中国农业氨排放的时空演变趋势与减排潜力分析*

邓明君, 罗文兵



中国农业氨排放的时空演变趋势与减排潜力分析*

邓明君, 罗文兵

(湖南科技大学商学院 湘潭 411201)

中国雾霾成因比发达国家更为复杂, 人为源氨气(NH3)污染是中国PM2.5指数被持续推高的重要因素, 却一直被全社会所忽视。已有研究表明, 人为源NH3排放主要来自农业,农业NH3减排是雾霾治理最经济有效的方法, 因此, 研究中国农业NH3减排潜力对中国控氨治霾具有重要现实意义。本文基于各类统计年鉴和研究成果中的相关数据, 参考《大气氨源排放清单编制技术指南(试行)》, 构建农业NH3减排潜力分析模型, 应用排放因子法和情景分析法, 测算并分析了中国2004—2013年农业NH3排放演变和2020—2030年农业NH3减排潜力。结果表明: 1)2013年中国农业NH3排放总量为1 193.92万t, 比2004年增长18.59%。2)农业年NH3排放总量在60万t以上的省市, 2004年有河南、山东、河北和内蒙古4省, 到2013年演变为河南、内蒙古、河北、山东、新疆和四川6省。3)趋势照常情景(business-as-usual, BAU)下, 2020年、2025年和2030年中国农业NH3排放将比2013年分别提高15.26%、23.60%和30.23%。4)减排情景下, 2020年、2025年和2030年的中国农业NH3排放将比BAU情景分别减少319.40万t、501.31万t和660.40万t, 将比2013年分别下降11.49%、18.39%和25.08%。5)未来中国农业NH3减排的关键取决于中国居民消费畜禽产品的数量和结构, 其次是中国畜禽养殖的饲料营养水平改变。6)未来中国农业NH3减排重点区域在河南、山东、河北、内蒙古和四川。由此可见, BAU情境下未来中国农业NH3排放将失控, 未来中国农业NH3减排必须从大力削减重点区域排放和加速转变居民畜禽产品消费行为两方面入手。

农业氨排放; 减排潜力; 情景分析法; 趋势照常情景; 减排情景

近年来, 中国雾霾污染频发, 防治雾霾已经成了迫在眉睫的任务。国务院2015年度环境报告指出: 京津冀地区11—12月出现3次重污染天气, 采暖期的PM2.5平均浓度同比增长9.6%; 北京的采暖期PM2.5平均浓度同比增长75.9%; 郑州、乌鲁木齐、济南的PM2.5平均浓度在2014年同比下降后2015年又有反升。然而, 中国雾霾成因比发达国家更为复杂, 其中人为源氨气(NH3)排放作为中国PM2.5指数被持续推高的重要密码, 却一直被全社会所忽视[1]。刘学军[2]明确指出“不控制氨气排放, 治霾的成效肯定要打折”。国内学者对中国PM2.5化学组分的测量结果表明, 铵盐等水溶性气溶胶粒子占中国PM2.5质量浓度的25%~60%[3-4]。Paulot等[5]监测2005—2008年全球NH3排放的结果显示, 中国每年NH3排放量约为1 020万t, 美国和欧盟仅分别为340万t和376万t。这些人为源NH3排放主要来自农业[6], 农业NH3排放又主要来源于种植业的化肥施用和畜禽养殖业的畜禽粪便, 这些在全球共占人为源NH3排放的57%以上, 在亚洲则占80%以上[7]。国外学者对农业NH3减排与控制PM2.5污染关系的研究结果表明, 农业NH3减排是雾霾治理最经济有效的方法[8-11]。因此, 农业NH3减排将是中国雾霾治理的另一关键途径, 研究中国农业NH3排放时空演变趋势与减排潜力对中国“控氨治霾”有着重要现实意义。

农业NH3排放时空演变趋势研究方面, 国内学者从不同空间和方面核算了中国农业NH3排放, 但研究还存在以下不足: 1)对比相关研究成果, 由于各类排放因子差异以及数据处理精度差异, 导致同一地区的农业NH3排放量存在较大差异, 如: 河南省氮肥施用导致的NH3排放2004年为44.55万t[12]、2005年为28.51万t[13]、2006年为56.68万t[7], 畜禽养殖的NH3排放2004年河北为37.17万t、河南为35.16万t[12], 2006年河北为23.02万t、河南为50.55万t[7]; 2)氮肥施用和畜禽粪便的NH3排放程度依赖于土壤酸度和环境温度[14], 多数研究借鉴国外相关排放因子, 不符合中国国情, 导致核算的中国农业NH3排放量偏小; 3)相关研究基本上都只核算了1年的农业NH3排放, 无法获悉中国各地区农业NH3排放的时空演变过程, 鲜见预测未来区域农业NH3排放量的研究。

农业NH3减排潜力研究方面, 20世纪末以来, 国外学者就致力于农业NH3减排机制研究, 提出了一系列农业NH3减排措施, 包括从整个氮循环对农业进行氮管理、畜禽喂养策略、畜禽养殖舍管理、畜禽粪便存储管理、畜禽粪便施用管理和氮肥施用管理[15-17], 分析了不同减排技术措施的农业NH3减排潜力[18]。通过评估潜在农业NH3减排措施的成本效益及适用性, 指出最经济有效的畜禽养殖NH3减排措施就是畜禽粪便快速还田, 直接将粪尿一起“注射”到土壤里[19-20]。近年来, 国内学者也开始研究农业NH3减排措施。刘学军指出, 在不增加农民生产成本和不影响粮食产量情形下, 中国农田同时应用脲酶抑制剂、机械化深施肥料和测土配方施肥技术, 理论上能够实现50%的NH3减排[21]; 汪开英等[22]和胡锦艳等[23]指出, 生物发酵床养殖模式能大量削减养殖NH3排放。但理论与现实存在差距, 2005年起中国就大力推广测土配方施肥技术, 而该技术推广并未控制化肥消耗增长趋势, 原因在于推广机制存在问题。中国畜禽养殖NH3减排难, 畜禽散养模式几乎没有控NH3措施可言, 规模化养殖场粪尿处理设施运行未能尽如人意, 沼液被农田有效利用率极低, 大部分排到了环境里[24], 未经处理的沼液释放大量的NH3[25]。但是, 关于未来中国农业NH3减排潜力究竟有多大的问题, 鲜见相关研究。

鉴于以上不足, 本文参考中国环境保护部于2014年9月发布的《大气氨源排放清单编制技术指南(试行)》, 核算并分析2004—2013年中国种植业和畜牧业的NH3排放及其排放的时空演变情况。该指南形成了各重点行业排放因子测定技术规范, 确定了氨排放清单的编制技术方法, 提出科学、规范的氨排放清单编制技术指南[26], 能够很好地保证本文的核算结果更准确合理。同时, 本文将预测趋势照常情景(business-as-usual, BAU)下未来中国农业的NH3排放, 测度未来减排情景下中国农业NH3排放的减排潜力。本研究结果将为中国政府制定农业NH3减排政策提供数据与理论支持。

1 研究方法与数据来源

1.1 研究方法

1.1.1 排放因子法

国内外已有人为源NH3排放估算的研究基本都是采用排放因子法。因此, 本文根据《大气氨源排放清单编制技术指南(试行)》, 同样采取排放因子法估算中国农业的NH3排放, 计算公式为:

(1)

式中:为地区;为排放源;为年份;E,j,y为年地区排放源的NH3排放量;A,j,y为年地区排放源的活动水平;EF,j,y为年地区排放源的NH3排放因子;为氮-大气NH3转换系数, 畜禽养殖业取1.214, 其他行业取1.000[26]。

由于农田生态系统中土壤本底、固氮植物、秸秆堆肥、秸秆室内燃烧和秸秆露天焚烧的NH3排放占农业NH3排放的比重很小, 因此, 本文仅核算种植业中的各种氮肥施用和畜牧业中的各类畜禽养殖等农业NH3排放源的NH3排放。

1.1.2 农业氨减排潜力分析方法

农业NH3减排潜力分析采用情景分析法和减排潜力指标。针对关注的指标不同, 农业NH3减排潜力有两类不同的含义。一是绝对农业NH3减排潜力, 即目标年份中减排情景的农业NH3排放量相比BAU(可理解为“按原轨道发展”或“一切照旧情景”, 该情景下居民畜禽产品消费增长趋势、种植业氮肥施用模式和畜牧业的养殖模式与当前的发展趋势基本保持一致, 沿用既有的减排政策和措施, 不特别采取针对NH3减排的对策)情景的减少量; 二是相对农业NH3减排潜力, 即目标年份中减排情景的农业NH3排放量相比基准年份降低的百分比, 种植业NH3减排情景包括科学施肥推广、缓释肥应用和机械深施应用等方面, 畜牧业NH3减排情景包括日粮中添加酶和活菌剂、日粮营养水平改变和户外生物发酵床应用等方面。具体分析模型如式(2)和式(3)所示。

农业各种排放源的绝对NH3减排潜力分析模型:

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

式中:为目标年份;为排放源; ACP,j,y为年地区排放源的NH3减排总量; AE,j,yBAU为BAU情景下年地区排放源的NH3排放量; AE,j,yRM为农业NH3减排措施应用情景下年地区排放源的NH3排放量。

汇总各地区中相关排放源的减排总量得到各地区的种植业或养殖业绝对NH3减排潜力, 汇总各地区的种植业或养殖业减排总量得到全国的种植业或养殖业绝对NH3减排潜力, 汇总全国的种植业和养殖业减排总量得到全国农业的绝对NH3减排潜力。

全国农业相对NH3减排潜力分析模型为:

RCP(BAETAERM)BAE (3)

式中:为目标年份, RCP为年与基准年相比全国农业的NH3减排比例, BAE为基准年全国农业的NH3排放量, TAERM为农业NH3减排措施应用情景下全国农业的NH3排放量。

1.2 数据来源及处理

1.2.1 中国种植业NH3排放核算的数据来源及处理

氮肥施用NH3排放的基准排放系数来源于《大气氨源排放清单编制技术指南》, 如表1所示。硝酸铵和其他氮肥在碱性土壤中的排放系数可参考酸性土壤推荐值。受施肥率和施肥方式影响, 实际排放系数通常在基准排放系数基础上进行校正, 即: 实际排放系数=基准排放系数×施肥率校正系数×施肥方式校正系数。土壤酸碱性、气温为重要影响因子。其中, 耕地施肥高于195 kg(N)∙hm-2的地区, 施肥率校正系数为1.18, 其他地区为1.00。施肥方式校正系数在覆土深施时取0.32, 表面撒施时为1.00[26]。

表1 不同土壤类型不同温度下各类氮肥的NH3基准排放系数(单位为氮肥施用量的百分比)

2004—2013年中国31个省市的氮肥折纯施用量和复合肥折纯施用量来源于2005—2014年《中国统计年鉴》和《中国农村统计年鉴》, 31个省市的土壤酸碱性分布来源于中国土壤酸碱度分布图。

基于“化肥折纯量计算参考表”、《化学工业年鉴》、中国氮肥网、2005—2014年《中国工业年鉴》和其他相关文献, 估算中国化肥施用所含折纯氮中各类氮肥所占的比例, 尿素、碳酸氢铵、硝酸铵、硫酸胺及其他氮肥占比分别为70%、12%、1.5%、1.3%和15.2%。

考虑果树基本采用深施肥, 基于《中国农村统计年鉴》相关数据, 本文设定中国果树氮肥的施用量占全国氮肥施用总量的比例为12%。

1.2.2 中国畜牧业NH3排放核算的数据来源及处理

畜牧业中NH3排放主要由动物排泄物释放。畜禽排泄物释放NH3包含户外、圈舍-液态、圈舍-固态、存储-液态、存储-固态、施肥-液态、施肥-固态共7个部分, 释放量受气温影响。基于《大气氨源排放清单编制技术指南(试行)》提供的“畜禽粪便排泄物铵态氮量的估算相关参数”、“集约化养殖中粪肥用作饲料的比重”、“不同粪便管理阶段铵态氮量计算方法”和“畜牧业的NH3排放系数及参数”[26], 通过核算可得到不同平均气温下不同养殖模式各类畜禽养殖的NH3排放因子, 具体数据如表2所示。

表2 不同温度下集约化养殖和散养的各类畜禽养殖的NH3排放因子

2004—2013年中国31个省市的畜禽养殖量、养殖方式所占比例来源于2005—2014年《中国农村统计年鉴》和《中国畜牧业统计年鉴》。数据处理中, 肉牛>1 a、羊<1 a、肉猪>75 d和肉猪<75 d以当年肉牛、羊、肉猪出栏数计算, 肉牛<1 a以当年牛存栏数与奶牛存栏数的差值计算, 羊>1 a以当年羊存栏数计算, 奶牛<1 a以当年出生的奶牛犊计算, 奶牛>1 a以当年奶牛总数与当年出生的奶牛犊数的差值计算,禽类年末存栏数为蛋禽养殖数量, 禽类出栏数为肉禽养殖数量; 年鉴中未统计奶牛犊数量的年份, 其大于1年的奶牛与小于1年的奶牛数按当年奶牛总数9∶1分配; 马、驴、骡和骆驼全部以散养模式统计。因大部分畜禽的集约化养殖NH3排放因子和散养NH3排放因子差异不大, 为简化计算, BAU情景和减排情景, 基于2013年中国各畜禽的集约化养殖比例计算畜禽养殖业的NH3排放。

1.2.3 农业各类氨减排措施的减排效应数据来源

农业各类NH3减排措施应用的减排效应数据来源于相关文献: 1)氮肥施用方面, 缓释肥应用的NH3减排比例为24.36%[27-28], 机械深施应用的NH3减排比例为68%[26]; 2)畜禽养殖业方面, 日粮中添加酶和活菌剂的NH3减排比例为30%[29], 改变日粮营养水平的NH3减排比例为20%[30], 户外生物发酵床的NH3减排比例为83%[31]。

2 情景设定

2.1 BAU情景设定

2.1.1 种植业BAU情景设定

各类农作物播种面积变化、氮肥施用量变化对农业氨排放演变有着重要影响。经过多年调整, 目前中国各地区各农作物播种面积基本趋于稳定。依据历年统计年鉴, 复合肥中的氮净含量以1/3比例核算, 中国氮肥施用量较上一年的增长比例, 2004—2013年平均为2.03%, 但2013年降到最低点0.55%, 依据《中国统计年鉴2015》, 2014年增长比例为0.59%, 表明中国氮肥施用量进入平缓增长期。对此, 本文分两个阶段设定种植业氮肥消费增长的BAU情景, 2013—2020年的平均增长比例为0.57%, 2021—2030年的平均增长比例为0.35%。那么, 与2013年氮肥消费量相比, 2020年增长4.06%, 2025年增长5.89%, 2030年增长7.76%。同时, 假定未来中国化肥施用所含折纯氮中各类氮肥所占的比例与2013年相同。

2.1.2 畜牧业BAU情景设定

从整个农产品生命周期来看, 畜禽产品消费总量变化对农业NH3排放演变有着重要影响, 而中国畜禽产品消费总量变化与人口数量、城镇化发展、居民收入增长和人口老龄化等因素密切相关。本文在BAU情景下假定人们消费行为不存在重大变化, 畜禽产品消费量还将不断上升。参考相关研究成果[32-36], 在预测中国人口结构、数量变化和肉产品表观消费量变化的基础上, 同时考虑人口老龄化的情景下, 测算得到2020年、2025年和2030年中国畜禽产品产量, 并计算出其相对于2013年中国畜禽产品产量的增长比例, 具体如表3所示。同时, 假定未来中国畜禽养殖的肉产出率与2013年相同, 那么畜禽养殖数量将实现同比例增长; 近年来统计数据显示中国马、驴、骡和骆驼饲养量变化不大, BAU情景下马、驴、骡和骆驼饲养量采用2013年的饲养数量计算。

表3 趋势照常(BAU)情景下未来中国畜禽产品产量的增长比例(与2013年相比)

2.2 减排情景设定

通过文献分析、媒体报道和实地调查国内外相关的农业NH3减排措施研究与实践成果, 本文梳理出适合中国的各种氮肥施用和畜禽养殖NH3减排措施, 依据减排措施应用的难易程度和经济可行性, 设定NH3减排情景。

2.2.1 种植业减排情景设定

2008年和2009年农业部的全国万户调研结果表明, 中国粮食作物(小麦、玉米、水稻、大豆和薯类)氮肥施用量占全国氮肥施用总量的50%, 蔬菜和果树氮肥施用量占比32%, 其他作物氮肥施用量占比18%。中国农业大学资源与环境学院巨晓棠指出中国化肥过量施用集中在蔬菜和果树, 蔬菜的氮肥施用量占全国农作物氮肥施用量的20%以上[37]。相关媒体报道山东寿光蔬菜大棚种植模式的化肥投入量为全国平均值的4倍。果树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, 中国粮食作物和蔬菜种植氮肥施用的NH3减排潜力较大。基于2013年中国各地区三大粮食作物的化肥投入种类、数量和播种面积数据, 以及农业部“三大粮食作物施肥建议”或部分省份“作物配方肥配方推荐与施肥指导意见”中各地区3种粮食作物种植的氮肥施用数量, 测算出所有播种面积都实现科学施肥情形, 折纯氮削减总量为363.91万t (其中, 水稻为88.39万t, 小麦为122.28万t, 玉米为153.24万t)。相关研究结果表明, 缓释尿素较普通尿素在消减NH3排放有明显的效果, 但2012年中国缓释控释肥的消费量与产量分别为12.6万t和12万t, 而2012年中国缓控释肥的产能为250万t[38]。随着科技发展, 除滴灌施肥技术的推广应用外, 中国深施肥机械的研发与应用最近也取得很大进展, 如侧深施肥插秧机的推广应用。农业部在2015年2月制定并发布了《到2020年化肥使用量零增长行动方案》, 提出力争到2020年, 主要农作物化肥施用量实现零增长, 据此本文设定减排情景下, 2020年农作物化肥施用总量到达峰值。根据上述分析, 基于一定的可行性判断, 本文设置了未来中国氮肥施用的NH3减排情景, 如表4所示。

表4 未来中国氮肥施用的NH3减排情景(以2013氮肥施用量为基准)

以上比例根据目前实际情况人为设定。The above proportions are artificially set according to the current actual situation.

2.2.2 畜牧业氨减排情景设定

1)需求侧: 畜禽产品消费量减少的情景设定

根据《中国统计年鉴》中畜禽产品产量和人口数及构成, 猪肉、禽肉、牛羊肉城乡住户调查消费量占表观消费量的比重, 以及畜禽产品的进出口净值, 计算中国人均畜禽产品消费量, 结果表明: 中国人均畜禽肉和禽蛋的每天消费量分别为102.84 g和57.91 g, 具体结果如表5所示。

表5 中国2013年人均畜禽产品消费量以及营养学建议水平

畜禽产品包括畜禽产品进出口净值; 奶类制品主要由城镇居民消费, 本文以城镇人口数计算。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.

与2016年版《中国居民膳食指南》[39]的营养学建议水平最高值相比, 中国2013年人均畜禽肉消费量和禽蛋消费量分别超过了27.83 g和7.91 g, 可见中国居民科学消费畜禽产品的NH3减排潜力较大。参考《中国居民膳食指南》的营养学建议水平, 本文设置了未来中国人均畜禽产品消费量情景, 同时根据未来中国人口数量, 测算并确定2020年、2025年和2030年中国畜禽养殖数量相对于2013年的减少比例, 结果如表6所示。本文依据营养学建议水平设定了未来畜禽肉和禽蛋人均消费量, 这是一种理想状态, 需全社会高度重视营养与健康才能达成。同时, 依据《中国统计年鉴》, 2008—2013年中国奶类产量在3 650~3 880万t波动, 由于中国居民对国内奶产品安全信任度不高, 国内奶类产品消费存在波动性, 由于奶类产品净进口量不断增长, 导致近年中国多地出现奶农倒奶杀牛事件; 2004—2012年中国禽肉产量一直上升, 但2013年比上年下降1.35%, 2014年则比上年下降2.61%。为简化计算, 本文设定到2030年中国奶牛、山羊、马、驴、骡、骆驼和家禽数量与2013年相同, 同时根据两种肉类消费比例设定猪肉和牛肉分别占禽肉消费减少量的90%和10%。

表6 未来中国人均畜禽产品消费情景下中国畜禽养殖减少比例

2)供给侧: 畜禽养殖的NH3减排技术措施应用情景设定

畜禽养殖的NH3减排技术措施多种多样[17], 但多数减排技术措施不适合中国国情, 如欧美养殖场有当地大面积的农场消纳畜禽粪便, 且通过机械及时将畜禽粪便注射到土里。目前, 为了提高肉蛋产量, 中国畜禽养殖的饲料中氮磷元素已经超过动物生长需要, 粪便中氮含量过高, 导致更多的NH3排放。根据可行性, 本文设定了未来中国畜禽养殖的NH3减排技术措施应用情景, 如表7所示。

表7 未来中国畜禽养殖的NH3减排情景(与2013年相比)

以上比例根据目前实际情况人为设定。The above proportions are artificially set according to the current actual situation.

3 结果与分析

3.1 中国农业氨排放演变趋势

3.1.1 2004—2013年中国农业氨排放总量演变分析

2004—2013年中国农业NH3排放总量演变趋势如图1所示。10年内中国种植业NH3排放量保持平缓增长, 2013年比2004年增长67.54万t, 这主要由氮肥施用量不断增加所致。10年内中国畜牧业NH3排放量增长较大, 2007—2011年间趋于平稳, 2013年比2004年增长119.60万t, 增幅17.98%。2013年中国农业NH3排放总量为1 193.92万t, 比2004年增长18.59%。

图1 2004—2013年中国畜牧业、种植业NH3排放及农业NH3排放总量

3.1.2 2004年和2013年中国农业氨排放空间演变分析

对比2004年和2013年中国各省市种植业、养殖业和农业的NH3排放量演变如图2所示。

由图2a可知: 种植业NH3排放在30万t×a-1以上的省市, 2004年有河南、河北、山东和江苏4省, 到2013年有河南、河北、陕西、山东和江苏5省, 河南和河北的排放量达66.50万t和47.50万t; 与2004年相比, 2013年种植业NH3排放量增长超过10万t的地区有河南、陕西、新疆和内蒙古。

由图2b可知: 畜牧业NH3排放在40万t×a-1以上的省市, 2004年有河南、内蒙古、山东和河北4省, 到2013年演变为河南、内蒙古、河北、山东、新疆和四川6省; 与2004年相比, 2013年畜牧业NH3排放量增长超过10万t的地区有河北和新疆, 河南接近10万t (9.72万t)。

由图2c可知: 农业NH3排放总量在60万t×a-1以上的省市, 2004年有河南、山东、河北和内蒙古4省, 到2013年演变为河南、内蒙古、河北、山东、新疆和四川6省; 与2004年相比, 2013年农业NH3排放总量增长超过10万t的地区有新疆、河南、内蒙古、陕西、河北和山东。

3.1.3 不同情景下中国农业氨排放演变趋势

首先, 根据本文设定的BAU情景下未来中国畜禽产品产量增长比例和氮肥施用增长比例, 基于2013年中国各类畜禽的存栏、出栏数和氮肥施用情况, 测算未来各类畜禽的存栏和出栏数及氮肥使用量。然后, 应用农业NH3排放核算方法, 计算得到BAU情景和减排情景下2020年、2025年和2030年中国畜牧业、种植业和农业的NH3排放量, 结果如图3a和图3b所示。BAU情景下, 2020年、2025年和2030年中国农业NH3排放量比2013年分别增长182.22万t、281.74万t和360.91万t, 其中畜牧业占91%左右。减排情景下, 2020年、2025年和2030年中国农业NH3排放量比2013年分别下降137.19万t、219.56万t和 299.51万t, 其中畜牧业减排的贡献占75%左右。由此可见, 中国农业NH3减排的关键在畜牧业。

图2 2004年和2013年中国各省市种植业(a)、养殖业(b)及农业(c)NH3排放总量

3.2 中国农业氨减排潜力分析

3.2.1 农业绝对氨减排潜力分析

基于公式(2), 测算得到未来中国农业的绝对NH3减排潜力(表8)。结果表明, 中国农业不采取NH3减排措施和采取NH3减排措施两者之间的排放量差异非常大, 且畜牧业NH3减排量占减排总量的83%以上。

图3 趋势照常(BAU)情景(a)和减排情景(b)下未来中国农业NH3排放量

表8 2020—2030年减排情景下中国农业的绝对NH3减排潜力

3.2.2 农业相对氨减排潜力来源分析

以2013年为基准年, 基于公式(3), 测算得到未来中国农业的相对NH3减排潜力(表9)。结果表明, 2013—2030年, 中国农业的相对NH3减排潜力主要来源于居民减少畜禽产品消费; 饲料营养水平改变、饲料中添加酶和活菌剂将对削减中国畜牧业NH3排放有着重要作用, 占2020年、2025年和2030年中国农业相对NH3减排潜力的比例分别为38.43%、31.1%和27.42%。

表9 中国农业的相对NH3减排潜力来源(2013年为基准年)

3.2.3 农业相对氨减排潜力空间分布分析

以2013年为基准年, 未来中国农业的相对NH3减排潜力空间分布见表10。减排潜力排前5位的河南、山东、河北、内蒙古和四川恰好处于中国雾霾污染重灾区及其周边, 这些地区占全国农业NH3减排总潜力的38.5%以上。

4 讨论

4.1 中国农业NH3排放核算的不确定性

排放不确定性与活动数据和排放因子相关联。中国氮肥施用和畜禽养殖的活动数据主要通过各种统计资料获得, 并非一手数据。由于氮肥施用和畜禽养殖NH3排放因子的调整涉及参数众多, 且数值范围大, 中国氮肥施用和畜禽养殖的NH3排放因子校正过程中虽然考虑了当地的条件和情况, 但仍然存在很大的不确定性。

4.2 中国农业NH3减排情景设定的合理性

1)本文设定的BAU情景下中国畜禽产品产量增长比例, 可能会因为中国目前过高的住房支出和食品安全问题, 未来达不到该增长比例, 从而高估未来中国农业NH3排放。本文设定该增长比例的目的在于让人们意识到增加畜禽产品消费量将加剧中国农业NH3排放。2)本文设定的未来中国人均畜禽产品消费减少情景是一种理想状态, 以当前城镇居民家庭的畜禽产品采购和外出就餐的畜禽产品消费趋势演变情况来看, 未来中国畜禽产品消费量极有可能远高于2013年的消费数量。本文设定该减排情景的意义在于让人们认识到在保证营养需求的同时, 我们能够将农业NH3排放总量降下来。3)农业NH3减排措施众多, 由于存在许多影响因素, 本文对未来中国氮肥施用和畜禽养殖的NH3减排情景的设定难以做到科学, 更多地是一种基于现实的估计。4)各类农业NH3减排措施的减排效应受经济、气候、土壤等方面的影响, 由于难以获取中国所有地区各类农业NH3减排措施的减排效应数据, 本文对所有地区农业各类NH3减排措施的减排效应数据均统一采用相关研究的结果, 未来有待跟踪相关研究, 分地区修正减排效应数据。

表10 2020—2030年中国农业的相对NH3减排潜力空间分布(2013年为基准年)

5 结论

1)BAU情景下, 2020年、2025年和2030年中国农业NH3排放总量将比2013年分别上升15.26%、23.60%和30.23%。由于一次气态污染物SO2和NO等通过气相或者多相反应生成硫酸和硝酸, 再和大气中的NH3反应生成硫酸铵和硝酸铵气溶胶粒子[40]。因此, BAU情景下, 每年采暖期, 当中国相关区域无法控制其SO2和NO排放的上升趋势时, 这些区域的雾霾污染将势必加重。

2)未来中国农业NH3减排的关键取决于居民的畜禽产品消费量和消费结构, 其次是中国畜禽养殖的饲料营养水平改变。而居民畜禽产品消费结构调整的关键在于减少牛肉和牛奶的消费总量。

3)通过测算分析, 未来中国农业NH3减排重点区域在河南、山东、河北、内蒙古和四川, 该5个地区占全国农业NH3减排总潜力的38.5%以上; 种植业NH3减排重点区域在淮河以北地区的玉米和小麦种植区, 这些地区的土壤基本属于碱性土壤, 其玉米和小麦种植实现科学施肥和深施肥的NH3减排潜力大; 畜牧业NH3减排重点区域在内蒙古、河南、山东、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).

* 教育部人文社会科学研究规划基金项目(18YJAZH013, 13YJCZH276)和湖南省哲学社会科学基金一般项目(17YBA156)资助

邓明君, 主要研究方向为绿色农业发展战略。E-mail: mjdeng@hnust.edu.cn

邓明君, 罗文兵. 中国农业氨排放的时空演变趋势与减排潜力分析[J]. 中国生态农业学报, 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