān)鍵在于減少牛肉和牛奶的消費總量。

3)通過測算分析, 未來中國農(nóng)業(yè)NH3減排重點區(qū)域在河南、山東、河北、內(nèi)蒙古和四川, 該5個地區(qū)占全國農(nóng)業(yè)NH3減排總潛力的38.5%以上; 種植業(yè)NH3減排重點區(qū)域在淮河以北地區(qū)的玉米和小麥種植區(qū), 這些地區(qū)的土壤基本屬于堿性土壤, 其玉米和小麥種植實現(xiàn)科學施肥和深施肥的NH3減排潛力大; 畜牧業(yè)NH3減排重點區(qū)域在內(nèi)蒙古、河南、山東、四川、新疆和河北。

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Space-time evolution of China’s agricultural ammonia emission and emission reduction potential*

DENGMingjun,LUO Wenbing

(School of Business, Hunan University of Science and Technology, Xiangtan 411201, China)

The causes of haze in China are more complicated than those in developed countries. Artificial ammonia (NH3) pollution is an important factor driving the continuous increase in PM2.5index in China, but so widely ignored by the entire society. Existing research shows that artificial NH3emission come mainly from agriculture. Thus, agricultural NH3emission reduction is the most economic and effective method of haze governance. Therefore, research on agricultural NH3emission reduction potential has significant practical significance for the governance of haze in China. Based on the related data (statistical yearbook and research results), referred to as “Technical Guidelines for Preparation of Atmospheric Ammonia Emission Inventory (for Trial Implementation)”, we built an analytical model of agricultural NH3emission reduction potential, calculated and analyzed temporal evolution of China’s agricultural NH3emission for the period from 2004 to 2013 and the reduction potential of agricultural NH3emission for the period from 2020 to 2030 using emission factor method and scenario analysis. The results showed that: 1) total agricultural NH3emission was 11.939 2 million tons in 2013, up 18.59% compared to 2004. 2) The provinces and cities where total amount of agricultural NH3emission was 0.6 million t×a-1or more in 2004 were Henan, Shandong, Hebei and Inner Mongolia provinces. By 2013, this had expanded to six provinces — Henan, Inner Mongolia, Hebei, Shandong, Xinjiang and Sichuan. 3) Under business-as-usual (BAU) scenario, China’s agricultural NH3emissions in 2020, 2025 and 2030 increased by 15.26%, 23.60% and 30.23%, respectively, over that in 2013. 4) Under abatement scenario, China’s agricultural NH3emissions in 2020, 2025 and 2030 reduced by 3.194 million tons, 5.013 million tons and 6.604 million tons, respectively, compared with BAU scenario, which were respectively 11.49%, 18.39%, and 25.08% lower than the 2013 levels. 5) For the future, the key to China’s agricultural NH3emission reduction depended on the quantity and consumption structure of China’s household consumption of livestock and poultry products. Next, it depended on the changes in feed nutrient levels in China’s livestock and poultry farming. 6) The key potential agricultural NH3emission reduction provinces were Henan, Shandong, Hebei, Inner Mongolia and Sichuan. Thus for future control of China’s agricultural NH3emissions under BAU scenario, the implementation of China’s agricultural NH3emissions reduction must be done by vigorously cutting down emissions in key areas and accelerating the transformation of consumer behavior in livestock and poultry products.

Agricultural NH3emission; Emission reduction potential; Scenario analysis; Business-as-usual scenario; Abatement scenario

, DENG Mingjun, E-mail: mjdeng@hnust.edu.cn

Jan. 4, 2018;

May 2, 2018

10.13930/j.cnki.cjea.180016

X511

A

1671-3990(2018)09-1257-12

2018-01-04

2018-05-02

* This work was supported by the Project of Humanities and Social Sciences of Ministry of Education in China (18YJAZH013, 13YJCZH276) and the General Project of Hunan Philosophy and Social Science Fund, China (17YBA156).

* 教育部人文社會科學研究規(guī)劃基金項目(18YJAZH013, 13YJCZH276)和湖南省哲學社會科學基金一般項目(17YBA156)資助

鄧明君, 主要研究方向為綠色農(nóng)業(yè)發(fā)展戰(zhàn)略。E-mail: mjdeng@hnust.edu.cn

鄧明君, 羅文兵. 中國農(nóng)業(yè)氨排放的時空演變趨勢與減排潛力分析[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學報, 2018, 26(9): 1257-1268

DENG M J, LUO W B. Space-time evolution of China’s agricultural ammonia emission and emission reduction potential[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2018, 26(9): 1257-1268