中國奶業生產生命周期溫室氣體排放評估

中圖分類號：X828；S8-1 文獻標志碼：A

Assessment of Greenhouse Gas Emissions in Life Cycle of China’s Dairy Industry Production

HAN Yuqing， FAN Xing

（Instituteof Environmentand Ecology，Shandong Normal University，Jinan25O358，Shandong，China）

Abstract：To accuratelyquantifythe contribution of China's dairy industry production process to grenhousegas emissions，three gas categories （carbon dioxide CO₂ ，methane CH₄ ，and nitrous oxide N2O），four production stages（feed cropplanting，feed processing，dairyanimal rearing，anddairyproduct processing），and four productionsystems（grazing system，smallholder system，coperative systemand intensivesystem）were distinguished toaccount forthe greenhouse gas emisions of dairy production in China in 2O2O based onthe lifecycleanalysis method.Theresults show that the total greenhouse gas emissions from China’s dairy production in 2O2O amounted to 5.171 53 Φ×10⁷ t （calculated in CO₂ equivalents）， CH₄ accounted for the largest share of total greenhouse gas emissions，with enteric fermentation in the dairyfarming stage being the largest source of greenhouse gas emissions，and the intensivesystem represented the most significant emiterof greenhouse gases amongthe production systems.In2O2O，the greenhouse gas emission intensities （calculated in CO₂ equivalents）for liquid milk，milk powder，and other dairy products produced in China were 1.47， 12.99，and 12.50kg/kg ，respectively. Compared with other production systems，the intensive system had the lowest greenhouse gas emission per unit of raw milk produced.

Keywords：greenhouse gas emission； intensive system； life cycle； dairy production

自工業革命以來，化石燃料燃燒、農業和畜牧業生產、工業生產以及土地利用變化等人類活動導致了大量的溫室氣體排放，加劇了全球變暖，給生態環境、人類健康以及社會安全帶來了嚴重威脅[1] C為了應對全球氣候變化，《巴黎協定》提出把全球平均氣溫上升幅度限制在 1.5^°C 以內的長期目標；然而，如果食物系統不減少溫室氣體排放， 1.5^°C 的溫控目標難以實現[2]。奶制品作為食物系統的重要組成部分，單位蛋白質生產排放的溫室氣體高于豬肉、禽肉等單胃動物產品[3]，因此，深入了解奶業的溫室氣體排放情況有助于評估奶制品生產對全球變暖的貢獻，制定減排措施并推動奶業的綠色低碳轉型。

當前對中國奶制品生產的溫室氣體排放研究，大多使用清單分析法和生命周期分析（LCA）法。清單分析法通過詳細記錄和分析每個排放源的活動、過程和排放量來確定各排放源對總體環境影響的貢獻。基于清單提供的默認排放系數和不同詳細程度的統計數據能夠簡單、快速地得到牲畜養殖環節的溫室氣體排放情況，但清單分析法存在時間滯后性，提供的默認排放因子無法區分更精細尺度（如單個養殖場水平和生產系統水平）的差異[4]。例如，政府間氣候變化專門委員會（IPCC）發布的《2006年IPCC國家溫室氣體清單指南》的一級方法提供的每頭奶牛腸道甲烷 CH₄ 默認排放因子為 68kg/a ，適用于年產奶量約為 1.65t 的泌乳牛，而目前中國規模化養殖場的泌乳牛單產水平可達 6.00～13.00t^[5] 。LCA方法被廣泛用于全面評估產品從原材料生產到最終使用和處置的環境影響，其優勢在于擴展了原有的溫室氣體排放評價研究視角，不再只關注畜牧養殖過程的排放，并且能清晰描述具體的工藝和技術細節，有助于確定關鍵排放環節和有效的減排策略。例如：勵汀郁等使用LCA方法測算了我國奶牛產業的溫室氣體排放，包括奶牛飼料種植、運輸和加工環節、奶牛腸道發酵、糞便管理和養殖耗能環節以及牛奶加工環節等，確定了減少奶牛腸道發酵排放是助力國家碳達峰、碳中和（簡稱“雙碳”）目標實現的重要措施。馬于清等[基于LCA法構建了從畜禽飼養一清糞一存儲一糞污處理的溫室氣體排放核算體系，結果表明，在反芻動物的養殖過程中，奶牛飼喂環節產生的 CH₄ 對溫室氣體貢獻占比達到了 71.5% ，糞污處理環節的一氧化二氮 N₂O 排放貢獻了 13.6% 的溫室氣體。

當前對中國奶制品生產溫室氣體排放的核算研究仍存在局限性：首先，當前研究大多使用國家級排放因子[8-9]，不能反映多種養殖系統的差異。而中國奶牛養殖正處于生產系統轉型中，放牧系統、小農戶散養系統、大規模集約化系統等多種形式并存，各系統的生產技術和管理方式參差不齊，如飼喂管理、圈舍配置、擠奶技術、飼料攪拌技術以及糞便管理方式等差異較大，這些差異都會進一步影響溫室氣體排放。其次，大多數研究僅關注動物飼養環節或奶制品生產鏈中的少數排放源，如腸道發酵和糞便管理產生的非二氧化碳 CO₂ 排放[0]，忽略了奶制品生產鏈各環節對化石能源的逐漸依賴。最后，當前生命周期評估的最終產品大都為原料奶，不能提供不同奶制品層面的排放信息。

本文中綜合考慮不同生產系統差異性，基于生命周期評估方法建立中國奶制品生產溫室氣體排放核算體系，全面評估2020年整個奶制品生產鏈上的CO₂ 和非 CO₂ 排放，并從產品層面計算不同類別的奶制品的溫室氣體排放強度，為精確評估中國奶業的溫室氣體排放貢獻，進一步發展高產低碳的可持續奶業提供理論依據和數據參考。

材料與方法

1. 1 中國奶業生產系統劃分

根據生產水平和管理方式[11]，本文中將牛奶生產系統劃分為4種類型：放牧系統（奶牛數為1＼～199頭）、小農戶散養系統（奶牛數為1＼～19頭）、合作社系統（奶牛數為 20～199 頭）和集約化系統（奶牛數大于或等于200頭）。在放牧系統中，奶牛主要以牧草為食。全年超過1/3的時間為放牧期，奶牛糞便直接排放在草地上；而在圈養期，奶牛糞便由人工收集并施用到農田。放牧系統主要分布在內蒙古、新疆、甘肅、青海和西藏等省（區）。小農戶散養系統中，奶牛主要食用農作物秸稈和食品加工副產品，奶牛糞便管理方式與放牧系統類似。放牧系統和小農戶散養系統的生產效率相對較低，平均牛奶單產水平分別為 4000，3000kg/a 。合作社系統由多個農戶組成，奶牛飼料質量提高，添加青貯飼料和高質量精料，使得平均牛奶單產水平提高到約5500kg/a 。奶牛常年被圈養，只有小部分牛糞施用到田間。集約化系統采用了更科學的飼料配方、優質的飼料、引進了優良的奶牛品種以及機械化和精細化的管理技術，該系統的牛奶單產水平非常高，平均單產約為每頭 7900kg/a ，然而，大多數集約化養殖場與農田脫鉤，幾乎所有的飼料都必須購買，并且糞便還田率很低，尤其是液體糞便排泄量大且難處理，通常直接流失到環境中。中國奶牛養殖系統的飼料組成如表1所示。不同生產系統的奶牛存欄數據來自《中國奶業年鑒》。

1. 2 溫室氣體排放核算方法

本文中將奶制品生產鏈分為飼料種植（包括飼料種植和農用物資上游生產）、飼料加工、奶牛養殖和奶制品加工4個環節，生產鏈的最終產品為液態奶、奶粉和其他奶制品（如奶酪、奶油等干奶制品）。奶制品生產鏈中排放的溫室氣體主要包括N₂O ！ CH₄ 和 CO₂ ，根據全球升溫潛能值（GWP）轉換為二氧化碳當量。根據《2006年IPCC 國家溫室氣體清單指南》， N₂O 、 CH₄ 和 CO₂ 的GWP分別取298、25、1。本文中的研究范圍僅涵蓋中國大陸（內地），不包括香港、澳門和臺灣。本文中的系統邊界不包括發生在中國境外的進口飼料生產和加工活動。如果一個生產或加工過程產生多種產品，則采用物理或經濟分配法將環境影響分配到每種產品上。本文中取豆粕的分配系數為0.66，牛奶的分配系數為 0.96^[12] 。中國奶業溫室氣體排放核算的系統邊界如圖1所示。

飼料種植環節的溫室氣體排放量主要包括農用物資上游生產溫室氣體排放、飼料田直接能源（柴油、排灌用電和煤）消耗 CO₂ 排放、化肥施用 N₂O 排放和奶牛糞便施用 N₂O 排放。飼料加工環節的排放量包括飼料原料運輸 CO₂ 排放和飼料加工能耗 CO₂ 排放。奶牛養殖環節的排放量包括商品飼料運輸 CO₂ 排放、腸道發酵 CH₄ 排放、糞便 CH₄ 和N₂O 排放以及奶牛養殖能耗 CO₂ 排放。奶制品加工環節的排放包括原料奶運輸 CO₂ 排放和奶制品加工能耗 CO₂ 排放。

1.2.1農用物資生產和使用過程中溫室氣體排放

飼料種植環節投入的農用物資包括化肥、農藥和農膜，這些農用物資生產排放的溫室氣體計算公式為

式中： e_up 為化肥、農藥和農膜生產過程的溫室氣體排放量（以二氧化碳當量計，以下同）; Q_in，ij 為飼料田種植作物 j 時農用物資 i 的投人量， j=1 ，2，…，n，i=1，2，…，m，n，m 分別為作物種類、農用物資種類； A_j 為飼料作物 j 的種植面積； F_in，i 為生產農用物資 i 投入物的生命周期溫室氣體排放因子（以二氧化碳當量計，以下同）。飼料種植面積由飼料總消耗量除以各類作物的單產水平得出。本文中假設飼料加工環節存在 1% 的質量損耗。在集約化系統中，苜蓿有1/2來自國外進口。飼料作物的單產水平和單位面積飼料作物的農用物資使用量數據來自《中國農產品成本收益匯編》、《中國農藥工業年鑒》和文獻［12]。化肥生產溫室氣體排放因子為 8.30kg/kg^[13] ，農藥生產溫室氣體排放因子為 13.50kg/kg^[14] ，農膜生產溫室氣體排放因子為 18.99kg/kg^[15] 。

化肥施用過程中的 N₂O 排放計算公式為

e_f=1.57Q_f（F_o+F_pF_de+F_qF_l）P（N₂0）

式中： e_f 為施用到飼料田的化肥 N₂O 排放量（以二氧化碳當量計，以下同）；1.57為 N₂O 態氮素（ N₂O. 2N）轉化為 N₂O 的系數; Q_f 為施用到飼料田的化肥氮含量，為飼料作物實際需氮量與糞便還田氮量之差，飼料作物施氮量數據來自《中國農產品成本收益匯編》； F_o?F_p?F_q 分別為化肥施用到飼料田的氮素以 N₂O?NH₃ 和 NO₃^- 形式損失的比例，參考Bai等[]研究， F_o，F_p 和 F_q 取值分別為 1% T 25% 和26% ; F_de 為大氣氮沉降排放 N₂O 的系數， F₁ 為淋溶或徑流損失氮的 N₂O 排放系數，參考《2006年IPCC國家溫室氣體排放清單指南》， F_de?F_l 取值分別為 0.010 0， 0.007 5^[16] ; P（N₂O） 為 N₂O 在100 a尺度上的全球增溫潛勢（以二氧化碳當量計，以下同），取為 298kg/kg

1.2.2 飼料種植、奶牛養殖、產品加工和運輸能 耗 CO₂ 排放

飼料種植田、飼料加工廠、奶牛養殖場和奶制品加工廠的能源消費溫室氣體排放計算公式為

式中： e_ec 為飼料種植田、飼料加工廠、奶牛養殖場和奶制品加工廠的能源消費溫室氣體的排放總二氧化碳當量； F_e，k 為第 k 類能源的溫室氣體排放因子，k=1，2，…，l，l 為能源種類； Q_e，k 為第 k 類能源消耗量。玉米和大豆種植田每單位面積的能源消耗量以及奶牛養殖場中每頭奶牛的能源消耗量來自《中國農產品成本收益匯編》（能源成本除以能源單價）。奶牛養殖場收集到的原料奶在奶制品加工廠被加工成液態奶、奶粉和其他奶制品。加工單位質量的奶制品的能源消費量見表2，各類奶制品的產量來自《中國奶業年鑒》，液態奶和干乳制品在奶制品加工環節中乳的濃縮比為1：1和 1：8 。其他飼料種植和產品加工的能源消費量和能源消費排放因子如表2所示。

與運輸有關的 CO₂ 排放的計算公式為

e_tr=Q_trF_trD

式中： e_tr 為產品運輸排放的二氧化碳當量； Q_tr 為運輸產品總質量； F_tr 為產品運輸消耗的柴油 CO₂ 排放系數； D 為運輸距離。假設4個物理地點（飼料種植田、飼料加工廠、養殖場和奶制品加工廠）之間的運輸距離均為 20km 。

1.2.3 腸道發酵 CH₄ 排放

奶牛腸道發酵 CH₄ 排放的計算公式為

式中： e_ef 為奶牛腸道 CH₄ 排放量（以二氧化碳當量計）。 P（CH₄） 為 CH₄ 在 100a 尺度上的全球增溫潛勢，取為 25kg/kg 。 F_en，r 為第 r 類奶牛的腸道 CH₄ 排放因子。 Q_c，r 為第 r 類奶牛存欄數， r=1 ，2，3，1為犢牛（生長不足1a），2為青年牛（生長1＼～2a），3為泌乳牛（生長超過 2a ）。 E_tot 為奶牛攝入的總能量，根據奶牛的能量需求和飼料特性得出一對于泌乳牛， E_tot 為用于維持、妊娠、活動、泌乳和消化的凈能量之和（假設成年泌乳牛體重不再增加）；對于犢牛和青年牛， E_tot 為用于維持、生長、活動和消化的凈能量之和。 E_tot 的計算參考文獻［21]中公式10.16，本文中根據不同生產系統的奶牛體質量、牛奶產量和飼料質量等方面的差異，計算出 E_tot 如表3所示。 Y_m 為 CH₄ 轉化因子，表示飼料中總能量轉化為 CH₄ 的比例。根據IPCC的數據，犢牛、青年牛和泌乳牛在放牧和小農戶散養系統中的 Y_m 分別為7.0、7.0和6.5，在合作社系統中為6.0、6.0和6.3，在集約化系統中均為6.0； u（CH₄） 為 CH₄ 的質量內能，取為 55.65MJ/kg 。

表32020年中國奶業不同生產系統的奶牛腸道甲烷排放因子 單位： MJ/a

1.2.4 糞便管理溫室氣體排放

糞便管理溫室氣體排放包括 CH₄ 和 N₂O 。奶牛糞便 CH₄ 排放計算公式為

式中： e_mm 為奶牛糞便 CH₄ 排放量（以二氧化碳當量計）； F_m，r 為糞便 CH₄ 排放因子（以全年365d計）；0.67為 1m³ 的 CH₄ 換算為 1kg 的 CH₄ 的換算系數; B₀ 為奶牛糞便最大 CH₄ 生產潛力，小農戶散養系統和放牧系統為 0.13m³/kg ，合作社系統和集約化系統為 0.24m³/kg ; m_v 為日揮發固體排泄物質量; s（s=1，2，3，…，u） 表示糞便管理系統的類型； f_mc，s 為糞便管理系統 s 的 CH₄ 轉化因子； γ_s 為糞便管理系統 s 管理奶牛糞便的比例，根據Xue等[22]的研究，奶牛糞便處理分別采用液體或漿液體系（占比 25% ）和固體儲藏體系（占比 75% ）2種方式， f_mc，s 分別為 20% 和 2% ； ε 為奶牛飼料消化率，放牧和小農戶散養系統的奶牛飼料消化率為50% ，合作社系統為 65% ，集約化系統為 80%^[21] ： ηE_tot 為 E_tot 的尿中能量，一般認為多數反芻家畜排泄的尿中能量為 0.04E_tot;w_a 為糞便中的灰分質量分數，奶牛為0. 08; u 為奶牛日糧的質量內能，取為 18.45MJ/kg 奶牛糞便管理鏈上的 N₂O 排放計算公式如下：

e_m，n=e_g+e_h+e_dis+e_ma，

式中： e_m，n 為奶牛糞便管理鏈上的 N₂O 排放總量（以二氧化碳當量計，以下同）； e_g 為放牧期間奶牛糞便還草的 N₂O 排放量； e_h 為奶牛養殖場的糞便收集一儲存—處理過程的 N₂O 排放量； e_dis?e_ma 分別指未利用糞便直接排放到環境中的 N₂O 排放量和糞便還田 N₂O 排放量。糞便管理各階段的糞便 N₂O 排放根據原料奶產量乘以各階段的 N₂O 排放因子得到，各階段的糞便 N₂O 排放系數如表4所示。

2 結果與分析

2.1 2020年中國奶業生產情況

2020年中國奶牛存欄量為1043.30萬頭，原料奶產量為3440.10萬t。在4個不同的牛奶生產系統中，集約化系統的奶牛存欄量和原料奶產量最高，分別占全國奶牛總存欄量和總原料奶產量的63.70% 和 75.32% ；合作社系統的奶牛存欄量和原料奶產量占比分別為 15.60% 和 12.84% ；放牧系統的奶牛存欄量和原料奶產量占比分別為 17.02% 和10.19% ；小農戶散養系統的奶牛存欄量和原料奶產量最低，分別占全國奶牛總存欄量和總原料奶產量的 3.68% 和 1.65% 。2020年中國奶制品總產量達到2339.58萬 t ，其中，液態奶產量為2187.27萬t，奶粉產量為85.16萬t，其他奶制品（如奶酪）產量為67.15萬t。

2.22020年中國奶業溫室氣體排放總量

2020年中國奶制品生產溫室氣體排放量如圖2所示。從圖2（a）中可知：2020年中國奶制品生產生命周期的總溫室氣體排放量為5171.53萬t，與液態奶生產有關的溫室氣體排放量為3226.16萬t，約占總排放量的 62.38% ；干奶制品生產中溫室氣體排放量為1945.37萬t，其中奶粉生產、其他奶制品生產中溫室氣體排放量分別為1106.34、839.03萬t。

從圖2（b）中可以看出，3種溫室氣體中， CH₄ 排放量占總溫室氣體排放量的比例最大 （42.41% ），其次是 CO₂ 排放量，占比約為 37.86% 。 N₂O 排放量占總溫室氣體排放量的 19.73% 。奶制品生產鏈中，奶牛養殖環節的溫室氣體排放量最多，占總排放量的 62.09% ，其中絕大部分來自奶牛的腸道發酵。飼料種植環節和奶制品加工環節的溫室氣體排放分別占總排放量的 23.61% 和 11.07% ，飼料加工環節的排放占總排放量的 3.23% 。2020年中國奶制品生產鏈上各排放源的溫室氣體排放量如表5所示。

2020年不同類型生產系統的溫室氣體排放量如圖3所示。由圖可以看出：集約化系統的溫室氣體排放量最多，約占總溫室氣體排放量的 71.51% ，放牧、小農戶散養和合作社系統的排放量占比分別為 12.57% 、2. 49% 和 13.43% 。在集約化系統中，能源消耗是最大的溫室氣體排放源，占總排放量的 46.72% ，腸道發酵 CH₄ 排放占比為 29.18% ，來自糞便管理鏈的排放和化肥施用排放占比分別為 14.19% （包括 3.64% 的糞便 CH₄ 排放和 10.55% 的糞便 N₂O 排放）和 9.91% 。在合作社系統中，腸道發酵是最大的溫室氣體排放源，占總排放量的43.87% ，其次是與能源相關的 CO₂ 排放（占比29.39% ），來自糞便管理鏈的排放和化肥施用排放分別占 22.32% 和 4.42% 。對于小農戶散養系統來說，腸道發酵是最大的溫室氣體排放源（ 68.64% ），其次是來自糞便管理鏈的排放（ 20.87% ，來自能源消耗和化肥施用的溫室氣體排放很少，分別占小農戶散養系統總排放量的 10.10% 和 0.39% 。對于放牧系統來說，腸道發酵是最大的溫室氣體排放源，占比為 69.15% ，其次是來自糞便管理鏈的排放（占比 20.76% ），來自能源消耗和化肥施用的溫室氣體排放很少，分別占該系統總排放量的 9.69% 和0.40% 。小農戶散養和放牧系統主要消耗草和秸稈等粗飼料，對玉米、大豆等精料的消耗較少，因此有較低的化肥需求。這2個系統中的可還田動物糞便量除滿足系統內飼料施肥需求外，還可輸出到其他種植系統（如蔬菜大棚、果園等）中，圖3中化肥生產環節的負排放反映了糞肥替代化肥帶來的減排潛力。

2.32020年中國奶業溫室氣體排放強度

2020年中國各類奶制品生產溫室氣體排放強度如圖4所示。由圖可以看出，2020年中國生產單位質量液態奶的溫室氣體排放強度（以二氧化碳當量計，以下同）平均值為 1.47kg/kg ，生產單位質量奶粉、其他奶制品的溫室氣體排放強度平均值分別為12.99、 12.50kg/kg 。奶制品加工活動的本質是牛奶濃縮的過程，而奶粉和其他奶制品的牛奶濃度較高，用于加工奶制品的原料奶的數量直接影響產品的溫室氣體排放，因此，生產單位質量干奶制品的溫室氣體排放強度高于生產單位質量液態奶的。

由于各生產系統的原料奶都必須集中收集到奶制品加工廠統一加工，各系統在奶制品加工環節并無差異，因此，本文中在分析和比較生產系統層面的溫室氣體排放強度時將奶制品加工環節的排放排除在外。不同生產系統生產乳脂矯正乳（FPCM）的溫室氣體排放強度如圖5所示。由圖可以看出，集約化系統的溫室氣體排放強度最低，生產FPCM的溫室氣體排放強度為 1.35kg/kg ，其他3種生產系統的溫室氣體排放強度從低到高依次為合作社系統 （1.51kg/kg） ）、放牧系統（ 1.81kg/kg ）、小農戶散養系統（ 2.12kg/kg ）。

從 CH₄ 排放來看，小農戶散養系統的 CH₄ 排放強度最高，為 1.73kg/kg ，隨后依次是放牧系統（1.47kg/kg） 和合作社系統 （0.89kg/kg） ），集約化系統的 CH₄ 排放強度最低 （0.51kg/kg） 。與其他3個系統相比，集約化系統更合理的精粗配比和營養平衡在提升產奶效率的同時減少了奶牛腸道 CH₄ 排放。從 CO₂ 排放來看，由于集約化系統中機械化水平提高、精飼料和優質飼草的使用增多，使得化石能源和能源密集型產品（如化肥、農藥等）的消耗量增加，因此導致生產單位牛奶的 CO₂ 排放最高（0.52kg/kg） 。其他3個系統的 CO₂ 排放強度由高到低依次為合作社系統 （0.31kg/kg） ）、小農戶散養系統 （0.07kg/kg） 、放牧系統 （0.03kg/kg） 。從N₂O 排放來看，小農戶散養系統和集約化系統的N₂O 排放強度較高，為 0.32kg/kg ，放牧系統和合作社系統的 N₂O 排放強度均為 0.31kg/kg

3討論

2020年中國生產原料奶的溫室氣體排放強度平均值為 1.50kg/kg ，由于當前對中國奶業生產溫室氣體排放的核算研究缺少產品層面的分析，因此本文中對比了原料奶生產的溫室氣體排放強度。由圖4（b）可以看出，本文中的核算結果均在相關學者對中國奶業溫室氣體排放強度的核算結果的范圍內[6，8-9]，驗證了本文中核算結果的準確性。相比之下，歐洲奶業發達國家的原料奶生產溫室氣體排放強度為 0.93～1.40kg/kg^[20] ，因此中國奶業的低碳發展仍有很大潛力。從生產系統角度來看，當前對集約化奶牛養殖場溫室氣體排放的案例研究較多[23-25]，如Wang等[24-25]核算中國關中平原、華北平原地區集約化奶牛場的溫室氣體排放強度分別為1.31～1.90，0.95～1.88kg/kg ，本文中對集約化系統的核算結果也在上述核算范圍內。本文中核算的放牧系統溫室氣體排放強度高于劉欣超等[26核算的結果，主要原因在于文獻［26]中的核算方法基于過時的腸道 CH₄ 排放因子，并且沒有全面考慮糞便管理鏈上的溫室氣體排放源。目前尚缺乏其他生產系統的溫室氣體排放核算研究。

從溫室氣體排放源來看，2020年中國奶制品生產鏈中的能源消耗 CO₂ 排放已經超過總排放的 1/3 甚至在集約化系統中，能源消耗已超過腸道 CH₄ 成為最大的溫室氣體排放源，充分體現了將 CO₂ 納入奶業溫室氣體核算評估的必要性。集約化系統的能源依賴可歸因于養殖場機械化水平的提高，包括機械化擠奶、牛奶冷卻設備、飼料攪拌機、圈舍溫度控制和照明設備等[27]，以及精飼料投入增加導致的化肥生產能耗增加，因此，未來應考慮采用清潔能源（如沼氣和光能）替代化石能源、循環使用農業殘余物等低機會成本飼料，在飼料種植田繼續開展化肥和農藥減量行動，以及在能源部門深化效率提升和能源結構轉型，

除了能源消耗，不同生產系統的奶牛飼料配方和糞便管理方面也存在較大差異，因此進一步影響溫室氣體排放。放牧、小農戶散養系統的飼料質量相對較差，提高奶牛日糧中精料占比能夠增加丙酸鹽產量、降低奶牛瘤胃中酸堿度 pH 和抑制產甲烷菌生長速率，從而改善奶牛的飼料消化率，減少 CH₄ 轉化率[28]，因此，集約化系統的 CH₄ 排放強度最低。此外，集約化養殖場與農田脫鉤，降低了糞便氮還田率，增加了農田化肥施用，不僅造成資源浪費，也加劇了水體富營養化、氨揮發等生態環境問題[29]，因此，集約化養殖場應積極改善糞便管理，促進種養結合，如采用熱烘干技術制作牛床墊料、利用厭氧消化工藝生產沼氣，以及生產商品有機肥還田利用等。

目前，中國人均奶制品消費量僅為世界平均水平的1/3，未來有很大的增長潛力。從產品層面來看，干奶制品生產的溫室氣體排放強度高于液態奶生產的，但等質量產品中干奶制品蛋白質含量更高，考慮營養健康與減排協同，需要產業、政府和消費者之間的合作，以促進奶業生產和消費的可持續發展

4結論

本文中全面考慮了不同規模的奶牛場在生產和管理技術上的差異和奶制品加工環節各產品的能耗差異，核算了2020 年中國奶制品生產鏈的 CO₂ ）CH₄ 和 N₂O 排放，得到以下主要結論：

1）2020年中國奶制品生產生命周期的總溫室氣體排放量為5171.53萬t，其中，奶牛養殖環節的溫室氣體排放量最多，占總排放量的 62.09% ，其中絕大部分來自奶牛的腸道發酵。3種溫室氣體中，CH₄ 占總溫室氣體排放量的 42.41% ， CO₂ 、 N₂O 占比分別為 37.86% 、 19.73% 。

2）2020年中國生產液態奶的溫室氣體排放強度平均值為 1.47kg/kg ，生產奶粉、其他奶制品的溫室氣體排放強度平均值分別為12.99、 12.50kg/kg 。

3）相比于其他生產系統，集約化系統生產單位質量的原料奶的 CO₂ 排放強度最高， CH₄ 排放強度最低， N₂O 排放居中。綜合來看，集約化系統的溫室氣體排放強度低于其他系統的。

參考文獻：

[1]TAI APK，MARTIN MV，HEALD CL.Threat to future global food security from climate change and ozone air pollution[J]. Nature Climate Change，2014，4（9）：817.

[2]CLARK MA，DOMINGO NGG，COLGAN K，et al. Global food system emissions could preclude achieving the 1.5C and 2°C climate change targets[J].Science，2020，370：705.

[3]POORE J，NEMECEK T. Reducing food’s environmental impacts through producers and consumers [J]. Science，2018，360：987.

[4]LI H M，LIU K， YANG WR，et al. Integration of multidisciplinary methods to better understand regional carbon emissions[J]. Environmental Science amp; Technology Letters，2023，10（5）：395.

［5］夏建民，李勝利，王蔚，等.2020 年中國規模奶牛場產業素質 研究報告[J]．中國畜牧雜志，2021，57（9）：268.

[6］勵汀郁，熊慧，王明利．“雙碳”目標下我國奶牛產業如何發 展：基于全產業鏈視角的奶業碳排放研究［J]．農業經濟問 題，2022（2）：23.

［7］馬于清，曹丁戈，羅文海，等．基于生命周期理論的我國畜禽 養殖業碳排放核算[J]．中國環境科學，2024，44（5）：2799.

[8]LINJY，HUYC，CUI SH，et al.Carbon footprints of food production in China （1979—2009）[J]. Journal of Cleaner Production，2015，90：97.

[9]YUE Q，XU X R，HILLIER J，et al. Mitigating greenhouse gas emissions in agriculture： from farm production to food consumption [J]．Journal of Cleaner Production，2017，149：1011.

[10]ZHANG N N，BAI Z H，LUO JF，et al. Nutrient losses and greenhouse gas emissons from dairy production in China：lessons learned from historical changesand regional differences[J]. Science of the Total Environment，2017，598：1095.

[11]BAI Z H，MA L，OENEMA O，et al. Nitrogen and phosphorus use efficiencies in dairy production in China[J].Journal of Environmental Quality，2013，42（4） ： 990.

[12]FAN X，CHANG J，REN Y，et al. Recoupling industrial dairy feedlots and industrial farmlands mitigates the environmental impacts of milk production in China[J]. Environmental Science amp; Technology，2018，52（7）：3917.

[13]ZHANG W F，DOU Z X，HE P，et al. New technologies reduce greenhouse gas emissions from nitrogenous fertilizer in China[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America，2013，110（21）：8375.

「14］生態環境部環境規劃院.北京師范大學．中山大學.等．中 中國城市工作溫至氣體組，2022.

[15］尚杰，楊果，于法穩.中國農業溫室氣體排放量測算及影響 因素研究[J].中國生態農業學報，2015，23（3）：354.

[16]Intergovernmental Panel on Climate Change（ IPCC）. 2OO6 IPCC guidelines for national greenhouse gas inventories[R]. Hayama： Institute for Global Environmental Strategies，2006.

［17］生態環境部.2020年度減排項目中國區域電網基準線排放 因子[EB/OL].（2020-12-20）．[2024-03-08]. https：//www. ditan.com/static/upload/file/20231121/1700533818188948. pdf.

［18］劉松，王效琴，胡繼平，等．施肥與灌溉對甘肅省苜蓿碳足 跡的影響[J]．中國農業科學，2018，51：556.

[19]ZHANG N N，BAI Z H，LEDGARD S，et al. Ammonia mitigation effects from the cow housing and manure storage chain on the nitrogen and carbon footprints of a typical dairy farm system on the North China Plain[J].Journal of Cleaner Production， 2021，280（5）：124465.

[20]Food and Agriculture Organization（FAO）. Greenhouse gas emissions from the dairy sector： a life cycle assessment[R]. Rome： Food andAgriculture Organization of the United Nations Animal Production and Health Division，2010.

[21]Intergovernmental Panel on Climate Change（IPCC）. 2019 refinement to the 2O06 IPCC guidelines for national greenhouse gas inventories [R].Kyoto： Intergovernmental Panel on Climate Change，2019.

[22]XUE B，WANG L Z，YAN T. Methane emission inventories for enteric fermentation and manure management of yak，buffalo and dairy and beef cattle in China from1988 to 2009[J].Agriculture，Ecosystems amp; Environment，2014，195：202.

［23］王效琴，梁東麗，王旭東，等．運用生命周期評價方法評估 奶牛養殖系統溫室氣體排放量[J]．農業工程學報，2012， 28（13）： 179.

[24]WANG X Q，LEDGARD S，LUO JF，et al. Environmental impacts and resource use of milk production on the North China Plain，based on lifecycle assessment[J].Science ofthe Total Environment，2018，625：486.

[25]WANG XQ，KRISTENSEN T，MOGENSEN L，et al.Greenhouse gas emissions and land use from confinement dairy farms in the Guanzhong plain of China：using a life cycle assessment approach[J]. Journal of Cleaner Production，2016，113：577.

[26］劉欣超，王路路，吳汝群，等．基于LCA的呼倫貝爾生態草 牧業技術集成示范效益評估［J]．中國農業科學，2020，53 （13）： 2703.

[27] MOHSENIMANESH A，LeRICHE E L，GORDON R，et al. Review： dairy farm electricity use，conservation，and renewable production：a global perspective[J].Applied Engineering in Agriculture，2021，37（5） ： 977.

[28]ARNDT C，HRISTOV A N，PRICE W J，et al. Fulladoption of the most effective strategies to mitigate methane emissions by ruminants can help meet the target by 2030 but not 2050 [J].Proceedings of the National Academy of Sciences，2022， 119（20） ： e2111294119.

[29]STROKAL M， MA L，BAI Z H，et al. Alarming nutrient pollution of Chinese rivers as a result of agricultural transitions[J]. Environmental Research Letters，2016，11（2）：024014.

（責任編輯：于海琴）