廖仁郡, 陳玉成**

?

重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放特征及減排策略研究*

廖仁郡, 陳玉成**

(西南大學(xué)三峽庫(kù)區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院 重慶 400716)

隨著空氣質(zhì)量和畜禽養(yǎng)殖污染問(wèn)題日益嚴(yán)峻, 快速發(fā)展的規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖面臨的環(huán)境壓力不斷增大, 明確規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖的氨排放量及其排放特征, 可為大氣環(huán)境管理和畜禽養(yǎng)殖污染防治提供科學(xué)依據(jù)及對(duì)策。本文根據(jù)重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)氨排放系數(shù)和活動(dòng)水平數(shù)據(jù), 估算了重慶市2013年規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)氨排放量, 分析氨排放特征, 并探討了相應(yīng)的氨減排措施。結(jié)果表明, 2013年重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放總量為 17 102.92 t, 排放強(qiáng)度為0.21 t·km-2; 合川、豐都和潼南依次是規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)氨排放量最大的3個(gè)區(qū)縣, 排放份額共占總排放量的30.19%; 從空間分布特征來(lái)看, 璧山區(qū)為氨排放強(qiáng)度最大的區(qū)縣, 其排放強(qiáng)度為1.17 t·km-2, 氨排放強(qiáng)度最小的是城口縣, 為0.01 t·km-2; 在全局空間區(qū)域上, 重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放空間分布存在顯著的空間正相關(guān); 局部空間區(qū)域上有4個(gè)區(qū)縣呈現(xiàn)“高-高”類型區(qū), 5個(gè)區(qū)縣呈現(xiàn)“低-低”類型區(qū), 沒(méi)有出現(xiàn)“高-低”或“低-高”類型區(qū)。規(guī)?；i養(yǎng)殖是重慶市畜禽養(yǎng)殖業(yè)最大的氨排放貢獻(xiàn)源, 排放量達(dá)9 538.63 t, 貢獻(xiàn)率為55.80%; 其次是蛋雞, 其貢獻(xiàn)率為15.87%。畜禽在圈舍、儲(chǔ)存管理和后續(xù)利用(施肥)3個(gè)階段的氨排放量不同, 家禽在圈舍階段的氨排放貢獻(xiàn)率均超過(guò)60%, 其次是后續(xù)利用(施肥)階段, 尿糞儲(chǔ)存階段氨排放量最小; 家畜氨排放貢獻(xiàn)率最高的是后續(xù)利用(施肥)階段, 其次是圈舍內(nèi)的排放, 儲(chǔ)存階段釋放的氨量很少。奶牛養(yǎng)殖是減排的重點(diǎn)控制源, 規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖主要減排措施包括低氮飼料喂養(yǎng)、畜舍改造、糞便加蓋或密封以及糞肥注施等。

規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖; 氨排放; 管理階段; 減排措施; 重慶

氨(NH3)是參與大氣氮循環(huán)的關(guān)鍵成分之一[1], 也是形成細(xì)顆粒PM2.5的重要前體物質(zhì), 與大氣中SO2和NO等結(jié)合反應(yīng)生成硝酸銨、硫酸銨等二次顆粒, 從而降低城市能見(jiàn)度, 引發(fā)灰霾[2]。NH3作為大氣中重要的堿性物質(zhì), 在底層大氣環(huán)境酸化中起到緩沖作用, 是大氣酸沉降的重要組成部分[3]。此外, NH3排放到大氣中還會(huì)破壞甲烷氧化加劇溫室效應(yīng)[4], 進(jìn)入到地表水又會(huì)導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化[5]。

隨著大氣污染日益突出, 國(guó)內(nèi)外學(xué)者日益關(guān)注氨的排放特征和排放因子的研究[6-9], 發(fā)現(xiàn)畜禽養(yǎng)殖是氨的主要排放源。2011年歐洲農(nóng)業(yè)源氨排放量占總排放量的93.7%, 其中80%~90%來(lái)自于畜禽養(yǎng)殖[10]; 2011年美國(guó)氨排放總量為392萬(wàn)t, 其中農(nóng)業(yè)源占排放總量的81.8%, 畜禽養(yǎng)殖占54.3%[11]。我國(guó)學(xué)者研究表明, 2006年中國(guó)氨排放中畜禽動(dòng)物氨排放量最大, 占總量的40.79%[12]; 長(zhǎng)三角地區(qū)2004年畜禽養(yǎng)殖的氨排放量占總排放的44.1%[13]; 北京市2012年畜禽養(yǎng)殖業(yè)產(chǎn)生的氨為4.43萬(wàn)t, 平均氨排放強(qiáng)度為2.70 t·km-2[14]; 四川省2012年畜禽養(yǎng)殖是最主要的人為排放源, 占總排放量的63.31%, 尤其是生豬和牛[15]?，F(xiàn)有的研究主要集中在較大尺度(國(guó)家級(jí)或省級(jí))氨源排放清單及排放特征分析上, 少有專門針對(duì)畜禽養(yǎng)殖業(yè)氨排放的研究, 缺乏根據(jù)排放特征對(duì)污染源減排措施的探討研究。在氨的減排方面, 歐洲研究最早, 其減排技術(shù)已成熟應(yīng)用于養(yǎng)殖實(shí)踐[16], 而國(guó)內(nèi)卻少有相關(guān)研究[17], 僅有少數(shù)學(xué)者根據(jù)歐洲、美國(guó)的農(nóng)業(yè)源氨排放減排的經(jīng)驗(yàn)技術(shù), 并結(jié)合我國(guó)實(shí)際, 提出了我國(guó)農(nóng)業(yè)源的氨排放控制框架以及畜禽養(yǎng)殖方面可采取的減排措施[18]。

近年來(lái), 重慶市畜禽養(yǎng)殖業(yè)發(fā)展迅速, 2013年畜牧業(yè)總產(chǎn)值4.8×1010元, 占農(nóng)業(yè)總產(chǎn)值的31.89%[19], 由此帶來(lái)的氨排放量也日益增大, 造成了較嚴(yán)重的氨污染。但相應(yīng)的研究?jī)H限于張燦等[20]的報(bào)道, 即農(nóng)業(yè)源氨排放中化肥施用氨排放量最大(占總排放量的66.7%), 其次是畜牧養(yǎng)殖業(yè)(占26.3%)。隨著畜牧業(yè)的不斷發(fā)展, 畜禽養(yǎng)殖向規(guī)?；⒓s化方向迅速發(fā)展, 但管理模式和技術(shù)相對(duì)不夠完善, 規(guī)?；B(yǎng)殖業(yè)帶來(lái)的環(huán)境壓力日益增加。為此, 本文綜合近年來(lái)國(guó)內(nèi)外的研究成果, 估算2013年重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)氨排放量, 分析其空間分布特征, 根據(jù)規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖排放特征和糞便處理方式差異, 探討了不同措施下氨的減排效率并提出適合重慶市的減排措施建議, 以期為重慶市大氣環(huán)境管理及規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖污染防治提供科學(xué)依據(jù)及對(duì)策。

1 研究方法

1.1 研究區(qū)域和對(duì)象

以2013年為基準(zhǔn)年, 研究區(qū)域?yàn)橹貞c市具有規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)的36個(gè)區(qū)縣, 涉及都市功能核心區(qū)、都市功能拓展區(qū)、城市發(fā)展新區(qū)、渝東北生態(tài)涵養(yǎng)發(fā)展區(qū)和渝東南生態(tài)保護(hù)發(fā)展區(qū)五大功能區(qū), 估算的排放源包括規(guī)?；半u、肉雞、奶牛、肉牛和生豬養(yǎng)殖場(chǎng)。

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源

畜禽養(yǎng)殖數(shù)據(jù)(畜禽年底存欄數(shù)、年出欄數(shù))來(lái)源于重慶市2013年開(kāi)展的“四清四治”專項(xiàng)活動(dòng)得到的統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)。排放因子主要參考《大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南》(試行)[21], 并結(jié)合重慶市養(yǎng)殖的具體情況予以確定。

1.3 估算方法

規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)中氨排放主要由動(dòng)物的排泄物釋放。動(dòng)物的排泄物在圈舍中一般會(huì)停留一段時(shí)間, 然后匯集進(jìn)行儲(chǔ)存腐熟處理, 最后進(jìn)行后續(xù)利用(施肥)。因此規(guī)模化養(yǎng)殖畜禽糞便管理階段包括糞便圈舍、儲(chǔ)存處理和后續(xù)利用(施肥), 這3個(gè)階段糞便具有尿液(液態(tài))和糞便(固態(tài))兩種形式。氨排放計(jì)算公式為:

(1)

(2)

式中:為氨排放量, t;為活動(dòng)水平, t;為排放系數(shù), %TAN(單位質(zhì)量總銨態(tài)氮中以大氣氨形式排放的氮的百分比); 1.214為NH3-N與NH3轉(zhuǎn)換系數(shù);E為氨排放強(qiáng)度, t·km-2;為國(guó)土面積, km2;代表不同畜禽種類;代表糞便不同管理階段, 包括尿糞圈舍、儲(chǔ)存處理和后續(xù)利用(施肥)。

1.3.1 氨排放系數(shù)的確定

排放系數(shù)為單位質(zhì)量總銨態(tài)氮(TAN)中以大氣氨形式排放的氮的量。結(jié)合重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)的實(shí)際情況[22], 從《大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南》中確定畜禽養(yǎng)殖各個(gè)階段的排放系數(shù)[21](表1)。由于計(jì)算糞便后續(xù)利用過(guò)程的活動(dòng)水平時(shí)需要考慮糞便存儲(chǔ)過(guò)程中氮的損失(以N2O、NO和N2形式釋放), 因此, 糞便存儲(chǔ)過(guò)程中N2O、NO和N2的排放系數(shù)在表1中一并列出。

1.3.2 活動(dòng)水平(Aij)的確定

活動(dòng)水平為畜禽糞便在不同管理階段、不同形態(tài)糞便的總銨態(tài)氮量。糞便圈舍、儲(chǔ)存處理和后續(xù)利用(施肥)3個(gè)階段的總銨態(tài)氮量與室內(nèi)排泄物銨態(tài)氮量(TAN)有關(guān), 糞便形態(tài)區(qū)分為液態(tài)和固態(tài), 具體計(jì)算方法如下:

=畜禽年內(nèi)飼養(yǎng)量×單位畜禽排泄量× 含氮量×銨態(tài)氮比例 (3)

(4)

表1 規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖不同糞便管理階段排泄物氨排放系數(shù)

(6)

(7)

式中: TAN室內(nèi)為室內(nèi)排泄糞便銨態(tài)氮的量, t;圈舍儲(chǔ)存施肥分別為糞便圈舍、儲(chǔ)存處理和后續(xù)利用(施肥)的活動(dòng)水平, t;液為液態(tài)糞肥占總糞肥的質(zhì)量比重, 取50%;為糞肥用作生態(tài)飼料的比重(比如雞糞可作為養(yǎng)魚(yú)飼料); EF圈舍和EF儲(chǔ)存分別為糞便圈舍、儲(chǔ)存處理的氨排放系數(shù)(包括液態(tài)、固態(tài)), TAN%;、、、、分別為糞便的固態(tài)和液態(tài)在存儲(chǔ)過(guò)程中N2O、NO和N2的排放系數(shù); ENN,損失–液態(tài)和ENN,損失–固態(tài)分別為存儲(chǔ)過(guò)程中氮的損失量, t;為固態(tài)糞便存儲(chǔ)過(guò)程中總銨態(tài)氮向有機(jī)氮轉(zhuǎn)化的比例, 取10%。畜禽排泄量、含氮量等[21]相關(guān)參數(shù)詳見(jiàn)表2, 飼養(yǎng)周期采用重慶地區(qū)畜禽養(yǎng)殖周期修正后的數(shù)據(jù)[22]。蛋雞、奶牛和肉牛飼養(yǎng)周期大于1年的, 年內(nèi)飼養(yǎng)量按年底存欄數(shù)計(jì)算, 對(duì)于肉雞、肉用家禽飼養(yǎng)周期小于1年, 年內(nèi)飼養(yǎng)量按年出欄量計(jì)算。

表2 畜禽糞便銨態(tài)氮量估算的相關(guān)參數(shù)

“—”表示禽類排泄物沒(méi)有尿液。“—” is the excrement of poultry without urine.

1.4 空間自相關(guān)分析

空間自相關(guān)是指同一個(gè)變量在不同空間位置上的相關(guān)性, 是空間單元屬性值聚集程度的一種度量, 主要用來(lái)分析空間數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分布規(guī)律[23], 通常采用的統(tǒng)計(jì)指標(biāo)為Moran’s指數(shù)?？臻g自相關(guān)分為全局空間自相關(guān)和局部空間自相關(guān)兩部分。

1.4.1 全局空間自相關(guān)

空間自相關(guān)用于探測(cè)整個(gè)研究區(qū)域的空間模式, 使用單一的值來(lái)反映該區(qū)域的自相關(guān)程度, 能夠直觀描述屬性在總體空間內(nèi)是否存在有集聚性狀態(tài), 但不能明確指出具體的集聚區(qū)域。區(qū)域總體的空間關(guān)聯(lián)與空間差異程度采用全局Moran’s指數(shù)進(jìn)行衡量。計(jì)算公式如下:

(9)

式中:為全局Moran’s指數(shù),表示測(cè)度區(qū)域的個(gè)數(shù), x和x分別表示區(qū)域地理單元上的屬性值,為各區(qū)域?qū)傩灾档钠骄?W是定義地理單元和的之間空間關(guān)系的權(quán)重矩陣。Moran’s的取值在［-1, 1］區(qū)間內(nèi), 其為正值時(shí)表示空間事物的屬性取值是趨于集聚的, 為負(fù)值表示空間事物的屬性取值是趨于分散的, Moran’s取值為0時(shí)表示空間事物的屬性取值不存在空間自相關(guān)性。用檢驗(yàn)考察Moran’s是否通過(guò)顯著性水平檢驗(yàn)。

1.4.2 局部空間自相關(guān)

局部空間自相關(guān)指數(shù)用于反映某一空間單元的屬性值同其鄰接空間單元上同一屬性值的相關(guān)程度。局部空間關(guān)聯(lián)指數(shù)(LISA)是Moran’s指數(shù)的局部形式, 局部空間自相關(guān)的功能除了能夠度量區(qū)域內(nèi)空間關(guān)聯(lián)的程度外, 更重要的是它能夠找出空間聚集點(diǎn), 這在一定程度上彌補(bǔ)了全局自相關(guān)分析的不足[24]。計(jì)算公式為:

式中:、W含義同公式(9),;I的顯著性運(yùn)用檢驗(yàn),I值為正說(shuō)明區(qū)域單元周圍呈現(xiàn)相似值高-高或低-低(H-H或L-L) 的空間集聚,I值為負(fù)說(shuō)明區(qū)域單元周圍呈現(xiàn)非相似值高-低或低-高(H-L或L-H)的空間集聚。

2 結(jié)果與分析

2.1 重慶市各區(qū)縣規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放

由于經(jīng)濟(jì)水平、生態(tài)環(huán)境條件及農(nóng)牧業(yè)結(jié)構(gòu)的差異, 重慶市各區(qū)縣規(guī)模畜禽養(yǎng)殖氨排放量有所不同(圖1)。可以看出, 合川區(qū)、豐都縣和潼南區(qū)依次是畜禽養(yǎng)殖氨排放最大的3個(gè)區(qū)縣, 年排放高達(dá)2 563 t、1 491 t和1 107 t, 其排放份額共占總排放量的30.19%。合川區(qū)是生豬養(yǎng)殖量最高的區(qū)縣, 其氨排放量占全市的19.76%, 且其余畜禽的養(yǎng)殖量相較于其他區(qū)縣也較高, 因此其氨排放量遠(yuǎn)高于其他區(qū)縣, 占總排放量的13.49%。九龍坡區(qū)、南岸區(qū)和江北區(qū)由于城市規(guī)劃與環(huán)境保護(hù)要求, 畜禽養(yǎng)殖業(yè)氨排放量較低, 分別占總排放量的0.08%、0.04%和0.03%; 其他區(qū)縣氨排放量的貢獻(xiàn)率為0.2%~7.8%。

2.2 重慶市不同畜禽氨排放量分布

分析不同畜禽氨排放量, 發(fā)現(xiàn)生豬養(yǎng)殖是最大的氨排放貢獻(xiàn)源, 氨排放量為9 538.63 t, 占總排放量的55.80%(圖2a)。我國(guó)自古就有“民以食為天, 豬糧安天下”之說(shuō), 養(yǎng)豬是關(guān)系國(guó)計(jì)民生的大問(wèn)題, 豬肉消費(fèi)在我國(guó)肉類消費(fèi)中占較大比例。其次為蛋雞, 氨排放量為2 712.34 t, 占15.87%, 盡管蛋雞糞便的氨排放系數(shù)較小[25], 但由于養(yǎng)殖量大, 全年出欄1 579萬(wàn)羽, 因此其氨排放量很大。奶牛和肉牛的氨排放量相近, 分別為1 858.85 t和1 840.89 t(占10.87%和10.77%), 肉雞的氨排放量最低, 為1 142.32 t, 占6.68%。

進(jìn)一步分析2013年重慶市規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖不同糞便管理階段氨排放貢獻(xiàn)率(圖2b), 發(fā)現(xiàn)畜禽糞便在圈舍、儲(chǔ)存和后續(xù)利用(施肥)3個(gè)階段的氨排放量不同。對(duì)于家禽而言, 在禽舍排泄的糞便產(chǎn)生的氨排放在總過(guò)程中占主導(dǎo)地位, 貢獻(xiàn)率均超過(guò)60%, 其次是后續(xù)利用(施肥)階段, 糞便儲(chǔ)存階段氨排放量最小; 對(duì)于家畜來(lái)說(shuō), 氨排放貢獻(xiàn)率最高的是后續(xù)利用階段, 其次是圈舍內(nèi)的排放, 糞便的儲(chǔ)存階段釋放的氨量也同樣很少。

2.3 重慶市畜禽養(yǎng)殖業(yè)氨排放空間分布

2.3.1 氨排放強(qiáng)度空間分布

重慶市2013年畜禽養(yǎng)殖業(yè)氨排放強(qiáng)度為0.21 t·km-2, 其中璧山區(qū)氨排放強(qiáng)度最大, 其次是合川區(qū)(圖3), 氨排放強(qiáng)度分別為1.17 t·km-2和1.09 t·km-2, 城口縣的排放強(qiáng)度最小, 為0.01 t·km-2。氨排放強(qiáng)度的空間分布, 與重慶市五大功能區(qū)戰(zhàn)略相協(xié)調(diào), 排放強(qiáng)度較大的區(qū)縣均屬于城市發(fā)展新區(qū), 而都市功能區(qū)與渝東南生態(tài)保護(hù)區(qū)的氨排放強(qiáng)度都很小。城市發(fā)展新區(qū)是全市產(chǎn)業(yè)的主要區(qū)域, 大力發(fā)展養(yǎng)殖業(yè)等產(chǎn)業(yè), 面臨著發(fā)展與環(huán)境之間的矛盾; 而都市功能區(qū)與渝東南生態(tài)保護(hù)區(qū)的很多地區(qū)被化定為“禁養(yǎng)區(qū)”, 養(yǎng)殖業(yè)的污染問(wèn)題并不是其面臨的主要環(huán)境問(wèn)題。

2.3.2 氨排放全局空間自相關(guān)

運(yùn)用Geoda空間數(shù)據(jù)分析軟件計(jì)算出重慶市2013年36個(gè)區(qū)縣國(guó)土面積比值的全局Moran’s指數(shù), 并對(duì)其進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)。Moran’s指數(shù)為0.479 8,標(biāo)準(zhǔn)化值為5.738 9, 明顯大于檢驗(yàn)臨界值1.96, 通過(guò)顯著性水平=0.05的檢驗(yàn), 說(shuō)明重慶市各區(qū)縣規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放呈現(xiàn)出顯著的空間正自相關(guān)性, 表現(xiàn)顯著的聚集分布態(tài)勢(shì), 即規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放量高的區(qū)縣其周圍區(qū)域規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖氨排放量也高; 反之, 氨排放量低的區(qū)縣周圍區(qū)域氨排放量也低。

2.3.3 氨排放局部自相關(guān)

利用Geoda空間數(shù)據(jù)分析軟件對(duì)重慶市2013年36個(gè)區(qū)縣規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放的局部Moran’s指數(shù)進(jìn)行計(jì)算, 在=0.05的顯著性水平下, 結(jié)合ArcGIS 9.3軟件, 將各空間單元?dú)w屬的類型與相應(yīng)的空間進(jìn)行匹配繪制成LISA集聚圖, 以揭示空間單元與其鄰近單元同質(zhì)和異質(zhì)的局部特征變化及其地理分布(圖4)。從圖中可以看出: “高-高”(H-H)類型區(qū)集中分布在榮昌區(qū)、大足區(qū)、銅梁區(qū)和潼南區(qū), 表明這4個(gè)區(qū)縣規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放量比較高, 且與其周圍鄰近區(qū)域空間差異較小, 屬于局部均質(zhì)分布, 這幾個(gè)區(qū)縣屬城市發(fā)展新區(qū)匯集了重慶市大部分的養(yǎng)殖資源, 畜牧業(yè)發(fā)達(dá); “低-低”(L-L)類型區(qū)分布在重慶市主城區(qū)及渝東南的酉陽(yáng)縣和秀山縣, 表明以上區(qū)縣與其周圍區(qū)域規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖氨排放量均偏低, 其局部空間差異較小; 重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放沒(méi)有出現(xiàn)“高-低”(H-L)類型區(qū)或“低-高”(L-H)類型區(qū)。

2.4 規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)氨排放減排措施研究

對(duì)不同畜禽養(yǎng)殖量與排放量進(jìn)行回歸分析(式12), 可知奶牛養(yǎng)殖是重慶市規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖業(yè)氨排放的最主要影響因子, 即每增加1頭奶牛, 氨排放量增加38.050 kg, 因此, 在開(kāi)展畜禽養(yǎng)殖氨排放減排措施研究時(shí)奶牛應(yīng)作為主要研究對(duì)象。

式中:代表氨排放總量,12345分別代表生豬、蛋雞、肉雞、奶牛、肉牛的年內(nèi)飼養(yǎng)量。

在畜禽養(yǎng)殖業(yè)氨排放的減排中, 不同措施下畜禽排放源減排效率不同(表3), 根據(jù)減排效率, 可以提出重慶地區(qū)規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨減排的主要策略。首先, 對(duì)氨排放量最大的豬使用低氨飼料進(jìn)行喂養(yǎng), 對(duì)奶牛和肉?？稍黾忧噘A飼料或者玉米喂養(yǎng)的比例。其次, 可對(duì)畜禽的圈舍進(jìn)行適當(dāng)改造, 在較大規(guī)模的豬舍和雞舍內(nèi)安裝生物過(guò)濾器, 保持室內(nèi)通風(fēng)。使用加蓋容器或者密封儲(chǔ)存糞便, 減少氨的揮發(fā), 尤其是對(duì)于豬的糞便。此外, 使用畜禽糞便進(jìn)行后續(xù)利用時(shí), 采用糞肥注施的方式。

表3 不同養(yǎng)殖階段減排措施下畜禽氨排放的減排效率

3 討論與結(jié)論

本文以重慶市規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖業(yè)為研究對(duì)象, 估算了2013年重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放量, 并分析其空間分布特征, 同時(shí)參考已有研究, 提出適合重慶市規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖氨排放的減排策略, 從而較科學(xué)地為重慶市大氣環(huán)境管理和規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖污染防治提供科學(xué)依據(jù)及對(duì)策, 研究結(jié)果如下:

2013年重慶市規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖業(yè)氨排放量為17 102.92 t, 排放強(qiáng)度為0.21 t?km-2, 其中合川、豐都和潼南依次是重慶市畜禽養(yǎng)殖業(yè)氨排放最大的3個(gè)區(qū)縣, 其排放份額共占總排放量的30.19%。研究結(jié)果小于其他學(xué)者對(duì)不同地區(qū)的研究[12-15], 主要因?yàn)楸疚难芯繉?duì)象為規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖, 不涉及散養(yǎng)和放牧的飼養(yǎng)方式, 納入計(jì)算的畜禽養(yǎng)殖數(shù)量少于其他研究, 同時(shí)計(jì)算方法和氨排放系數(shù)選取的不同也會(huì)導(dǎo)致研究結(jié)果存在差異。從空間分布特征來(lái)看, 璧山區(qū)是重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放強(qiáng)度最大的區(qū)縣, 其排放強(qiáng)度為1.17 t?km-2。在全局空間區(qū)域上, 重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖空間分布存在顯著的空間正相關(guān), 即氨排放量高或低的區(qū)縣在空間上表現(xiàn)出明顯聚集狀態(tài); 局部自相關(guān)分析發(fā)現(xiàn), 有4個(gè)區(qū)縣呈現(xiàn)“高-高”類型區(qū), 5個(gè)區(qū)縣呈現(xiàn)“低-低”類型區(qū), 沒(méi)有出現(xiàn)“高-低”和“低-高”類型區(qū)。重慶市規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖氨排放空間分布與五大功能區(qū)的戰(zhàn)略相協(xié)調(diào)。

規(guī)模化生豬養(yǎng)殖是重慶市畜禽養(yǎng)殖業(yè)最大的氨排放貢獻(xiàn)源, 氨排放量為9 538.63 t, 占全市總排放量的55.80%, 其次是蛋雞, 其貢獻(xiàn)率為15.87%。不同種類的畜禽, 其排放的糞尿在圈舍、儲(chǔ)存管理和后續(xù)利用(施肥)3個(gè)階段的氨排放量不同, 圈舍和后續(xù)利用(施肥)兩個(gè)階段的排放量相對(duì)較大。通過(guò)回歸分析發(fā)現(xiàn)控制奶牛養(yǎng)殖的氨排放量對(duì)NH3減排起關(guān)鍵性作用, 針對(duì)重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放減排有低氮飼料喂養(yǎng)、圈舍改造、糞便加蓋或密封儲(chǔ)存以及糞肥注施等主要措施。

本文氨排放量估算具有一定的不確定性, 主要原因來(lái)自兩個(gè)方面[32]: 一方面是源于活動(dòng)水平的不確定性; 另一方面排放因子和相關(guān)參數(shù)的選用會(huì)直接影響到估算結(jié)果的準(zhǔn)確度, 由于動(dòng)物組成、動(dòng)物年齡以及動(dòng)物糞便儲(chǔ)存形式的不同, NH3排放因子存在差異。本文排放因子主要參考《大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南》(試行)[21], 由于排放系數(shù)的本地化程度不足, 本文估算結(jié)果具有一定的不確定性。建議今后多開(kāi)展排放系數(shù)的本地化和精細(xì)化研究, 更加準(zhǔn)確全面地評(píng)估畜禽養(yǎng)殖氨排放量。同時(shí), 為更好地推進(jìn)畜禽養(yǎng)殖業(yè)氨排放減排工作, 也應(yīng)當(dāng)做好氨排放控制的基礎(chǔ)研究, 開(kāi)展控制技術(shù)試驗(yàn), 制定相關(guān)政策文件, 加強(qiáng)政府引導(dǎo)和扶持。本文氨排放減排策略基于國(guó)內(nèi)外研究文獻(xiàn)的對(duì)比得出, 后續(xù)研究中將針對(duì)不同措施的減排效率進(jìn)行進(jìn)一步試驗(yàn)研究, 從而使研究結(jié)果更可靠更具科學(xué)性。

[1] Galloway J N, Zhao D W, Thomson V E, et al. Nitrogen mobilization in the United States of America and the People’s Republic of China[J]. Atmospheric Environment, 1996, 30(10/11): 1551–1561

[2] Goebes M D, Strader R, Davidson C. An ammonia emission inventory for fertilizer application in the United States[J]. Atmospheric Environment, 2003, 37(18): 2539–2550

[3] 林巖, 段雷, 楊永森, 等. 模擬氮沉降對(duì)高硫沉降地區(qū)森林土壤酸化的貢獻(xiàn)[J]. 環(huán)境科學(xué), 2007, 28(3): 640–646 Lin Y, Duan L, Yang Y S, et al. Contribution of simulated nitrogen deposition to forest soil acidification in area with high sulfur deposition[J]. Environmental Science, 2007, 28(3): 640–646

[4] 楊志鵬. 基于物質(zhì)流方法的中國(guó)畜牧業(yè)氨排放估算及區(qū)域比較研究[D]. 北京: 北京大學(xué), 2008 Yang Z P. Estimation of ammonia emission from livestock in China based on Mass-flow Method and regional comparison[D]. Beijing: Peking University, 2008

[5] 葉雪梅, 郝吉明, 段雷, 等. 中國(guó)主要湖泊營(yíng)養(yǎng)氮沉降臨界負(fù)荷的研究[J]. 環(huán)境污染與防治, 2002, 24(1): 54–58 Ye X M, Hao J M, Duan L, et al. On critical loads of nutrient nitrogen deposition for some major lakes in China[J]. Environmental Pollution and Control, 2002, 24(1): 54–58

[6] Skj?th C A, Hertel O. Ammonia emissions in Europe [M]// Viana M. Urban Air Quality in Europe. Berlin Heidelberg: Springer, 2013: 141–163

[7] Zhang Y, Dore A J, Ma L, et al. Agricultural ammonia emissions inventory and spatial distribution in the North China Plain[J]. Environmental Pollution, 2010, 158(2): 490–501

[8] 尹沙沙, 鄭君瑜, 張禮俊, 等. 珠江三角洲人為氨源排放清單及特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2010, 31(5): 1146–1151 Yin S S, Zheng J Y, Zhang L J, et al. Anthropogenic ammonia emission inventory and characteristics in the Pearl River Delta Region[J]. Environmental Science, 2010, 31(5): 1146–1151

[9] Huang X, Song Y, Li M M, et al. A high-resolution ammonia emission inventory in China[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2012, 26(1): GB1030

[10] European Environment Agency (EEA). Ammonia (NH3) emissions[R/OL]. [2014-01-29]. http://www.eea.europa. eu/ data-and-maps/indicators/eea-32-ammonia-nh3-emissions-1/assessment-4

[11] US EPA. 2011 National emissions inventory, version 1 technical support document[R/OL]. [2013-12-04]. http://www. epa.gov/ttn/chief/net/2011nei/2011_neiv1_tsd_draft.pdf

[12] 董文煊, 邢佳, 王書(shū)肖. 1994~2006年中國(guó)人為源大氣氨排放時(shí)空分布[J]. 環(huán)境科學(xué), 2010, 31(7): 1457–1463Dong W X, Xing J, Wang S X. Temporal and spatial distribution of anthropogenic ammonia emissions in China: 1994–2006[J]. Environmental Science, 2010, 31(7): 1457–1463

[13] 董艷強(qiáng), 陳長(zhǎng)虹, 黃成, 等. 長(zhǎng)江三角洲地區(qū)人為源氨排放清單及分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 29(8): 1611–1617 Dong Y Q, Chen C H, Huang C, et al. Anthropogenic emissions and distribution of ammonia over the Yangtze River Delta[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2009, 29(8): 1611–1617

[14] 潘濤, 薛念濤, 孫長(zhǎng)虹, 等. 北京市畜禽養(yǎng)殖業(yè)氨排放的分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2015, 38(3): 159–162 Pan T, Xue N T, Sun C H, et al. Distribution characteristics of ammonia emission from livestock farming industry in Beijing[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 38(3): 159–162

[15] 馮小瓊, 王幸銳, 何敏, 等. 四川省2012年人為源氨排放清單及分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(2): 394–401 Feng X Q, Wang X R, He M, et al. A 2012-based anthropogenic ammonia emission inventory and its spatial distribution in Sichuan Province[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(2): 394–401

[16] Klimont Z, Winiwarter W. Integrated ammonia abatement-modelling of emission control potentials and costs in GAINS[R]. IR-11–027. Laxenburg, Austria: International Institute for Applied Systems Analysis, 2011

[17] 張?jiān)鼋? 張雙, 韓玉花, 等. 農(nóng)業(yè)源氨排放控制對(duì)策初步研究[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2016, 44(1): 439–442 Zhang Z J, Zhang S, Han Y H, et al. A preliminary study on the source of ammonia emissions control countermeasures of agriculture[J]. Jiangsu Agricultural Sciences, 2016, 44(1): 439–442

[18] 沈興玲, 尹沙沙, 鄭君瑜, 等. 廣東省人為源氨排放清單及減排潛力研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 34(1): 43–53Shen X L, Yin S S, Zheng J Y, et al. Anthropogenic ammonia emission inventory and its mitigation potential in Guangdong Province[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2014, 34(1): 43–53

[19] 重慶市統(tǒng)計(jì)局, 國(guó)家統(tǒng)計(jì)局重慶調(diào)查總隊(duì). 2014重慶統(tǒng)計(jì)年鑒[M]. 北京: 中國(guó)統(tǒng)計(jì)出版社, 2014 Chongqing Statistic Bureau, National Bureau of Statistics Chongqing Investigation Corps. Chongqing Statistical Yearbook 2014[M]. Beijing: China Statistics Press, 2004

[20] 張燦, 翟崇治, 周志恩, 等. 重慶市主城區(qū)農(nóng)業(yè)源氨排放研究[J]. 中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè), 2014, 30(3): 90–96Zhang C, Zhai C Z, Zhou Z E, et al. Research on ammonia emission from agricultural sources in Chongqing Urban City[J]. Environmental Monitoring in China, 2014, 30(3): 90–96

[21] 環(huán)境保護(hù)部. 大氣氨源排放清單編制技術(shù)指南[EB/OL]. [2014-08-19]. http://www.zhb. gov.cn/gkml/hbb/ bgg/201408/ W020140828351293771578.pdf The Ministry of Environmental Protection. Atmospheric ammonia source emission inventory preparation of technical guidelines[EB/OL]. [2014-08-19]. http://www.zhb.gov.cn/gkml/hbb/bgg/201408/W020140828351293771578.pdf

[22] 周媛媛, 殷捷, 楊志敏, 等. 重慶市畜禽糞污的區(qū)域分布及其水環(huán)境響應(yīng)特征分析[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2016, 24(6): 811–818 Zhou Y Y, Yin J, Yang Z M, et al. Regional distribution of livestock manure and response characteristics of water environment in Chongqing[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2016, 24(6): 811–818

[23] Sokal R R, Thomson J D. Applications of spatial autocorrelation in ecology[M]//Legendre P, Legendre L. Developments in Numerical Ecology. Berlin Heidelberg: Springer, 1997: 431–466

[24] 成金華, 李悅, 陳軍. 中國(guó)生態(tài)文明發(fā)展水平的空間差異與趨同性[J]. 中國(guó)人口·資源與環(huán)境, 2015, 25(5): 1–9 Cheng J H, Li R, Chen J. Regional difference and convergence of ecological civilization level in China[J]. China Population, Resources and Environment, 2015, 25(5): 1–9

[25] 楊志鵬, 欒勝基, 陳遼遼, 等. 養(yǎng)殖業(yè)氨排放清單模型進(jìn)展及雞的排放因子本地化[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2008, 36(15): 6490–6493 Yang Z P, Luan S J, Chen L L, et al. Recent development of ammonia emission inventory model from livestock and the localization of emission factors of laying hen and broiler in China[J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2008, 36(15): 6490–6493

[26] Swensson C. Relationship between content of crude protein in rations for dairy cows, N in urine and ammonia release[J]. Livestock Production Science, 2003, 84(2): 125–133

[27] 李新建, 呂剛, 任廣志. 影響豬場(chǎng)氨氣排放的因素及控制措施[J]. 家畜生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 33(1): 86–93 Li X J, Lü G, Ren G Z. Influencing factors of ammonia emissions from pig houses and mitigation techniques[J]. Acta Ecologiae Animalis Domastici, 2012, 33(1): 86–93

[28] Martinez J, Oudot C, Portejoie S, et al. Reduction of ammonia emissions from livestock farming in France: An assessment of methods and elements for devising policy[J]. Simposion International Production Animal Sustensable, 2004, 45(3): 153–177

[29] 金書(shū)秦, 韓冬梅, 王莉, 等. 畜禽養(yǎng)殖污染防治的美國(guó)經(jīng)驗(yàn)[J]. 環(huán)境保護(hù), 2013, 41(2): 65–67 Jin S Q, Han D M, Wang L, et al. Livestock and poultry breeding pollution control experience of theUnitedStates[J]. Environment Protection, 2013, 41(2): 65–67

[30] Wang Y, Cho J H, Chen Y J, et al. The effect of probiotic BioPlus 2B?on growth performance, dry matter and nitrogen digestibility and slurry noxious gas emission in growing pigs[J]. Livestock Science, 2009, 120(1/2): 35–42

[31] Misselbrook T H, van der Weerden T J, Pain B F, et al. Ammonia emission factors for UK agriculture[J]. Atmospheric Environment, 2000, 34(6): 871–880

[32] 鐘流舉, 鄭君瑜, 雷國(guó)強(qiáng), 等. 大氣污染物排放源清單不確定性定量分析方法及案例研究[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2007, 20(4): 15–20 Zhong L J, Zheng J Y, Lei G Q, et al. Quantitative uncertainty analysis in air pollutant emission inventories: Methodology and case study[J]. Research of Environmental Sciences, 2007, 20(4): 15–20

Characteristics of ammonia emission from large-scale livestock/poultry breeding and its mitigation countermeasures in Chongqing*

LIAO Renjun, CHEN Yucheng**

(Key Laboratory of Eco-environments in the Three Gorges Reservoir Region, Ministry of Education / College of Resources and Environmental Sciences, Southwest University, Chongqing 400716, China)

With environmental concerns raised on air quality and livestock/poultry industries, there has been an increasing pressure on rapidly developing large-scale livestock/poultry breeding to take actions to mitigate these concerns. As such, it was necessary to explore ammonia emission from large-scale livestock/poultry industries and its characteristics for management of air quality and prevention of livestock/poultry pollution driven by sound scientific knowledge and countermeasures. With data on ammonia emission from large-scale livestock/poultry breeding and the related coefficients, this study calculated the amount of ammonia emission in 2013 in large-scale livestock/poultry breeding in Chongqing. The paper also analyzed the characteristics of ammonia emission and the corresponding mitigation countermeasures for large-scale livestock/poultry breeding. The results showed that total ammonia emission from large-scale livestock/poultry breeding in Chongqing was 17 102.92 t in 2013 and the emission intensity was 0.21 t·km-2. Hechuan, Fengdu and Tongnan were the top three counties for ammonia emission, with their contribution accounting for 30.19% of the total ammonia emission. Jiangbei County had the least ammonia emission in Chongqing. Ammonia emission intensity for Bishan County was the highest, followed by Hechuan County, with respective emission intensity of 1.17 t·km-2and 1.09 t·km-2. Chengkou County had the least, with emission intensity of 0.01 t·km-2. Based on the spatial distribution characteristics, there was significant spatial auto-correlation in the spatial distribution of ammonia emission from large-scale livestock/poultry breeding industries in Chongqing. Through localized spatial auto-correlation analysis, it was noted that four counties belonged to high-high type, five counties belonged to low-low type and none belonged to high-low type or low-high type of spatial distribution of ammonia emission. Pig breeding was the highest contributor to ammonia emission, with 9 538.63 t of emitted ammonia which accounted for 55.80% of total large-scale livestock/poultry breeding emission. Then layer breeding accounted for 15.87% and broiler breeding (with the least value) accounted for 6.68% of ammonia emissions. Ammonia emissions from livestock and poultry manure differed in the stages of animal house, storage and utilization of manure. For poultry, ammonia emissions of stage in breeding house were the dominant of overall stages, with a contribution rate of over 60%. For livestock, however, ammonia emission contribution rate at utilization stage was the highest. In order to reduce emissions, it was need to focus on management of dairy cattle breeding. Such management countermeasures included the use of feed stocks with low ammonium content, renovation of stable, covered or sealed manure, and injection application of manure.

Large-scale livestock/poultry breeding; Ammonia emission; Management stage; Mitigation countermeasure; Chongqing

X821

A

1671-3990(2017)05-0769-09

10.13930/j.cnki.cjea.161078

* 國(guó)家科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目(2015BAL04B01)資助

**通訊作者:陳玉成, 主要研究方向?yàn)檗r(nóng)業(yè)生物環(huán)境與能源工程。E-mail: chenyucheng@swu.edu.cn

廖仁郡, 主要研究方向?yàn)樾笄蒺B(yǎng)殖污染防治。E-mail: 568326350@qq.com

2016-11-29

2017-01-04

* This work was supported by the National Key Technologies R&D Program of China (2015BAL04B01).

** Corresponding author, E-mail: chenyucheng@swu.edu.cn

Nov. 29, 2016; accepted Jan. 4, 2017

廖仁郡, 陳玉成. 重慶市規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖氨排放特征及減排策略研究[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2017, 25(5): 769-777

Liao R J, Chen Y C. Characteristics of ammonia emission from large-scale livestock/poultry breeding and its mitigation countermeasures in Chongqing[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2017, 25(5): 769-777