面向自愿减排碳交易的生物质炭基肥固碳减排计量方法研究

孙建飞，郑聚锋，程琨，叶仪，庄园，潘根兴



面向自愿减排碳交易的生物质炭基肥固碳减排计量方法研究

孙建飞，郑聚锋，程琨，叶仪，庄园，潘根兴

（南京农业大学农业资源与生态环境研究所/江苏省有机固体废弃物资源化协同创新中心，南京 210095）

【目的】秸秆热解炭化-生物质炭基肥-生态农业产业体系正在中国兴起。炭基肥通过替代化肥产生可观的温室气体减排量并显著增加土壤有机碳库，其规模化发展具有参与我国正在实施的自愿减排碳交易项目的明显潜力。本研究探讨构建生物质炭基肥项目固碳减排计量方法，为其大规模农业应用参与自愿减排碳交易提供科学依据和方法学支撑。【方法】根据自愿减排项目固碳减排计量方法学和农田固碳减排计量的逻辑框架，基于秸秆炭基肥项目发展的实地调查、已有炭基肥试验的固碳减排案例监测及文献统计，并参考已备案的农业减排方法学，从项目合格性、基准线确定、边界选择、关键排放源和土壤碳库确定、系统泄漏到净碳汇计量方法等方面探讨开发炭基肥项目固碳减排计量方法学，以分析炭基肥项目进行碳交易的可行性。【结果】秸秆炭基肥项目计量方法学的基准线情景为农田常规施肥管理，但需针对不同农田经营模式而确定项目边界（例如分散农民为经营主体的田块模式和工厂-农田的集约化企业运营模式），分别考虑农田氧化亚氮和甲烷的排放和土壤有机碳库来审视项目的关键排放源和碳库，考虑项目的泄漏可能包括农民运输炭基肥导致的额外排放或原有秸秆利用方式发生改变导致的额外排放。农作物炭基肥案例分析表明：以农民为主体的炭基肥项目，单个生长季的冬小麦或水稻生产可分别产生1 440和282 kg CO2-eq·hm-2的减排量；而“工厂-农田”集约化模式中，在未对炭基肥生产工艺进行优化的条件下（副产物未被循环利用），炭基肥生产过程带来的温室气体排放将抵消部分炭基肥应用的农田碳汇量；如对优化炭基肥生产工艺后，单个生长季的冬小麦和水稻生产可分别产生1 479和340 kg CO2-eq·hm-2的净碳汇量。【结论】构建了一套用于量化炭基肥项目净碳汇量的计量方法，可以合理地量化炭基肥农田应用项目产生的净碳汇量。本研究发展的方法学适用炭基肥农业固碳减排项目，量化结果显示炭基肥项目可带来可观的减排量，且旱作农田的净碳汇效应高于稻作农田，优化炭基肥生产工艺条件下工厂-农田集约化运营模式获得的碳汇量显著高于未优化工艺条件下的农民主体的项目模式。研究表明未来应当关注和开发区域尺度不同类型炭基肥施用下氧化亚氮和甲烷减排因子以及土壤固碳因子。

碳交易；农业固碳减排；炭基肥；方法学；气候变化；秸秆热解炭化

0 引言

【研究意义】作为《京都议定书》三种灵活履约机制之一，清洁发展机制（Clean Development Mechanism，CDM）的核心内容是发达国家与发展中国家通过项目级的合作对“经核证的减排量”（Certified Emission Reductions，CERCs）进行交易（即碳交易）以履行京都议定书规定的减排义务。中国政府从2004年开始实施CDM项目，自2005年2月《京都议定书》生效以来，中国CDM项目呈现迅速增长的趋势。中国是开展和实施CDM项目最多的国家，且CERCs数量位居全球第一[1-2]。自愿减排交易是指相对《京都议定书》中CDM的发展，在市场机制下相伴形成的非强制性减排项目交易行为[3]。随着第一批环境权益平台的相继建立，2008年我国开始了自愿减排交易活动的探索和市场体系的建设。2012年6月，国家发改委印发施行了《温室气体自愿减排交易管理暂行办法》（以下简称《暂行办法》），对温室气体减排碳交易进行管理，提高了自愿减排交易的公正性，并调动了全社会自觉参与碳减排活动的积极性。然而，在《暂行办法》施行中也存在着温室气体自愿减排交易量小、个别项目不够规范等问题[4]，那么，发展合格的自愿减排项目并开发计量方法学则是进行自愿减排碳交易的重要支撑工作。【前人研究进展】农业重要的温室气体排放源，而到2030年农业减排潜力可以达到5 500—6 000 Mt二氧化碳当量[5]。未来越来越多的农业活动即将参与自愿减排碳交易，相应的农业项目方法学也逐渐被开发和应用。目前我国农业方面已经发展了畜禽业、生物质能领域以及农业碳汇（森林、农田、草原、荒漠、湿地）等项目，农业所涉及的范围广，农业的温室气体减排措施也多种多样[6]。CDM碳减排方法学的开发为我国自愿减排项目方法学的开发提供了科学参考，但我国农业经营模式的特征使得方法学研究成为当前自愿减排碳交易领域的重要课题和薄弱环节。生物质炭具有稳定的炭质、良好的孔性、高的阳离子交换量，可以改善土壤团聚结构、调节土壤pH、补充土壤养分、钝化土壤中的重金属和有机污染物[7]。许多研究表明，生物质炭在提供能源、增加土壤有机碳库、减少农田氧化亚氮排放的同时还可以提高作物产量[8-11]。作为生物质炭产业链的产品，生物质炭基肥是将生物质炭与化肥复合生产的新型的有机无机缓释肥，替代纯化学肥料[12]，可以增加土壤碳库和提高肥料的使用率。已有学者对炭基肥替代普通化肥施入农田固碳减排进行了研究，发现炭基肥施用和常规施肥相比，小麦生长季氧化亚氮排放降低56.01%—63.53%[13]，水稻生长季的甲烷排放降低25.45%—50.58%[14]，玉米生长季的土壤有机碳增加3.55%—8.17%[15]。【本研究切入点】我国在秸秆禁烧行动下，秸秆热裂解生物质炭化及炭基肥生产应用已经成为农业废弃物治理与生态农业的新产业。我国农业行政部门也已公布了炭基肥行业标准草案，生物质炭基肥生产应用早已列入我国农业关键低碳技术目录。炭基肥农业应用是潜在的自愿减排项目，但对于炭基肥的固碳减排计量方法学研究仍是空白，如何进行项目的合格性检验是需要探索的重要问题。我国农田经营模式以小户经营为主，但近年来集约化农业发展速度快，肥料工作到田间生产的一体化产业模式是现代集约化农业的新模式。【拟解决的关键问题】在计量方法学中项目边界和基准线如何定义、项目的碳库和关键排放源如何选取和用什么方法进行计量是亟待解决的技术和科学问题。基于此，本研究根据碳交易方法学架构，从项目合格性的定义、边界和基准线的确定、碳库和关键排放源的选择和计量方法、泄漏的确定等几个方面，讨论如何开发炭基肥农业固碳减排方法学，以期为炭基肥大规模农业应用自愿减排项目的开发提供科学参考。

1 材料与方法

1.1 方法学开发思路

本研究主要参考《测土配方施肥固碳减排计量方法指南》[16]、《保护性耕作减排增汇方法学》[17]、CDM已颁布的方法学和相关文献[1,6,18-21]，综合已发表的生物质炭和炭基肥应用的文献[7,12-14,22-24]以及炭基肥生产的国家行业标准（NY/T 3041—2016），从项目定义-关键排放源和碳库选取-泄漏-净碳汇量计量四个方面对炭基肥项目固碳减排计量方法学的开发进行探讨（图1）。

项目合格性是指参与自愿减排碳交易的农业项目应当遵循一定的要求，包括项目的实施应符合国家、地区或行业标准，项目应当在保障粮食安全的前提下产生实在的、可测量的、长期的温室气体减排效益，以及在项目实施过程中应当遵循方法学的一些具体的要求；同时，项目还应当具有额外性。项目的额外性论证是方法学的核心问题，主要包括两个方面。首先，须要论证该项目是否是当地的普遍性做法或者国家强制实施的项目，如果不是，则该项目具有额外性；如果项目活动属于普遍性做法，但是存在技术障碍、资金障碍或者市场不普及等方面因素，依靠自身条件难以实施，则项目也具有额外性，否则，项目不具有额外性，不能作为碳交易项目实施。其次，在此基础上，还须确认该项目的实施能否带来可观的、额外的土壤碳汇及温室气体减排量[16]。

项目边界包括时间边界和空间边界。时间边界即项目期，是指项目活动以及固碳减排计量的时间长短，而空间边界是指进行项目活动时的地理范围。基准线是指一种能够合理代表在没有项目活动的情景下温室气体排放和土壤有机碳库变化量。

关键排放源是指累计温室气体源排放超过温室气体源排放总量的95%，单个温室气体排放源超过温室气体源排放总量的5%[16]。项目泄漏是指发生在项目活动边界之外，由项目活动所引起的、可测定的温室气体排放增加或者减少的情形。例如，在规模化养鸡场沼气工程CDM项目中，厌氧发酵后沼渣进行农田施用将带来温室气体排放，这部分排放发生在边界范围（养鸡场）之外，由沼气工程项目引起，属于该项目的泄漏[21]。项目净碳汇量则是基准线情景下碳库变化和温室气体排放量与项目实施过程中的碳库变化和温室气体排放量的差值，并扣除泄漏后的部分。

图1 方法学开发思路

1.2 案例分析数据来源

本研究结合当前和未来土地利用方式的可能性，尝试对探索的不同边界情景进行案例研究。案例研究中炭基肥生产过程中的温室气体排放则采用实地调查方式进行，炭基肥田间应用农田管理、碳库变化和温室气体排放数据来源于本课题组已发表的田间试验研究。

炭基肥的生产包括原料的运输、生物质炭生产排放、炭基肥生产排放。原料的运输即秸秆从农田边界运输到收储站，最后运输到工厂生产生物质炭和炭基肥。收储站到工厂的运输距离以及秸秆原料运输所带来的燃油消耗参数选取了方艳茹等[25]的研究，柴油排放参数选取BP China数据[26]。生物质炭生产排放数据则通过对本课题组合作企业进行实地调查得到[27]。根据目前生物质炭生产过程存在一些工厂未利用生物质可燃气现状，结合华东区域发电过程二氧化碳排放参数[28]，计算得出未优化工艺（可燃气未被利用）和优化工艺情景下的生物质炭生产排放（可燃气被用来发电，抵消一部分煤炭发电，带来一定的温室气体减排）分别为-678和293.4 kg CO2·t-1。炭基肥生产排放数据是通过实地调查得到，调查地点位于在山东省泰安市圣元村黎明肥业公司，调查时间为2017年9月。通过调查该公司的肥料日生产能力和耗电量，我们计算出炭基肥的生产排放。该公司日生产普通复合肥料能力为40—50 t，炭基肥为20—30 t，其中炭基肥和普通复合肥的生产流程相同，需要经过配料—搅拌—粉碎—造粒—烘干—冷却—分筛—包膜，粉碎和烘干过程耗能最大，冷却和造粒耗能次之，搅拌和分筛过程耗能最小。肥料造粒采用滚筒造粒法，而炭基肥的造粒成球率要低于普通复合肥，导致炭基肥生产的产率低于普通复合肥，同时能耗要高于普通复合肥生产。整个秸秆收集、生物质炭生产、炭基肥生产的能耗参数见表1。

表1 用于秸秆炭基肥固碳减排计量的秸秆收集及生产环节能耗参数

用于案例分析的农田试验数据来源于Qian等[14]和李正东等研究[13]。冬小麦和水稻种植田块分别位于江苏省常熟市和安徽省池州市，炭基肥施加量分别为300 kg·hm-2和450 kg·hm-2。炭基肥的原料成分生物质炭（玉米秸秆炭）含量为24%，生物质炭含碳量为520.7 g·kg-1，案例相关肥料施用数据如表2所示。

2 结果

2.1 方法学理论框架的探索

2.1.1 项目合格性的论证 根据CDM固碳减排项目方法学以及我国自愿减排项目方法学要求，参考碳交易的项目须进行项目合格性论证。关于炭基肥对作物产量影响的研究表明，施用炭基肥替代普通化肥情况下，炭基肥对普通农作物产量影响幅度为-4.0%— 35.4%[13,15,22-24]。但研究文献施用的炭基肥良莠不齐，而炭基肥制造工艺、养分配比、生物质炭含量以及生物质炭的原料类型和热裂解温度等，可能都会影响着炭基肥的效果进而影响农作物产量，所以炭基肥的制造需要遵循一定的标准以保证产品的质量。农业农村部近期已经发布了《生物炭基肥料》制造的行业标准（NY/T 3041—2016），国际生物质炭协会（International Biochar Initiative，IBI）给出了生物质炭生产标准和产品测试指南[29]。因此，合格的炭基肥项目应当符合产量不减少且生物质炭和炭基肥产品符合政府管理部门认可或者相关国际机构的各类标准的要求。

表2 案例农田肥料施用数据

尽管农业农村部2017年将炭基肥作为秸秆十大利用模式之一[30]，但秸秆热裂解生物质炭产业还面临技术和装备瓶颈以及产业政策瓶颈[31]，炭基肥现阶段还未能作为普适性肥料全面推广，而且政府还未发布强制实施炭基肥项目，因此目前炭基肥项目具有额外性。已有大田试验研究显示，炭基肥替代普通化肥可减少农田氧化亚氮排放17%—64%[13-14,22]，甚至减少土壤生态系统甲烷的排放[14]，所以炭基肥项目可以带来额外的减排量，具有额外性。不过，由于炭基肥在不同条件下所带来的减排量和增产效果不一定，且未来是否会成为普遍性作为还需要看项目实施时的情况，所以未来在参与项目前，仍需要重新根据之前叙述进行论证。

2.1.2 项目边界的选择 我国农田以碎片化、小农户经营为主；而随着人类对粮食需求的不断增加，集约化生产在提高农业生产效率、增加产量方面扮演着重要的角色，是未来农业发展的趋势[2, 32-33]。因此，在当前或者未来炭基肥农业应用的过程中，项目的实施会存在两种可能性，一种是农民购买炭基肥替代普通肥料施入农田；另一种是公司或者企业通过承包规模农场，形成“工厂-农场”的生产和应用系统，即将农场收集的秸秆运输至生物质炭和炭基肥制造工厂，将工厂生产生物质炭基肥再应用到农场当中，实现农业秸秆循环利用。

基于当前和未来土地利用方式的可能性，本研究建议将炭基肥项目的空间边界设定两种情景如图2所示。情景A指农民购买炭基肥替代化肥施用，则空间边界就是农田的地理范围；情景B是集约化企业运营，即企业从其承包的农田收集秸秆，在工厂进行生物质炭和炭基肥的生产，再将生产的炭基肥施用于农田，这个空间边界则包含了企业从工厂到农田整个地理范围。

炭基肥项目时间边界的确定应考虑监测农业温室气体和土壤碳库两个方面。对于农田温室气体监测或计量而言，时间边界可以是一个种植季或一年；而短时间内土壤碳库的变化则很难被监测到。如果土壤有机碳变化的监测采用实地监测的方法，炭基肥项目的时间边界须设置为5—10年甚至更长的时间。鉴于碳交易项目成本的有效性原则，如果能开发用于计量炭基肥施用下土壤碳库的变化因子，则计量项目土壤碳库变化量可以直接用参考系数法，避免了实地监测，不但可以降低监测成本，还可将时间边界设置为较短的期限。

2.1.3 项目基准线的确定 基准线的确定是进行项目净碳汇量计算的至关重要的一环。根据前文对系统边界的划分，炭基肥的应用不仅影响施肥方式，还可能影响秸秆处理方式。在情景A中，施用炭基肥改变了原有施肥模式，但不会改变原有秸秆处理方式。因此，情景A的基准线情景应当是当地常规施肥处理，相对于项目情景的基准线即是常规施肥处理下的温室气体排放量和有机碳变化量。而在情景B下，由于需要收集秸秆用于炭基肥的制造，原有秸秆利用方式发生了改变，例如原有利用方式为秸秆肥料化、饲料化、基料化或能源化等。那么，在考虑基准线情景时，应当把秸秆利用方式的改变造成的温室气体排放的变化也考虑进去。然而，对于某些秸秆利用方式，例如秸秆饲料化、能源化等，一般发生在前文划定的边界以外，所以炭基肥项目导致原有秸秆利用方式发生改变所带来的温室气体额外排放，应当在泄漏中予以考虑，关于泄漏的问题在后文将进行讨论。综上所述，无论是哪种系统边界，炭基肥项目的基准线都应当是该田块常规施肥管理下的温室气体排放和土壤碳库变化量。

图2 项目活动边界情景

根据项目参与方采用的基准线在项目期内是否变动，又可将基准线划分为静态基线和动态基线。静态基线是指在项目开始前对参与项目田块的温室气体排放和土壤碳库变化情况进行监测和计量，一般取3年的平均值[16]。动态基线则是在项目实施期内，同一个区域选取管理方式、种植制度、土壤性质与参与项目农田一致的田块作为样地，每年同步监测和计量该样地的温室气体排放和土壤碳库变化量作为基线。静态基线可使田块项目实施前和实施后的结果相匹配，但温室气体排放和土壤碳库变化存在较大的年际变异，选取静态基线可能对项目净碳汇量的计量带来误差；而动态基线可以避免这个问题，但样地的选取是否合理会直接影响到计量结果的准确性。因此，本研究建议项目开始前选取与参与项目田块条件一致的样地进行动态基线的监测与计量。

2.1.4 碳库选择和关键温室气体排放源 农田生态系统碳库包括土壤有机碳库、农作物地上部生物量、地下部生物量和枯落物。农作物地上部生物量包括作物籽粒和秸秆，作物籽粒将被人类或者畜禽食用，而在炭基肥项目的边界内，秸秆无论直接还田还是炭化后还田，均将通过土壤有机质矿化过程和腐殖化过程成为土壤有机碳库的一部分。而地下部生物量和枯落物通过翻耕入土，在短时间内很容易被分解，有一小部分经过微生物分解转化又转变成为土壤有机碳库的一部分。因此，在进行固碳减排计量时，由于在进行土壤有机碳库变化计量时已经包括了地上或者地下部生物量对土壤碳库带来的影响，不需要进行重复计量[16-17]。

生物质炭具有较高的稳定性，许多研究表明生物质炭的滞留时间可达551—5 448年[34-37]。生产生物质炭并通过还田将其所含稳定的有机质存储在土壤中被认为是一种通过碳封存来减缓气候变化的方法[8]。根据炭基肥的行业标准（NY/T 3041—2016），炭基肥应当含有＞6%或＞9%生物质炭，那么炭基肥的施用将带来可观的土壤固碳量。近年来已经有学者意识到土壤有机碳的重要性，如Bosco在计量葡萄酒生产链碳足迹过程中，将土壤碳库项目计量在LCA方法学中[38]；保护性耕作减排增汇方法学计量了项目活动引起土壤有机碳储量的变化[17]。鉴于生物质炭所含有机碳具有高稳定性，我们认为在发展炭基肥固碳减排计量方法时土壤有机碳库应该被考虑。

农田温室气体排放主要包括生态系统二氧化碳排放和甲烷排放、土壤氧化亚氮排放、农用机械燃油排放、灌溉用能发生的排放、农用生产资料生产过程的排放等。农田生态系统二氧化碳排放包括农作物生长过程中的自养呼吸、土壤异养呼吸。农作物的自养呼吸和光合碳同化作用同时发生，而光合碳同化作用所固定的碳量远高于作物自养呼吸释放的碳量。前文已讨论得出农作物碳库不须被单独计量，而且作物自养呼吸与人为管理活动关系并不密切，农作物自养呼吸过程的二氧化碳排放在碳交易固碳减排方法学中亦不须被单独计量。土壤异养呼吸在土壤碳库变化中已有体现（碳库变化量=有机质添加量-异养呼吸量），所以生态系统二氧化碳排放在计量方法学中不作考虑。

土壤氧化亚氮主要是由土壤硝化和反硝化过程产生，而农业氮素投入是农田土壤硝化和反硝化的主要氮素来源。已有研究表明，生物质炭对农田氧化亚氮排放有很显著的抑制效果[39]，炭基肥替代普通化肥施入农田将进一步提高氮素利用率和降低单位氮肥产生氧化亚氮能力[13-14]。因此，氧化亚氮减排是炭基肥项目的重要减排来源，农田氧化亚氮排放应作为关键排放源被计入。

土壤中甲烷是产甲烷菌在厌氧条件下利用土壤中的碳基质进行代谢而产生的，稻田的淹水管理为产甲烷菌提供了适宜的产甲烷条件。尽管目前关于炭基肥施用对稻田甲烷排放的影响方面还鲜有研究，但也有研究表明[14]，施入炭基肥减少了稻田生态系统甲烷排放；而一些对生物质炭农田效应的研究也证实，与常规施肥相比，尽管生物质炭施用初期甲烷排放有所增加，后期甲烷排放不再增加甚至有所下降[40-41]。因此，在炭基肥项目方法学中稻田甲烷排放也应作为关键排放源被计入，而炭基肥施用对稻田甲烷排放的影响在未来研究中应当被关注。

近年来，越来越多的农田由原来的人力、畜力作业转向农用机械作业，农业机械化提高农业生产力的同时也导致了燃油使用量的增加，带来温室气体排放[42-44]。不过，炭基肥替代普通化肥并不会增加或者减少农田的机械活动，因此，农田机械活动所带来的温室气体排放不计入炭基肥项目方法学中。此外，机电灌溉耗能、农用生产资料生产过程也均会带来温室气体排放，但这些排放均发生在农田边界外，且炭基肥项目未影响这两个方面的排放，在方法学中不须计入在内。

炭基肥生产过程中温室气体排放主要包括：原料（秸秆、无机肥料）运输耗油、生物质炭和炭基肥生产耗能、炭基肥运输到农田耗能。在情景B中，炭基肥生产过程的温室气体排放均发生在系统边界内，属于该情景项目应当考虑的关键排放源。

2.1.5 项目泄漏 对于边界情景A而言，由于农民参与了炭基肥项目，与常规施肥项目相比，需要额外购买炭基肥，那么，购买炭基肥的运输过程将带来运输工具燃油排放。如果购买炭基肥的地点与购买常规化肥的地点一致，或者农民将炭基肥完全替代化肥施用，项目引起的泄漏可考虑为零；如果农民仅将炭基肥部分替代化肥施用，且购买炭基肥的地点与购买化肥地点不同，甚至比购买化肥地点距离更远，则需要计算项目泄漏。

在边界情景B中，农田的秸秆均被回收用于生产炭基肥，原来的秸秆利用方式会被替代。如原有秸秆利用方式是直接还田，秸秆未还田带来的土壤固碳、温室气体排放效应将在边界内关键排放源排放量计算中予以体现；而如果原有秸秆利用方式为饲料化、能源化、原料化、基料化等，改变原有利用方式可能导致工厂需要从更远的地方运输秸秆，或者导致工厂产能发生变化，这部分额外的温室气体排放由炭基肥项目直接引起并发生在边界外，应当作为泄漏予以考虑。

2.2 固碳减排计量方法开发

2.2.1 基准线计量方法 如前所述，炭基肥项目的基准线应当是田块常规施肥管理下的温室气体排放和土壤碳库变化量，如下式：

GHGB=ΔSOCB×+N2OB×GWPN2O+CH4B

×GWPCH4（1）

式中，GHGB为基准线，ΔSOCB为项目期代表基线情景的样地土壤碳储量变化量（kg C·hm-2），N2OB和CH4B是项目期基线样地的氧化亚氮（kg N2O·hm-2）和甲烷排放量（适用水稻种植，kg CH4·hm-2），GWPN2O和GWPCH4分别是100年尺度下氧化亚氮和甲烷的全球增温潜势，根据IPCC第五次评估报告分别取265和28。

碳库和温室气体排放量的计量可以采用直接监测法、参考系数法和模型模拟法[16]。直接监测法可以体现田间实际状况，但采样点能否准确代表大面积田块的情况还须论证，且采样点的增加将大幅增加监测费用，有悖于碳交易计量方法学中的成本有效性原则。参考系数法和模型模拟法是成本低、计算方便的计量方法，近年来我国学者针对土壤碳库变化、温室气体排放开发了一系列排放因子和计算机模型，也对几个知名的生态系统模型（如DNDC、DAYCENT等）进行了参数化和验证，为方法学的开发奠定了方法基础[45-51]。我们建议在炭基肥项目方法学开发时，优先采用我国学者开发或验证过的排放因子（如氧化亚氮排放因子可参考ZOU等[48]，《省级温室气体清单指南》[28]，甲烷排放因子可参考Yan等[47]）和生态模型（如氧化亚氮排放可采用IAP-N模型[49-50]，甲烷排放可采用CH4MOD模型[45-46]）；当然，鉴于近年来发表了大量田间试验研究，为参考系数和模型的研究提供了很好的数据基础，本研究建议进一步基于我国农田实际情况，开发适用于中国的土壤碳库变化因子、氧化亚氮和甲烷排放因子，并采用试验数据对模型进行进一步的校正和验证。

2.2.2 项目温室气体排放计量方法 边界情景A下项目温室气体排放包括土壤碳库变化、农田氧化亚氮排放和稻田甲烷排放，如下式：

GHGP=ΔSOCP×+N2OP×GWPN2O+CH4P

×GWPCH4（2）

式中，GHGP为项目温室气体排放量ΔSOCP为参与项目田块项目期内土壤碳储量变化量（kg C·hm-2·a-1），N2OP和CH4P是项目田块的氧化亚氮（kg N2O·hm-2）和甲烷排放量（适用水稻种植，kg CH4·hm-2）。

截止目前，炭基肥农田应用的模型还未开发成熟，且原有生态系统模型未将炭基肥农田应用加入到模型模块中，项目温室气体排放计量可采用直接监测法和参考系数法，鉴于成本有效性原则，建议优先采用参考系数法。

IBI对生物质炭100年内的的碳的稳定性提供了三组检测方法：Alpha方法，Beta方法，Gamma方法[52]。Alpha方法是通过测定与生物质炭稳定性相关的H/C比或者挥发性物质的含量，以最小的成本对100年尺度下生物质炭稳定性进行常规评估，几分钟到几天就可以获得结果，但不能提供绝对的稳定性度量，需要Beta和Gamma进行校准；Beta方法通过控制培养条件（培养时间3—5年），测量生物质炭损失量，通过生物质炭的分解速率（在矿化培养分解初期，新鲜生物质炭的分解速率较大，到达后期，分解速率极度缓慢），直接计算生物质炭稳定性，可用于校准Alpha方法；Gamma方法测定了与生物质炭稳定性有关的分子性质如生物炭的芳族缩合程度，但需要高水平专业知识、专业仪器和高昂成本，很难在炭基肥项目中进行应用。在项目实际应用中，可以通过Alpha方法快速检测生物质炭的稳定性，但测定结果会有一定的误差，而用另外两种方法验证又需要一定的监测成本。生物质炭原料类型和热裂解温度影响着生物质炭的分解速率和稳定性[53]，在未来研究中可基于农业分区，针对符合国际、国家或行业标准的不同原料和工艺的生物质炭进行分解速率和稳定性的研究，然后基于大数据建立生物质炭稳定性研究手册，用于项目固碳量计量。本研究中，我们根据生物质炭的稳定性或者生物质炭的半衰期分解速率，分别开发了两种方法来计量炭基肥施用带来的土壤固碳量。

方法一：根据生物质炭中所含稳定有机碳的比例进行计算，如下式：

ΔC=FBF×BFB×BC×CS（3）

式中，ΔC为项目田块项目期内有机碳增加量（kg·hm-2），FBF为项目期炭基肥用量（kg·hm-2），BFB为炭基肥含生物质炭比例（%），BC为生物质炭的含碳量（%），CS为生物质炭的稳定性指数（%）。

生物质炭的稳定性可以根据上述3种方法（Alpha方法，Beta方法，Gamma方法）进行研究。Lehmann等[54]依据已有生物质炭稳定性研究和生物质炭由不同形态的循环碳构成，将新鲜的生物质炭的分解分为3个平均滞留周期（10年，100年，1000年），100年尺度下仍有超过70%的初始碳未分解。应当关注的是，项目方法学的开发还应遵循保守型原则，即计算的结果应该是保守的。例如，在计算土壤固碳量或减排量时，应当就低不就高，仅计算“至少”可以固碳或者减排多少，而避免过高估计造成计量结果不实。

方法二：根据生物质炭半衰期分解速率进行计算，如下式：

BDi可以根据Beta培养法得到生物质半衰期分解速率，生物质炭进入土壤，温度、湿度、土壤属性、耕作措施和植物碳输入等因素影响其分解速率[54]。HERATH等[55]运用同位素示踪技术对添加量为7.18 t C·hm-2生物质炭进行矿化培养实验发现，黏土矿物类型为2﹕1型的淋溶土添加生物质炭后，在第510天矿化率为7.4%—7.9%，低于火山灰土的13.2%—14.1%；BRUUN等[56]通过添加5%不同炭化温度的生物质炭进行65 d土壤矿化培养发现，高温热裂解生产的生物质炭矿化速率为5.5%高于低温生物质炭矿化速率的2.9%；章明奎等[53]添加生物质炭至土壤中进行室内培养实验发现，淹水条件下比非淹水条件下生物质炭具有更高的稳定性，且75%田间持水量下，培养36周后，加入生物质炭的碳残留率在84%—93%之间。

生物质炭对土壤氧化亚氮排放的抑制作用已有诸多报道[57-61]，整合分析显示生物质炭施用平均减少54%的氧化亚氮排放[62]。生物质炭的固定态有机质碳架起着载体的作用，实现了炭质-矿物质-化肥养分的团聚体结合，延缓了化肥的快速溶解释放，提高了养分的缓效性[63]，因此炭基肥替代化肥施用所带来的氧化亚氮减排有生物质炭的抑制作用和化学氮素投入减少两方面作用。项目田块氧化亚氮排放可由下式进行计算：

N2OP=FBF×KN×EFBN（5）

式中，KN为炭基肥含氮量（%），EFBN为炭基肥施用的排放因子（kg N2O-N·kg-1）。炭基肥的氧化亚氮排放因子除了与土壤性质和气候条件有关，还于生物质炭原料类型、炭基肥制造工艺（掺混法、吸附法、包膜法和混合造粒法）和施入水平有密切关系[13,15,64]。目前，除了对全球文献的整合分析外，对于定量生物质炭和炭基肥施用下氧化亚氮排放因子的研究还较为有限，鉴于空间异质性和生物质炭本身的差异性，开展区域尺度不同类型生物质炭和炭基肥施用对氧化亚氮排放因子的影响定量研究将为方法学的开发提供数据支撑。

已有一些学者采用整合分析讨论了生物质炭对稻田甲烷排放的影响。HE等[65]和SONG等[66]分别对全球包括田间试验、温室和室内培养试验在内的121对和31对观测值进行分析发现生物质炭施用对甲烷排放无显著影响，但是在田间试验条件下（分别为31对和24对观测值）生物质炭施用显著增加了甲烷排放；而JEFFERY等[67]则发现在淹水稻田（60对观测值）中施用生物质炭可显著降低甲烷排放。而上述3个研究所采用的数据为2014年或2015年以前发表的数据，近年来生物质炭田间应用的研究发现迅速，亟待扩充数据库进行进一步的分析。无论正效应还是负效应，本研究建议基于我国生物质炭田间应用研究数据库，细化区域和生物质炭类型及用量，发展生物质炭施用对甲烷排放的影响因子（EFCH4，无量纲），如下式：

CH4P=CH4B×EFCH4（6）

式中，发展影响因子EFCH4时，可基于施用生物质炭田块和对照田块甲烷排放量的比值进行确定，该值在0—1之间，说明研究区域在某种生物质炭一定用量下可减少甲烷排放，该值在1以上则说明生物质炭施用增加了甲烷排放。

边界情景B下，除边界情景A中的碳库和温室气体，还包括炭基肥生产的温室气体排放（BF，kg CO2），如下式：

GHGP=ΔSOCP×+N2OP×GWPN2O+CH4P

×GWPCH4+BF （7）

炭基肥生产的温室气体排放又包括秸秆打包和运输过程中的温室气体排放（SE，kg CO2）和生产炭基肥过程的温室气体排放（BFP，kg CO2）：

BF=SE+BFP （8）

生产炭基肥过程的排放包括生物质炭生产过程和炭基肥生产过程的排放，这些排放主要通过调查工厂生产过程中的能量平衡进行计量，本研究以一个炭基肥生产公司为例，对这部分排放的计算进行示例（2.3.2）；秸秆打包一般通过机器打包和人工打包两种方式，对于规模化的承包农场来讲，一般会采用机器打包的方式，秸秆打包机打包秸秆会带来燃油排放，通过燃油量与燃油排放因子相乘进行计算。

2.2.3 项目净碳汇量计量 项目净碳汇量采用下式进行计算：

CSP= GHGB-GHGP-L （9）

式中，CSP为项目净碳汇量（kg CO2-eq·hm-2），L为项目泄漏（kg CO2）。如前所述，在边界情景A中，如项目参与方在购置和运输炭基肥时与原来单购置化肥相比，产生显著的温室气体排放增加情况，则需要通过交通工具耗油量和燃油排放因子计算泄漏，并在项目净碳汇量计算时扣除；而在边界情景B中，如炭基肥利用替代原有秸秆利用方式导致了明显的温室气体增排的情况，则需要根据具体情况进行计算并在项目净碳汇量计算时扣除。

2.3 案例分析

基于本研究探索的炭基肥计量方法学，以炭基肥在不同作物种植（水稻和小麦）的大田试验为案例，保守性估计生物质炭的稳定性碳占到70%，对边界情景A下炭基肥项目的净碳汇量进行了估算；还根据炭基肥工厂的生产能耗调查数据，对炭基肥生产过程的温室气体排放计量进行了案例分析，进而对边界情景B下净碳汇量进行了计量。

2.3.1 边界情景A 根据公式（3）计算项目活动在一个种植季所带来的固碳量，同时根据公式（9）计算了边界情景A下项目净碳汇量，计算结果如表3所示。

小麦种植田块项目净碳汇量为1439.78 kg CO2- eq·hm-2，而水稻种植田块的净碳汇量仅为281.58 kg CO2- eq·hm-2。其中，小麦种植季的氧化亚氮的减排量达到1 343.55 kg CO2-eq·hm-2，占净碳汇的93.32%；碳库增加的贡献仅为6.68%。而水稻种植田块碳库增加达到144.34 kg CO2-eq·hm-2，占一个水稻种植季净排放的51.26%，甲烷和氧化亚氮减排的贡献分别是22.59%和26.15%。

表3 基于边界A情景的项目净碳汇量

2.3.2 边界情景B 根据公式（8）和表1以及相关排放参数，我们计算了从原料收集到炭基肥生产整个周期的温室气体排放，如表4所示。如副产品生物质气未回收利用，炭基肥生产全生命周期的排放为102.36 kg CO2-eq·t-1，其中秸秆打包收集运输所带来的燃油排放量相对较低仅为2.89 kg CO2-eq·t-1，炭基肥生产过程排放为29.06 kg CO2-eq·t-1，占到总排放一定的比例。如优化生产工艺，对生物质气进行循环利用，则炭基肥生产全生命周期呈净碳汇效应，为-130.77 kg CO2-eq·t-1。

由表1和表4以及公式（9），我们可以得到B情景下项目的固碳减排量，如表5所示。对于“工厂-农场”的生产和应用系统来说，由于生产工艺不同，农田类型不同，其减排潜力差异比较大。未优化生产工艺条件下，B情景下小麦种植季带来较大的减排量，达到1 329.57 kg CO2-eq·hm-2，而一个水稻种植季项目减排量仅为235.52 kg CO2-eq·hm-2。优化生产工艺条件下，B情景下小麦种植季仍呈现较大的净碳汇效应，达1 479.1 kg CO2-eq·hm-2，而水稻仅为340.43 kg CO2-eq·hm-2。优化生产工艺条件下，炭基肥生产过程贡献了净碳汇量的3%和21%。

表4 炭基肥生产过程温室气体排放

表5 基于边界B情景的项目净碳汇量

“/”的左边代表优化生物质炭生产工艺情景，“/”的右边代表未优化生物质炭生产工艺情景

The left side of “/” represents the optimized biochar production process scenario, and the right side of “/” represents the un-optimized scenario

从上述案例分析可以看出，无论哪种情景，稻作的项目减排量均低于旱作约18%—23%，说明不同作物种植或种植制度下的减排效应有较大差异[68]。生物质炭生产工艺的优化程度也影响着项目的减排量（特别是水田），加强副产品（如可燃气的利用）是生物质炭产业发展需要解决的关键问题[31]，直接影响着炭基肥项目是否能通过参与碳交易获得更多的环境和经济收益。通过案例分析，我们验证了前文讨论开发的计量方法学，无论是碳库和关键排放源的确定还是计量方法的选取都适用于炭基肥项目的计量。然而，在计量土壤固碳时，我们采用了保守型估计，温室气体排放计量则直接采用试验监测结果。未来亟待进行大量的试验研究，特别是田间原位监测，获取更多的数据进行排放因子的开发，进而发展用于模拟生物质炭和炭基肥农田生态过程的模型，为炭基肥项目参与碳交易提供详实的数据支撑。

3 结论

本研究提出了以常规施肥和常规秸秆利用方式为基准线情景，并根据不同农田经营模式提出了两种空间边界情景（农民直接参与的田块模式和工厂-农田的企业集约化运营模式），确定了以农田氧化亚氮排放和甲烷排放为关键排放源、土壤有机碳库为碳库，农民运输炭基肥导致的额外排放或原有秸秆利用方式发生改变导致的额外排放为泄漏的方法学理论框架，并对固碳减排计量方法进行了探索，提出了未来应进一步开发不同区域、不同原料类型和热裂解工艺的炭基肥氧化亚氮和甲烷排放因子，以及所含有机碳的稳定性因子和分解速率。

基于本研究开发的方法学结合案例进行了分析，论证了方法学应用于炭基肥项目固碳减排计量的可行性，发现炭基肥生产过程的温室气体排放与生产工艺有直接关系，未优化生产工艺时炭基肥生产过程排放为102.36kg CO2-eq·t-1，而优化工艺后为-130.77kg CO2-eq·t-1。对案例进行项目净碳汇量计量发现，优化生产工艺情景下稻作农田和旱作农田的项目净碳汇量比未优化情景多104.91 和69.94 kg CO2-eq·hm-2。

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Quantifying Carbon Sink by Biochar Compound Fertilizer Project for Domestic Voluntary Carbon Trading in Agriculture

SUN JianFei, ZHENG JuFeng, CHENG Kun, YE Yi, ZHUANG Yuan, PAN GenXing

(Institute of Resource, Ecosystem and Environment of Agriculture, Nanjing Agricultural University/Jiangsu Collaborative Innovation Center for Solid Organic Waste Resource Utilization, Nanjing 210095)

【Objective】Industrial system of straw pyrolysis - biochar compound fertilizer (BCF) - ecological agriculture is emerging in China. As a suggested measure which could promote soil organic carbon pool and mitigate greenhouse gas emissions through replacing chemical fertilizer, BCF application has the potential to participate in China’s ongoing carbon trading of voluntary emission reduction (VER). Development of a measurable, reportable and verifiable net greenhouse gas (GHG) reduction quantification methodology is the basis for the implementation of VER carbon trading. The objective of this study was to discuss and develop a methodology for quantifying carbon sequestration and GHG emission mitigation in BCF project, which might provide scientific basis and methodology support for BCF project to attend the VER carbon trading. 【Method】Based on the theoretical framework of the methodology for VER projects, a discussion of how to develop a methodology for BCF project was performed from the aspects of project eligibility, baseline, boundary, carbon pool, key GHG sources, leakage and net carbon sink quantification by incorporating the recorded VER methodologies, the existing frameworks of carbon sequestration and GHG reduction quantification in cropland, and the BCF scientific research basis. In addition, a case study was conducted to quantify the net carbon sink in BCF project under different cropping systems by using the data from literature collection and field survey, which would assess the feasibility of the discussed methodology by this study. 【Result】Through analyzing and discussing, this study indicated that the baseline scenario of BCF project should be local conventional fertilization management in the methodology, and the boundary could be determined according to the difference of farmland operation mode, such as the boundaries of smallholder operated farmland and factory-farmland system intensive operated by enterprises. The key GHG sources and carbon pool considered in the methodology were suggested as farmland N2O and CH4emissions, and soil organic carbon pools, respectively. The extra GHG emissions induced by the transportation of BCF or the changes in original straw utilization method could be considered as leakage. According to the case study, the net carbon sink of 1 439.77 kg CO2-eq·hm-2and 281.58 kg CO2-eq·hm-2for the growing seasons of winter wheat and rice production could be obtained, respectively, when the boundary was set as smallholder operated farmland. However, in the boundary of factory-farmland system intensive operated by enterprises, the carbon sink obtained in the farmland might offset by the GHG emissions in the process of BCF production, and the net carbon sink of 1 479.01 kg CO2-eq·hm-2and 340.43 kg CO2-eq·hm-2for the growing seasons of winter wheat and rice production could be obtained, respectively, once the BCF production process was optimized. Given these, the optimizing of BCF production process by recycling the by-products would make the carbon trading of VER by BCF project feasible. 【Conclusion】A theoretical framework and a set of methods were proposed to quantify the net carbon sink for BCF project. The case study indicated that the developed methodology could be well applied into the quantification of net carbon sink for BCF project, and it was found that dry cropping system had the higher net carbon sink than paddy rice cropping system under BCF project, while optimizing the production process of BCF was an important pathway to obtain the considerable amount of carbon sink under factory-farmland system operated by enterprises. This study indicated that a national or industry standard of BCF should be established as soon as possible to provide a theoretical basis for project eligibility identification; meanwhile the attentions should be paid to the development of regional specific N2O and CH4emission reduction factors and soil carbon sequestration factors for different types of BCFs applied.

carbon trading; agricultural carbon reduction; biochar compound fertilizer; methodology framework; climate change; straw pyrolysis

10.3864/j.issn.0578-1752.2018.23.007

2018-04-19；

2018-08-02

国家自然科学基金（41501569）、江苏省自然科学基金（BK20150684）、“十三五”国家重点研发计划专题（2017YFD0200802）

孙建飞，E-mail：jianfeisun@aliyun.com。

程琨，E-mail：chengkun@njau.edu.cn

（责任编辑 李云霞）