中國食品源氮消費環境排放及其城鄉差異

趙 宇,吝 濤,*,葛汝冰,施亞嵐,張國欽,葉 紅,李新虎,孫彩歌

1 中國科學院城市環境與健康重點實驗室,中國科學院城市環境研究所,廈門 3610212 華僑大學旅游學院,泉州 362021

中國食品源氮消費環境排放及其城鄉差異

趙 宇1,吝 濤1,*,葛汝冰1,施亞嵐2,張國欽1,葉 紅1,李新虎1,孫彩歌1

1 中國科學院城市環境與健康重點實驗室,中國科學院城市環境研究所,廈門 3610212 華僑大學旅游學院,泉州 362021

食品源氮消費是人居環境養分流動的重要環節,中國食品源氮消費產生的環境排放受城鄉二元結構影響在時空變化上呈現顯著分異。基于物質流分析方法,從中國城鄉食品消費后產物不同處理過程及其對氮代謝的影響出發,模擬氮物質代謝過程,構建了一套氮素環境排放計算模型,借以研究中國近20年來城鄉食品源氮消費環境排放趨勢變化及其差異。研究結果發現1993—2012年間,我國城鄉居民人均食品源氮排變化軌跡迥異。同時,城鄉食品源氮消費在其所造成的水體、土壤、大氣環境負荷中扮演的角色各不相同：在水體環境負荷中,農村水體氮排占據主導地位,但城鄉間差異正逐步縮小；在土壤環境負荷中,城市土壤氮排主導優勢明顯；2010年以前全國食品源氮消費大氣環境負荷主要受農村氣體氮排的影響,而2010年以后,城市大氣氮排成為影響全國大氣氮負荷的主導因素。引入社會經濟因素分析后發現,城鎮居民人均可支配收入水平對城鎮居民人均食品源氮排起顯著促進作用；而農村食品價格指數對農村居民人均食品源環境氮排呈顯著抑制作用。通過情景預測分析發現：隨著我國城鎮化進程的加快,未來全國居民人均食品源氮排將以更快速度繼續增長。

城鎮化；城鄉差異；食品消費；氮素流動；環境負荷；中國

城鄉之間由于自然、地理、歷史、文化等非經濟因素的差異,導致兩者間長期存在著明顯的二元差異,這種差別不僅表現在居民經濟收入相差懸殊,還表現在居民消費結構與模式的差異[1- 4]。食品消費是居民消費的重要組成部分[5],隨著社會發展和經濟水平的提高,居民的消費需求不斷增長,導致食品消費模式和營養狀況也隨之發生改變[6]。自20世紀80年代以來,中國居民飲食偏好等的改變主要表現在主食消費向主副食品替代,以及以植物性食品消費為主轉變為動植物性食品并重的食品消費與營養模式[7- 9]。同時,中國居民的食品結構也逐步經歷著從生存型到數量型、再到質量型的轉變[10]。伴隨著食物的生產與消費,營養成分也通過食物在城市中流動。氮素作為人體必不可少的營養元素,既是構成蛋白質、核酸等重要生命物質的基礎,同時也是造成水體富營養化、光化學煙霧、酸雨、溫室效應的元兇之一。相關研究發現,人類消費的絕大部分氮素都排放到環境中,人類向生態環境中排放的過量氮素已成為全球面臨的重大環境污染問題之一[11- 13]。

目前,國內外已有學者從國家、區域以及城市尺度探討了食品消費中氮素流動情況。Leach等開發了用于計算個人、家庭以及國家氮足跡的在線模型N-calculator[14],對美國和荷蘭全國尺度的人均氮足跡進行了估算,發現兩國食品消費氮足跡與食品、能量消費的強度以及廢水處理的效率有關[15]；國內有學者探討了氮素區域之間的流動,以及中國城鎮居民的食品氮素消費變化,得出了我國區域之間氮素流動不平衡,隨著經濟發展,我國氮素需求量增大[16- 18]；也有學者以廈門市為例,通過長時間尺度食品氮素消費變化情況研究,并對食品氮消費造成環境負荷進行定量化研究,得出廈門人均食品氮消費所造成的環境氮負荷將顯著增加,并認為大多數氮素進入土壤和水體[8,19- 20]。然而卻乏有將視角定位于城鄉食品消費后產物不同的處理過程及其對氮代謝的影響,關注城鄉食品源氮排放趨勢變化差異及原因的研究。本文基于城市和農村兩個維度,針對居民家庭食品消費活動,結合現有研究成果,模擬食品源氮物質代謝過程,構建了一套氮素環境排放計算模型。基于此,文章對比分析1993—2012年間中國城鄉人均食品源氮消費環境排放變化趨勢,探討城市和農村食品消費活動在所造成的環境負荷中扮演的差異性角色,并進一步對于影響城鄉居民食品氮消費變化的主要社會經濟因素進行探究,預測我國未來的氮消費環境負荷的變化趨勢,為積極管控家庭食品消費帶來的不良氮素環境影響提供科學的建議。

1 數據來源與方法

1.1 數據來源

本研究所涉及的1993—2012年間城市和農村人均主要食品消費數據(本研究中涵蓋的主要人均消費食品包括糧食、豆類、蔬菜、水果、油脂、肉、蛋、奶、水產品九類)、人口數據、生活垃圾無害化處理率、城市污水處理率、城市垃圾填埋焚燒比率,以及影響因素分析中相關社會經濟參數均來源于國家統計局年度數據(http://data.stats.gov.cn)(《中國統計年鑒》[21])；豆類食品的年均消費量來自農業部《中國食品與營養發展綱要》[22]；不同食品的氮折算系數基于《常見食品營養成分表》[23]中蛋白質含量推算而得(見表1)；其余計算參數均來自有關文獻(表2)。由于外出就餐數據難以獲取,因此本研究只針對城鄉居民家庭的食品消費,不包括外出就餐。

表1 不同食品的含氮量折算系數

表2 食物氮環境負荷的計算參數

1.2 食品源氮消費的計算方法

食品中含氮量計算公式為：

(1)

Wpi=Wi×Pi

(2)

式中,Wp為人均消費食品的總氮量,Wpi為人均消費食品i中所含的總氮量；Wi為食品i的人均氮消費量,Pi為該食品的氮折算系數,n為主要消費食品種類數。

1.3 食品源氮消費環境負荷量計算方法

1.3.1 城鄉食品源氮消費流動過程

完整的食品源氮代謝包括了城市社會生態系統內的代謝(食品消費、人體代謝、廢棄物處理及再循環)和生物地球化學循環兩部分[20]。本研究以城市社會生態系統內代謝為系統邊界,食品根據其能否被人類食用,分為可食部分和不可食部分。可食部分通過進食行為進入人體的代謝環節；不可食部分食品(包括食品的不可使用部分和被丟棄的可食部分)成為廚余垃圾,與人體代謝產物一道,進入廢棄物處理環節。

對于廚余垃圾的處理,由于垃圾中含有大量的水分和有機物,分類回收和焚燒處理的難度較大,因此現階段城市主要的處理方式為填埋和堆肥；農村地區受家庭禽畜養殖的影響,廚余垃圾很大一部分用作禽畜的食材,被循環利用[24]。對于糞尿的處理,城鎮地區的糞尿經管道收集成為糞尿污水進入污水處理系統,處理過程中產生的副產物污泥大都未經處理(86.21%)[25]直接進入土壤環境,尾水排出至自然水體。農村地區糞尿主要經過堆肥腐熟成為農家肥料,施用于農田。在填埋和堆肥、污水處理、糞尿腐熟回田的過程中,氮經過硝化和反硝化過程,產生氧化亞氮、氮氣等氣體排入空氣中,《2006年IPCC國家氣體清單指南》認為垃圾填埋產生的氣體除CH4和CO2需要計算排放量外,其它氣體含量極少,可忽略不計。綜上,得到城鄉食品源氮素流動過程,如圖1,圖2所示。

圖1 城市食品源氮消費氮素流動過程圖Fig.1 Nitrogen flows in urban food nitrogen consumption

圖2 農村食品源氮消費氮素流動過程圖Fig.2 Nitrogen flows in rural food nitrogen consumption

1.3.2 城鄉食品源氮消費環境負荷量計算方法

本研究以大氣、水體、土壤作為環境排放的終端,分別分析和匯總城鄉食品消費各環節的氮含量以及進入各終端中的氮素環境負荷量,計算方法分別如表3、表4所示。

表3 城市人均食品源氮環境負荷計算公式

表4 農村人均食品源氮素流動計算公式

1.3.3 城鄉食品源氮消費環境負荷量影響因子分析與預測

本研究對城鄉人均食品源環境氮排進行影響因子分析與預測時,首先基于相關研究文獻選取有關社會經濟影響因子；在確定所選取的因子與人均城鄉食品源氮消費環境負荷具有顯著相關關系的前提下,剔除具有多重共線性的因子；并將余下因子值取對數后引入協整檢驗,借以杜絕“偽回歸”。最后將與因變量存在協整關系的因子引入多元逐步回歸分析,以獲取與人均城鄉食品源氮消費環境負荷有關的標準化回歸方程。通過統計資料合理估算,獲取2020年城鄉居民相關社會經濟因子的預測值,引入標準化回歸方程,預測2020年中國人均食品源氮消費環境負荷。以上所涉及的分析預測過程基于SPSS 20.0和Eviews 6.0平臺完成。

圖3 1993—2012年中國城鄉居民人均年食品源氮素環境排放量變化趨勢(kg 人-1 a-1)Fig.3 Nitrogen environmental emissions of food consumption per capita per year of urban and rural residents in China(1993—2012)

2 結果與分析

2.1 中國食品源氮消費環境排放的變化趨勢與城鄉差異

Spearman秩相關分析(rs為秩相關系數,Wp為0.05置信度水平臨界值)發現,研究期內城市和農村人均食品源氮消費環境排放的變化趨勢差異明顯。城市人均食品源氮素環境排放量呈現出顯著上升趨勢(rs=0.7278,Wp=0.447)：由1993年3.73 kg 人-1a-1以5.34‰的速度增長到2012年的4.13 kg 人-1a-1；農村人均食品源氮素環境排放量呈現出顯著的下降趨勢(rs=-0.8692,Wp=0.447)：由1993年的3.23 kg 人-1a-1以9.25‰的速度下降到2012年的2.63 kg 人-1a-1(圖3)。

圖4 1993—2012年全國食品源氮消費水體環境負荷總量變化(KT/a)Fig.4 Totals of water nitrogen emissions from food consumption per year in China(1993—2012)

2.2 全國食品源氮消費環境負荷量變化趨勢及城鄉差異

1993—2012年間全國食品源氮消費水體環境負荷量呈明顯的下降趨勢(rs=-0.7835,Wp=0.447),如圖4從1993年的2821.72 kt以年均1.30%的速度下降到2012年的2206.05 kt。就各組份而言,農村食品消費后的人體代謝產物直接排放量在研究期內首先維持穩定而后顯著降低,由1993年的2173.01 kt,下降到2012年的1332.39 kt；城市食品消費后的人體代謝產物直接排放糞尿含氮由1993年的541.12 kt波動上升至2003年的776.32 kt,而后以年均3.60%的下降率快速下降至2012年的217.58 kt；城市污水尾水排放的含氮量在研究期內呈現穩步上升的趨勢,由基期的107.60 kt上升至2012年的656.08 kt,研究期內增長了5.10倍。就水體環境而言,以農村居民食品消費水體氮排占主導。但隨著城市污水處理能力的提高,以城市污水尾水排放為代表的城市居民食品消費水體氮排量快速增長,城鄉居民食品消費水體氮排總量上的差距正逐漸縮小。

1993—2012年間食品源氮消費土壤環境負荷量呈現顯著上升的趨勢(rs=0.9949,Wp=0.447),圖5從1993年的926.58 kt以4.17%的年均增長率快速上升到2012年的2013.86 kt。就各組份而言,農村廚余垃圾的直接排放所含氮量在研究期內呈現維持穩定而后明顯下降的趨勢,由1993年的352.76 kt下降到2012年的216.30 kt；而城市廚余垃圾的直接排放含氮量,在研究期內呈現出先上升后快速下降的變化趨勢,由1993年的222.69 kt首先快速上升至2006年的398.70 kt,而后以年均1.72%的下降率迅速下降至2012年的161.15 kt。城市填埋處理的廚余垃圾含氮量和城市污水處理污泥含氮在研究期內都呈現出不同幅度的增長態勢,分別增長了2.44倍和5.10倍。就土壤環境而言,該組份氮素環境負荷快速增長,城市食品消費活動貢獻程度明顯,其中城市廚余垃圾填埋處理以及城市污泥富集是造成全國土壤氮負荷快速增長的主要原因。

如圖6,食品源氮消費大氣環境負荷量在研究期內呈現出快速上升的趨勢(rs=0.9393,Wp=0.477)：以6.15%的年增長率快速上升到2012年的410.01 kt。就其組成而言,農村回田處理人體代謝產物中氮素揮發量逐年遞減,由1993年的228.16 kt減少到2012年的139.90 kt。城市焚燒處理廚余垃圾、城市污水處理過程中氣體排放、城市堆肥處理廚余垃圾揮發含氮量均有不同程度的增長,其中以城市焚燒處理廚余垃圾含氮量的增長趨勢最為明顯,由基期的13.29 kt上升至2012年的222.39 kt,20年間共計增長16.73倍。就大氣環境負荷而言,1993—2010年間農村回田堆肥腐熟過程中排放的氣體氮素為影響全國食品源氮消費大氣環境負荷總量的主導因素,而2001年以后,以城市廚余垃圾焚燒處理所代表的城市氮素大氣排放量迅速增長,并于2010年前后在總量上超過農村氮素大氣排放量,成為影響全國氮素大氣排放量的最主要因素。

圖5 1993—2012年全國食品源氮消費土壤環境負荷總量變化Fig.5 Totals of Soil nitrogen emissions from food consumption per year in China(1993—2012)

圖6 1993—2012年全國食品源氮消費大氣環境負荷總量變化Fig.6 Totals of Atmospheric nitrogen emissions from food consumption per year in China(1993—2012)

2.3 全國城鄉食品源氮消費環境負荷量的主要影響因素研究

人均食品消費量、消費模式等會隨著社會和經濟的發展而發生著轉變。根據相關文獻[8,33- 34],本文分別選取中國城鄉居民消費價格指數、城鄉居民人均可支配收入水平、城鄉居民恩格爾系數、城鄉家庭平均規模、居民人均食品消費價格指數以及城市化率等6個經濟社會因子,探究影響城鄉食品源氮消費環境負荷量的主要社會經濟影響因素間的差異。6個因子與城鄉人均食品源氮素環境負荷量均呈高度相關,通過SPSS 20.0線性回歸共線性診斷剔除具有多重共線性的因子,最終選擇城鄉人均可支配收入指數(X1)、城鄉平均家庭規模(X2)、城鄉教育程度(教育投入強度)(X3)、城鄉食品價格指數(X4)這4個指標,作為進入變量。為使各變量方差恒定,數據波動相對穩定,本研究對取對后的指標值進行協整檢驗(Eviews6.0),發現城市人均氮環境排放(Y城市)與上述4個指標存在協整關系,農村人均氮排(Y農村)則與除受教育程度外其余3個指標存在協整關系(附表)。最后利用spss20.0進行多元逐步回歸,得到城鄉標準化回歸方程如下：

lny城市=0.07lnx1(城市)+0.995(R2=0.660，P=0.000)

(3)

lny農村=-0.204lnx4(農村)+2.367(R2=0.906，P=0.000)

(4)

為進一步驗證所得方程的可靠性,將1993—2012年的城鄉數據代入該方程,計算值與實際值的平均相對誤差僅為8.83%和1.86%,方程模擬效果良好。

從回歸方程可知,現階段,城市居民人均可支配收入水平指數對城市人均食品源氮消費環境負荷量具有顯著的正效應(公式3),由于中國城市居民的食品消費模式已經完成了生存型到數量型的轉變,在可支配收入水平容許的情況下,相對于谷物、薯類食品,城市居民更傾向于禽畜產品的高氮食品消費。影響農村人均食品源氮消費環境負荷量與農村居民消費價格指數呈負相關關系(公式4)。可見農村居民食品消費模式還處于植物性食品為主的生存型階段,食品價格因素仍舊是制約居民選擇消費食品的瓶頸。

2.4 全國食品源氮消費環境負荷量的趨勢預測

利用《中國食品與營養發展綱要(2014—2020)》[22](表5)和其他規劃數據,以及本研究中計算人均食品源氮消費環境負荷量的方法,得到2020年全國人均食品源氮消費環境負荷量將達到4.30 kg 人-1a-1。而應用回歸方程進行預測,估測2020年中國城市人均可支配收入水平指數將達到1930.40(《中共十八大報告》),預測當年產生的城市人均食品源氮消費環境負荷量4.59 kg 人-1a-1；以研究期內居民消費價格指數增長率趨勢外推,預測2020年農村人均食品源氮消費環境負荷2.41 kg 人-1a-1；以城市化率為60.34%[35]計算,預測2020年全國人均食品源氮消費環境負荷量將達到3.73 kg 人-1a-1,并未達到最優食品消費結構產生的人均食品消費氮環境負荷量。隨著經濟快速發展和城鎮化進程的加快,受居民對營養均衡和膳食結構合理需求的影響,未來全國居民人均食品源氮消費環境負荷量將以快于現有趨勢的速度繼續增長。

表5 2020年最優營養膳食結構

3 討論

我國城鄉人均食品源氮消費環境排放量的變化趨勢迥異,一方面是由于城鄉居民食品消費結構的變化,致使兩者供給氮素環境排放的能力差距逐步縮小。城市中,快速增長的高含氮率肉蛋禽奶食品逐步成為影響城市居民人均氮消費量變化的主要因素；農村中,消費量逐年下降的低含氮率植物性食物仍舊在居民人均食品消費結構中占主導。盡管農村人均食品源氮消費量在總量上仍舊存在優勢,但由于城市化和人民生活水平的提高,兩者供給氮素環境排放能力的差距正逐步縮小(如圖7)。另一方面,城鄉居民對于食品消費后產物資源化利用程度的差異,使農村人均居民食品源消費造成環境負荷僅約為城市居民相應排放的1/2。就廚余垃圾處理而言,城市2012年處理的廚余垃圾中僅有22.66%[21]經堆肥處理被循環利用,而農村則因居民家庭中的禽畜養殖80%的廚余垃圾以飼料的形式參與到物質循環利用中,人均環境氮排的城鄉差距由1993年的3.11倍逐年擴大至2012年的4.49倍(如圖8)；對于人體代謝產物的處理,農村約有30%的人體代謝產物經過堆肥腐熟成為農家肥料重新參與物質循環,在農村食品消費氮量逐年遞減的背景下,該組份農村環境氮排也在研究期內呈現顯著下降趨勢(rs=-0.8692,Wp=0.447)；城市處理人體代謝產物過程則因缺乏資源化再利用機制,使得人均環境氮排逐年波動上升(rs=0.6375Wp=0.447),并于2009年前后超越農村,達到2012年的2.62 kg 人-1a-1(如圖9)。

圖7 1993—2012年中國城鄉居民人均年主要食品氮消費量變化Fig.7 Totals of nitrogen consumption per capita per year of urban and rural residents in China(1993—2012)

圖8 1993—2012年中國城鄉居民處理廚余垃圾人均年環境排放量Fig.8 Totals of nitrogen environmental emissions of dealing with kitchen waste per capita per year of urban and rural residents in China(1993—2012)

圖9 1993—2012年中國城鄉居民處理人體代謝產物人均年環境排放量Fig.9 Totals of nitrogen environmental emissions of dealing with human manure per capita per year of urban and rural residents in China(1993—2012)

從食品消費活動引起的環境氮負荷總量上來看,土壤、水體是氮素輸出的最主要的匯,而以城市消費產物為主的環境氮排是造成全國氮環境負荷增加的最主要因素,主要體現在城市餐廚垃圾填埋、焚燒、城市污水污泥堆積,以及城市污水尾水排放過程中。因此,減少餐廚垃圾量和資源化利用消費后產物是降低城市環境氮排乃至降低全國環境氮負荷的首要任務。據不完全統計,截止2012年,全國污泥處理率僅為13.79%,直接棄置的比例達到50%或更多[25]；而被處理的廚余垃圾中也僅有22.66%[21]被堆肥處理,其余城市食品消費產物中含氮則以不同形式最終進入到自然環境,如此這般,不僅造成了嚴重的氮環境負荷,也導致了嚴重食品氮素流失問題。以2012年為例,城市人均消費產物最終造成環境負荷量為4.13 kg 人-1a-1,占到人均消耗食物中含氮的90%。食品中所含的氮素大都來自于農業生產過程中氮肥的輸入,而氮肥主要源于工業固氮行為,即通過化學方法將空氣中的氮轉化為氨。據統計,工業固氮產量的80%用于農業[36],這就導致了食品氮素供需間的矛盾：一方面城市的食品消費需求導致自然固氮供給農業生產的能力遠遠不足,使得人們不得不求助于工業固氮手段；另一方面城市的食品消費機制造成了大量的氮素在自然環境中堆積,無法重新參與循環。與此同時,快速城市化進程,使得城市人口更為依賴外界物質能量特別是食品氮素的輸入,這不僅對城市邊界以外的區域帶來更大的環境壓力,也加劇了氮素供需間的矛盾。考慮到農村有效的食品消費后產物資源化利用的機制以及農業生產對氮素的需求,促使城鄉發展都市農業(近郊農業)[37],實現城鄉優勢互補,將是管控全國食品源氮排,促進城鄉一體可持續發展的重要途徑。

城市發展的可持續性除了受到外部自然環境、社會經濟水平、國家政策的影響,還與居民的個人選擇息息相關。在科學研究的基礎上，對居民食品消費活動進行科學的引導,改變居民的消費觀念,形成合理營養的消費結構,減少食物浪費,對城市可持續發展意義重大。

4 結論

(1)1993—2012年,城鄉食品源氮消費對水體、土壤、大氣環境造成的負荷具有顯著差異：農村水體氮排占據主導地位,但城鄉間差異正逐步縮小；城市食品消費活動對土壤環境負荷快速增長的貢獻明顯；2010年以前全國食品源氮消費大氣環境負荷主要受農村氣體氮排的影響,2010后,城市大氣氮排成為影響全國大氣氮環境負荷的主導因素。從總量上來看,土壤、水體是氮素輸出的最主要的匯,而以城市消費產物為主的環境氮排是造成全國氮環境負荷增加的主要原因。

(2)在城鄉居民食品消費活動供給氮素環境排放能力的差距逐步縮小的背景下,導致城鄉人均食品源氮排變化趨勢迥異的主要原因為:城鄉對食品消費后產物資源化利用方式的差異。

(3)城鎮居民人均可支配收入水平對城鎮居民人均食品源氮消費環境排放量呈顯著促進作用,而農村食品價格指數對農村居民人均食品源氮消費環境排放量呈顯著抑制作用。結合現有規劃和政策分析,未來全國居民人均食品源氮消費環境負荷量仍將以快于現有趨勢的速度繼續增長,注重城鄉優勢互補，發展“近郊農業”是有效管控中國食品源氮消費環境排放的重要途徑。

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附表 協整檢驗

附1 影響城市人均氮排相關因變量協整檢驗

將城市人均氮環境排放量(Y城市)與城市人均可支配收入(X1)、城市平均家庭規模(X2)、城市教育程度(X3)、城市食品價格指數(X4)這5個指標,分別取對數后進行協整檢驗。

附1.1 城市影響因子單位根檢驗

附表1 單位根的ADF檢驗結果(城市)

注：c代表截距,t是時間趨勢,k是滯后階數

如附表1所示,在0.05的顯著水平下,上述取對數后時間序列變量：人均環境排放量(Y城市)與城鎮居民人均可支配收入水平指數(X1)、城鎮家庭規模(X2)、教育程度(X3)、城鎮居民消費價格指數(X4)的二階差分均不存在單位根,是平穩序列,即五個變量均為二階單整序列I(2)。

附1.2 影響城市人均氮排相關因變量協整分析

附1.2.1 建立城市協整檢驗回歸方程

附表2 協整檢驗的回歸方程(城市)

如附表2所示所示,將取對數后的1993—2012年城市人均環境排放量(Y城市)量和取對數后的城鎮居民人均可支配收入水平指數(X1)、城鎮家庭規模(X2)、受教育程度(X3)和城鎮居民消費價格指數(X4)進行協整分析,得到回歸方程：

lnYt(城市)=0.138062lnX1t+0.860895lnX2t+0.035021lnX3t-0.114249lnX4t

(1)

從該方程我們可以可初步得知,取對數后的城市人均環境排放量(Y城市)與取對數后的城鎮居民人均可支配收入水平指數(X1)、城鎮家庭規模(X2)、受教育程度(X3)存在正相關關系,與取對數后的城鎮居民消費價格指數(X4)存在負相關關系。

附1.2.2 檢驗單整性

對上式的殘差進行單位根檢驗,判斷殘差序列是否平穩,本文采用ADF檢驗法,不含常數和時間趨勢,由SIC準則確定滯后階數,檢驗結果見下表。

附表3 未經過差分處理的變量回歸后殘差序列ADF檢驗結果(城市)

如附表3所示,未經差分處理的ADF值不小于1%—10%的ADF臨界值,即認為未經差分處理的變量回歸后的殘差序列是不穩定的。

附表4 經過一階差分處理的變量回歸后殘差序列ADF檢驗結果(城市)

如附表4所示,一階差分結果ADF值小于1%—10%的ADF臨界值。所以證明一階差分處理的變量回歸后殘差序列是穩定的。并由附表2可知其長期均衡協整方程為：

lnYt=0.138062lnX1t+0.860895lnX2t+0.035021lnX3t-0.114249lnX4t

(1)

通過以上協整檢驗可以得出,1993—2012年城市人均環境排放量(Y城市)和城鎮居民人均可支配收入水平指數(X1)、城鎮家庭規模(X2)、受教育程度(X3)、城鎮居民消費價格指數(X4)之間存在協整關系。

附2 影響農村人均氮排相關因變量協整檢驗

將農村人均氮環境排放量(Y農村)與農村人均可支配收入(X1)、農村平均家庭規模(X2)、農村食品價格指數(X3)這4個指標,分別取對數后進行協整檢驗。

附2.1 農村影響因子單位根檢驗

附表5 單位根的ADF檢驗結果(農村)

c: 截距,t:時間趨勢,k:滯后階數

由附表5可知,在0.05的顯著水平下,上述取對數后的各時間序列變量的一階差分序列不存在單位根,即是平穩序列I(1)。所以將取對數后的農村人均可支配收入(X1)、農村平均家庭規模(X2)、農村食品價格指數(X3)與取對數后農村人均氮環境排放量(Y農村)進行協整分析。

附2.2 影響農村人均氮排影響因子協整分析

附2.2.1 建立農村協整檢驗回歸方程

附表6 協整檢驗的回歸方程(農村)

如附表6所示,對1993—2012年取對數后的農村人均環境排放量(Y農村)與取對數后的農村居民人均可支配收入水平指數(X1)、農村家庭規模(X2)、農村居民消費價格指數(X3)進行協整分析,得到回歸方程：

(2)

從該方程我們可以可初步得知,取對數后的農村家庭規模(X2)與取對數后的農村人均環境排放量(Y農村)存在正相關關系,與取對數后的農村居民人均可支配收入水平指數(X1)、農村居民消費價格指數(X3)存在負相關關系。

附2.2.2 檢驗單整性

對上式的殘差進行單位根檢驗,判斷殘差序列是否平穩,本文仍然采用ADF檢驗法,不含常數和時間趨勢,由SIC準則確定滯后階數,檢驗結果如見附表7。

附表7 未經過差分處理的變量回歸后殘差序列ADF檢驗結果(農村)

如附表7所示,未經差分處理的ADF值小于1%—10%的ADF臨界值,即認為未經差分處理的變量回歸后的殘差序列是穩定的。并由附表6可知其長期均衡協整方程為：

lnYt=-0.018207lnX1t+1.057105lnX2t-0.045064lnX3t

(2)

通過以上協整檢驗可以得出,1993—2012年農村人均環境排放量(Y農村)和農村居民人均可支配收入水平指數(X1)、農村家庭規模(X2)、農村居民消費價格指數(X3)之間存在協整關系。

Environmental emissions of nitrogen from food consumption and differences between urban and rural areas in China

ZHAO Yu1, LIN Tao1,*,GE Rubing1,SHI Yalan2,ZHANG Guoqin1,YE Hong1,LI Xinhu1,SUN Caige1

1 Key Laboratory of Urban Environment and Health, The Institute of Urban Environment, Chinese Academy of Sciences, Xiamen 361021, China2 Collage of Tourism, Huaqiao University, Quanzhou 362021, China

Consumption of nitrogen in food forms an important part of the internal flow of nutrients within human settlements. Spatiotemporal variation in the environmental emissions of nitrogen from food consumption vary considerably between the city and countryside because of the dual economic structure of urban and rural areas. In this study, we used substance flow analysis to simulate the metabolism of nitrogen and constructed a set of models to calculate the quantity of environmental emissions from the consumption of nitrogen in food. The models focused on the different levels of resource recycling of the product after metabolism to determine the trends in environmental emissions of nitrogen from food consumption and the differences between urban and rural areas. The results indicated there was a substantial difference between trends in urban and rural environmental emissions of nitrogen consumed in food from 1993 to 2012. The roles of consumed nitrogen in urban and rural areas, which consisted of the environmental loads in water, soil, and the atmosphere, varied from each other. In terms of water nitrogen loads from food consumption, nitrogen in rural water played a dominant role. However, the difference in nitrogen emissions in water between the city and countryside was gradually decreasing. Regarding soil nitrogen environmental loads from food consumption, nitrogen in the urban soil was the dominant factor. Prior to 2010, the rural atmospheric nitrogen emission was the main factor that influenced the national level of atmospheric nitrogen emissions because of food consumption. Nevertheless, after 2010, the quantity of urban atmospheric nitrogen emissions exceeded that of rural areas, and became the leading factor of the national level of atmospheric nitrogen emissions. Additionally, correlation analysis was adopted to determine whether a positive correlation existed between per capita disposable income and per capita urban resident environmental emissions of nitrogen from food consumption. In addition, the per capita rural resident environmental emissions of nitrogen from food consumption was negatively correlated to the food price index. Based on scenario forecast analysis (SFA), we found that the growth of future national levels of per capita nitrogen emissions from food consumption would be faster than the current trend because of the acceleration of urbanization in China.

urbanization; urban-rural differences; food consumption; flow of nitrogen; environmental loads; China

國家自然科學基金項目(41371540,41201598)；高分辨率對地觀測系統重大專項(30-Y30B13-9003-14/16)

2015- 12- 12; 網絡出版日期:2017- 02- 23

10.5846/stxb201512112475

*通訊作者Corresponding author.E-mail: tlin@iue.ac.cn

趙宇,吝濤,葛汝冰,施亞嵐,張國欽,葉紅,李新虎,孫彩歌.中國食品源氮消費環境排放及其城鄉差異.生態學報,2017,37(13):4573- 4586.

Zhao Y, Lin T,Ge R B,Shi Y L,Zhang G Q,Ye H,Li X H,Sun C G.Environmental emissions of nitrogen from food consumption and differences between urban and rural areas in China.Acta Ecologica Sinica,2017,37(13):4573- 4586.