海水鱼养殖碳、氮、磷排放及对环境影响的初步评价 ——以大西洋鲑养殖为例

杨吉平 王志 郭黎明

(1 上海和创船舶工程有限公司，上海 200126； 2 上海耕海渔业有限公司，上海 200126)

改革开放以来，我国渔业经济实现了快速增长，水产品总产量从1989年到2019年连续31年位居世界第一[1]。渔业的快速发展为调整农业经济结构、促进农民增收、丰富农产品市场供应、改善消费者膳食结构做出了重要贡献。但同时，能耗大、排放多、资源利用不合理等问题也逐步显现[2]，这些问题已经成为制约渔业进一步发展的重要因素。

从“十二五”开始，水产养殖正式被列入主要污染物总量减排核算范围，减排核算的主要内容是水产围网养殖面积减少量[3]。但是围网养殖面积减少量无法科学、全面、真实地反映水产养殖污染物排放总量的变化状况[1]。有不少学者分析了中国水产养殖的主要环境污染指标，计算了排放总量，并提出了水产养殖减排的具体建议[4-7]。但这些计算的主要依据是渔业统计年鉴或地区渔业统计年报等资料，尚未见针对不同养殖方式和不同养殖品种进行具体比较和分析的研究报道。已进行的两次全国污染源普查虽然对养殖方式和养殖品种进行了污染量登记，但对具体的养殖品种和养殖方式进行深入研究的报道很少[8]。与其他动物蛋白源相比，虽然水产养殖单位产值的温室气体排放量相对较低，但由于整个产业的排放总量较大，影响也较大，因此有必要对水产养殖产生的温室气体排放评估进行深入研究[9-10]。

中国水产养殖业的进一步发展必须走绿色、可持续发展道路，其战略对策之一是培育和发展新兴产业，如水产种业、陆基工厂化养殖、深远海养殖以及生物质能源养殖等[11]。新兴产业的发展需要高技术，同时也需要环境友好，二者必须综合考虑。从对生态环境的影响来说，能够做到污染物零排放固然是一件好事，但在技术上片面追求零排放，可能会因为成本过高而无法在产业上真正实施。完全忽略自然生态系统自身具有的一定的自净能力是不科学的，从产业经济学角度看是一种极大的浪费[12]。在针对不同养殖品种和养殖模式的深入研究基础上进行科学估算，评估水产养殖产生的排放对环境的具体影响，有助于指导水产养殖健康可持续发展。

大西洋鲑(Salmosalar)是陆海接力工业化养殖生产的典型代表[13]。国外对该品种的研究较为深入，相关基础数据较为清晰。我国自2010年开始规模化养殖大西洋鲑，主要养殖方式有工厂化陆基养殖、深海网箱养殖、流水工船养殖及循环水工船养殖等。国内某鲑鱼养殖基地开展工厂化陆基养殖，养殖水体近36 000 m3，产能约1 000 t/年[14]；国内某渔业企业开发了全潜式深海网箱养殖，养殖水体50 000 m3，可实现年产量1 500 t[15]；国内某企业开发了全流水工船养殖，拟在黄海冷水团水域开展大西洋鲑养殖；上海耕海渔业有限公司也在准备建造国内第一艘循环水养殖工船，用于养殖大西洋鲑。因此，大西洋鲑的相关养殖数据丰富，是开展海水养殖污染排放测算研究的理想对象。

本研究以大西洋鲑养殖为例，对国内外6种不同养殖模式的碳、氮、磷排放进行测算，建立海水鱼养殖碳、氮、磷排放测算的通用方法，并将测算结果与区域环境容量进行比较分析，判断其环境影响效果，以期科学评估海水鱼养殖产生的排放对环境的具体影响，为水产养殖健康可持续发展提供参考依据。

1 材料和方法

1.1 碳排放测算方法

1.1.1 二氧化碳排放负荷

参考刘俊文等[10]的研究，生产过程中每千克商品鱼的二氧化碳排放基础负荷公式为：

LCO2=LD+LE+LH

(1)

式(1)中：LD为直接产生负荷，即由养殖鱼类代谢产生的二氧化碳；LE为能耗负荷，为养殖生产过程中的耗能所产生的二氧化碳；LH为人员负荷，表示由养殖工作人员产生的二氧化碳。直接产生负荷LD可由养殖生产中的饲料利用率(feed conversion rate，FCR)和单位饲料耗氧率(UO2)进行估算。

LD=1.375×UO2×FCR

(2)

式(2)中：FCR为养成1 kg鱼所需要的饲料质量(kg)，由养殖数据获得；根据研究[16]，每消耗1 kg饲料，鱼消耗0.25 kg氧气，用于处理水的微生物消耗0.25 kg氧气。因此，对于不带生物处理的养殖方式，UO2=0.25；对于有生物处理的养殖方式，UO2=0.5。根据质量关系，每消耗1 kg氧生成1.375 kg二氧化碳。

能耗负荷LE与每千克商品鱼的耗电量LQ和提供能源的物质有直接关系。一般情况下，使用能源物质EA发电开展养殖活动产生的能耗为：

(3)

式(3)中：LQ表示生产1 kg鱼的耗电量(kW·h)，由养殖数据获得；KEA-Q为能耗常数，表示每产生1 kW·h电所需要的能源物质EA的质量(kg·kW-1·h-1)；ηEA指该能源物质的发电效率；KCO2-EA表示用EA物质发电的二氧化碳排放系数；R为其他影响因子，如市电中火电的占比、输电效率等。

当使用市电(换算为标准煤)时，Kcoal-Q=0.356 kg/(kW·h)[10]，ηcoal=1，KCO2-coal=2.7[10]。由于2019年火电比例为72.3%，输电线损耗为6.5%(数据来自《中国电力统计年鉴2020》)，则R=煤电占比×输电效率=0.723×0.935=0.698。

当直接使用柴油发电用于养殖场供电时，发电机厂家提供的能耗常数为0.185～0.205 kg/(kW·h)，本研究取中间值KD-Q=0.195 kg/(kW·h)；ηD=96.5%；柴油的二氧化碳排放系数估算以16烷值计算，KCO2-D=3.115。R=1。

人员负荷与养殖用工人数N和渔获量Wf有关，具体计算公式为：

LH=(KH×N)/(1 000·Wf)

(4)

式(4)中：KH为养殖人员的生产性温室气体排放系数。人的温室气体排放系数为每人10.5 kg/d，其中25%是因生产工作而排放的[4]。以1年为生产周期，则KH=10.5×365×0.25。N为养殖用工人数，Wf为水产品年产量(t)。

1.1.2 二氧化碳排放强度

根据商品鱼的价格Mf，可以计算不同养殖模式或者不同品种鱼的二氧化碳排放强度σCO2-f[6]。该指标反映了不同品种鱼的能源利用效率，可以很好地引导产业提高能源利用效率，向低碳经济转型。其计算公式为：

σco2-f=LCO2/Mf

(5)

1.1.3 数据需求

根据以上公式，为计算养殖生产二氧化碳的排放负荷及排放强度，需要知道FCR、Wf、供能物质(一般为市电或柴油)、LQ、N和Mf。

1.2 氮、磷排放计算

1.2.1 氮、磷负荷

竹内俊郎法是估算水产养殖中总氮磷排放的有效方法之一。其原理为：从给定的饵料中提供的氮、磷量中扣除生物体内含有的氮、磷的量即为排放在环境中的量[7]。此方法适用于投饵方式单一的养殖模式，饵料系数和种群差异是最容易导致误差的参数[17]。其公式如下：

LN=10×(FCR×ωSN-ωfN)

(6)

LP=10×(FCR×ωSP-ωfP)

(7)

式(6)和式(7)中：LN为生产每千克商品鱼产生的氮负荷；LP为生产每千克商品鱼产生的磷负荷；FCR为饲料利用率或者饵料系数；ωSN、ωSP分别为饵料中氮、磷的含量；ωfN、ωfp分别为生物体内氮和磷的含量。考虑到循环水养殖过程中会采用生物滤池等设施进行脱氮、固磷，则可将上述公式升级为：

LN=10×(FCR×ωSN-ωfN)×(1-EN)

(8)

LP=10×(FCR×ωSP-ωfP)×(1-EP)

(9)

根据研究[16]，一般循环水养殖脱氮效率EN为76%，固磷效率EP为19%。脱氮过程一般主要发生在反硝化过程中，即将硝酸态氮转化为氮气排出水体；而网箱养殖和池塘养殖时，氮和磷几乎全部排放到水体中，此时EN和EP均取值为0。

1.2.2 氮、磷排放强度

参考二氧化碳排放强度的计算公式，氮、磷排放强度计算公式为：

σN-f=LN/Mf

(10)

σP-f=LP/Mf

(11)

1.2.3 数据需求

根据以上公式，为计算氮、磷排放负荷及排放强度，需要知道FCR、ωSN、ωSP、ωfN、ωfp、EN、EP、Mf。

1.3 海洋环境容量

海洋环境容量是海水自净能力综合表现的定量描述。主要取决于海域本身具备的条件，如海域环境空间的大小、位置、潮流、自净能力等自然条件及生物的种群特征、污染物的理化特性等[18]。目前对海洋环境容量的研究不多，仅集中于碳排放、化学需氧量(COD)及氮磷排放等方面。

1.3.1 碳排放与海洋环境容量

虽有学者在研究海洋碳吸收时指出，大量的碳排放可能造成海洋酸化。但目前对海洋酸化的研究还没有形成统一的意见。在过去的250年时间里，由于海洋吸收了约1/3的人为排放的二氧化碳，也仅使得海表海水的pH从约8.2下降到约8.1。相比于人为总排放量，水产养殖活动排放的二氧化碳对海洋环境的影响更是极为有限[19]。基于此，本文不评估养殖活动产生的二氧化碳对海洋的影响。

1.3.2 氮、磷排放总量与海洋环境容量

养殖过程中，氮、磷的总排放量与氮、磷排放负荷以及年渔获量Wf有关，其计算公式为：

ΣN=(LN×Wf)/1 000

(12)

ΣP=(LP×Wf)/1 000

(13)

目前研究氮、磷污染物对水域环境的影响大多采用浓度限值法[20]，即先确定该水域污染物的浓度限值，然后根据该水域水体总量、初始浓度来计算其环境容量。A污染物的环境容量SCA的测算公式为：

SCA=(Alim-A0)×V

(14)

式(14)中：Alim为A污染物的允许极值，A0为A污染物的环境初始浓度，V为水域体积。本研究针对大西洋鲑鱼深远海养殖，假定养殖过程中产生的氮、磷废弃物均保留在适合养殖的黄海冷水团区域，且不考虑冷水团区域的自净能力。根据相关资料[21-22]，该冷水团区域体积最小为1.07×1011m3(即V=1.07×1011m3)，该区域的初始总氮水平最大值为N0=0.165 8 mg/L，初始总磷水平最大值为P0=0.014 1 mg/L。根据《海水养殖水排放要求》(SC/T 9103—2007)规定的海水养殖水排放一级标准，总氮排放最大值Nlim=0.5 mg/L，总磷排放最大值Plim=0.05 mg/L。根据公式(14)计算可得，总氮污染物在该区域的总环境容量SCN=3.58万t，总磷污染物在该区域的总环境容量SCP=0.38万t。

1.3.3 氮、磷瞬时排放浓度与海洋环境容量

海上环境保护委员会(国际海事组织公约)于2016年通过的MEPC.157(55)决议提出了未经处理的生活污水排放率标准，该标准规定最大准许排放率为扫海体积的一定比例[23]。其中扫海体积是船宽B、吃水D和航程的乘积。受该标准启发，本文提出了污染物A瞬时排放浓度CA计算公式为：

CA=(0.032×ΣA)/(B×D×V)

(15)

式(15)中：CA的单位是mg/L，V为黄海平均流速(m/s)，取值为0.34 m/s[24]，B为船宽(m)，D为吃水深度(m)，以1年为生产周期，则单位换算系数=1 000 000/(365×24×3 600)=0.032。

1.3.4 数据需求

根据以上公式，为计算氮、磷的瞬时排放浓度，需要知道∑N、∑P以及工船的B和D。

表1 大西洋鲑不同养殖模式与污染排放相关的数据

1.4 养殖数据

依据1.1.3、1.2.3和1.3.4提出的数据需求，笔者收集了国内外不同养殖模式下大西洋鲑养殖的相关数据，其中，A1为陆基循环水养殖(中国)；A2为陆基循环水养殖(美国)；B1为深海网箱养殖(中国)；B2为深海网箱养殖(挪威)；C1为全流水工船养殖(中国)；D1为循环水工船养殖(中国)。为使研究结果具有可比性，统一选取生长阶段为大西洋鲑“银化后”(100 g以上)至养成阶段的数据。具体数据见表1[14-16,25-36]。

2 结果

2.1 二氧化碳排放负荷及排放强度

利用表1数据和公式(1)～(5)计算6种养殖模式下的二氧化碳排放负荷及排放强度，以不同养殖模式为横轴，二氧化碳排放负荷为纵轴，二氧化碳排放强度为气泡大小作图(见图1)。结果显示，深海网箱养殖(挪威)(B2)的二氧化碳排放负荷最低，生产每千克商品鱼排放0.65 kg的CO2；深海网箱养殖(中国)(B1)的二氧化碳排放强度最低，每生产1美元商品鱼仅排放0.09 kg的CO2；而陆基循环水养殖(美国)(A2)的二氧化碳排放负荷和强度均为最高，生产每千克商品鱼排放4.38 kg的CO2，生产每1美元商品鱼需排放0.56 kg的CO2。深海网箱养殖模式(B1，B2)的二氧化碳排放负荷和强度显著小于陆基循环水养殖(A1，A2)和养殖工船养殖(C1，D1)。

注：气泡圆心的纵轴数据为二氧化碳排放负荷，气泡内数字表示二氧化碳排放强度。

2.2 二氧化碳排放负荷的组成

利用表1数据和公式(2)～(4)计算不同养殖模式下的二氧化碳排放负荷组成，绘制百分比堆积图(见图2)。不同养殖模式下，LH占比仅为0.07%～1.45%；LE占比方面，C1全流水工船养殖(中国)的LE占比最高，为89.75%；B2深海网箱养殖(挪威)的LE占比最低，为32.15%；非深海网箱养殖模式(A1，A2，C1，D1)的LE占比均超过二氧化碳排放负荷的3/4。

图2 大西洋鲑不同养殖模式的二氧化碳排放负荷组成

2.3 氮排放负荷及排放强度

利用表1数据以及公式(8)、公式(10)计算不同养殖模式下的氮排放负荷及排放强度，并以不同养殖模式为横轴，氮排放负荷为纵轴，氮排放强度为气泡大小作图(见图3)。结果显示，3种循环水养殖模式(A1，A2，D1)的氮排放负荷及排放强度均较小，其中陆基循环水养殖(美国)(A2)的氮排放负荷最小，生产每千克商品鱼排放10.38 g的氮；循环水工船养殖(中国)(D1)的氮排放强度最小，每生产1美元商品鱼仅排放1.19 g的氮。3种全流水养殖模式(B1，B2，C1)的氮排放负荷及氮排放强度均较大，其中深海网箱养殖(中国)(B1)的氮排放负荷最大，深海网箱养殖(挪威)(B2)的氮排放强度最大。

注：气泡圆心的纵轴数据为氮排放负荷,气泡内数字表示氮排放强度。

2.4 磷排放负荷及磷排放强度

利用表1数据和公式(9)和公式(11)计算不同养殖模式下的磷排放负荷及磷排放强度，并以不同模式为横轴，磷排放负荷为纵轴，磷排放强度为气泡大小作图(见图4)。A2陆基循环水养殖(美国)的磷排放负荷和磷排放强度均最小，生产每千克商品鱼排放6.08 g的磷，每生产1美元商品鱼排放0.78 g的磷。全流水工船养殖(中国)(C1)的磷排放负荷最大，深海网箱养殖(挪威)(B2)的磷排放强度最大。陆基养殖模式(A1，A2)的磷排放负荷和磷排放强度较深海养殖模式(B1，B2，C1，D1)均要小，但不同模式间的差异较小。

注：气泡圆心的纵轴数据为磷排放负荷，气泡内数字表示磷排放强度。

2.5 不同模式下二氧化碳、氮、磷的排放负荷和排放强度分析

综合以上数据，对大西洋鲑不同养殖模式的二氧化碳、氮、磷排放负荷和排放强度的值进行排序，结果以“+”的多少表示，“+”越多表示值越大，结果见表2。结果表明，B2的LCO2最小，B1的σCO2-A最小，A2的LN最小，D1的σN-A最小，A2的LP最小，A2的σP-A最小。

表2 大西洋鲑不同养殖模式二氧化碳、氮、磷的排放负荷和排放强度排序情况

表3 不同模式下氮、磷的年排放量、瞬时排放浓度和排放限值占比

2.6 氮、磷年排放量、瞬时排放浓度和排放限值占比

利用表1数据和公式(12)～(15)测算不同海洋养殖模式下氮、磷的年排放量、瞬时排放浓度以及与排放限值的占比，结果见表3。

3 讨论

3.1 二氧化碳的排放负荷和强度

目前，对水产养殖碳排放的研究报道较少，已有文献[4,6,10]报道的二氧化碳排放负荷计算公式主要计算了能耗负荷LE。刘晃等[6]的研究表明，我国主要水产养殖模式养殖每千克鱼的二氧化碳排放负荷(实为LE)为淡水池塘养殖0.54 kg，工厂化养殖4.79 kg。本研究中，最高的二氧化碳排放能耗负荷(LE)为3.62 kg[A2，陆基循环水养殖(美国)]，最低为0.21 kg[B2，深海网箱养殖(挪威)]。可以看出，养殖技术和装备技术的进步为减少二氧化碳排放做出了重要贡献，这与黄一心等[37]的研究一致。依据公式分析，这些进步可能主要来自于FCR和LQ的降低。但从碳排放负荷组成方面的研究发现，LE仅占LCO2的32.15%～89.75%，这表明，能耗负荷并不能完全反映水产养殖二氧化碳排放的真实负荷情况[10]。

对LH的报道仅见于金书秦等[4]的研究，其估算规模户每千克产品的投工碳排放负荷为52.26 g。本研究中，除陆基循环水养殖(中国)(A1)的LH为47.9 g，其他模式的LH均不足其测算值的20%，这可能是由于设施化水平的提高可以大幅降低人力行为。对碳排放负荷组成的研究发现，LH占LCO2的比例微乎其微，在较粗略的测算中可以忽略不计。

对LD的研究多见于循环水养殖系统[16]，其计算公式基于养殖经验，已较为成熟。本研究结果显示，由鱼类代谢直接产生的二氧化碳负荷LD占LCO2的比例为10.09%～67.58%，说明LD对水产养殖的碳排放影响较大，不容忽视。

不同养殖品种和养殖模式会对碳排放负荷产生影响[10]。本研究显示，在FCR基本接近的情况下， 6种大西洋鲑鱼养殖模式中，能耗占比最低且技术最成熟的挪威深海网箱养殖的碳排放负荷最低；养殖工船和陆基循环水养殖模式由于追求环境稳定可控，因而能耗占比明显偏高，导致碳排放负荷和碳排放强度均较大。这表明，为了维持较低的碳排放，深海网箱养殖是较好的选择，而养殖工船和陆基循环水养殖模式则需要在提高单位能耗的产量方面开展研究。考虑到养殖工船和陆基循环水养殖的土地节约效应，建议计算碳排放负荷时可以计算单位面积单位产量下的碳排放负荷。

目前，对水产养殖碳排放强度的研究仅见刘晃等[6]的报道，据他们估算，中国水产养殖每生产1美元商品鱼的二氧化碳排放强度为0.253 kg(以2000年为基年)。本研究结果显示，在本研究选取的养殖模式下，每生产1美元大西洋鲑的碳排放强度为0.09～0.56 kg，其中深海网箱养殖的碳排放强度显著低于其他养殖模式。除深海网箱模式外，其他养殖模式的碳排放强度均明显高于刘晃等[6]的估算值。这表明，采用较多的机械化设施可能会提高碳排放强度。由于碳排放强度与销售价格有直接关系，因此建议，若需降低碳排放强度，可选择价格较高的养殖品种进行养殖。

3.2 氮、磷排放负荷及排放强度

水产养殖的氮、磷排放是重要的面源污染。《第二次全国污染源普查公报》[38]显示，2017年我国每吨水产品养殖产量的排污负荷为总氮2.02 kg，总磷0.33 kg。本研究结果显示，在不同养殖模式下，氮排放的差异较大，而磷排放的差异较小。其中循环水养殖模式的氮排放负荷低于国家统计发布的水产养殖氮排放负荷数值，全流水养殖的氮排放负荷均大于该值的2倍以上。总磷和总氮的排放负荷主要取决于Wf、FCR和循环水去除效率。由于循环水养殖系统中存在对氨氮去除的模块，且可以通过反硝化过程将氨氮转化为氮气去除，除氮效率较高，因此循环水养殖模式在氮减排方面优势明显。不同养殖模式下磷排放负荷及排放强度的差异不显著，主要原因可能是各种养殖模式对磷的去除效率均不高。

3.3 不同模式下碳、氮、磷排放负荷和排放强度对比

由于循环水养殖模式的能源消耗量较大，因此碳排放负荷和强度均较其他模式要高。但同时，由于使用了氮、磷处理设备，循环水养殖在减少氮、磷排放负荷和排放强度方面的作用非常突出，其中循环水养殖工船模式是降低氮排放的最优模式。考虑到受外部水域环境恶化与内部水质劣化的影响，以及内陆和沿海近岸的养殖空间受到挤压，养殖产品的安全问题日益突出[39]等问题，发展利用远海优质海水资源进行低氮排放的养殖模式，如循环水养殖工船模式，将是未来水产养殖绿色健康发展的重要方向。

3.4 氮、磷年排放量与海洋环境容量

在不考虑海洋环流和海水自净能力的情况下，本研究采用的6种大西洋鲑养殖模式，氮的年排放总量仅为该区域离岸海域水环境氮容量的0.13%～0.55%，磷仅为0.49%～1.55%。即如果在该海域开展养殖，在深海网箱养殖模式下，总养殖量达到文中养殖产量100倍以上时才会对养殖区域产生较大影响，而全流水养殖工船模式提高到65倍以上、循环水养殖工船模式提高到80倍以上时会对养殖区域产生较大影响。相对于氮排放，磷排放的影响更大。

从黄海水域对氮、磷的需求量方面考虑，有研究表明，黄海每年对氮的总需求量为803.5×109mol，对磷的总需求量为58.2×109mol[40]。已知黄海水体体量为1.672×1013m3，折算到黄海冷水团区域，对氮的年需求量为7.20万t，对磷的需求量为1.15万t。本研究中，不同养殖模式下大西洋鲑鱼排放的氮占黄海冷水团需求量的0.07%～0.28%，磷占0.16%～0.51%，表明若在该区域开展养殖，在深海网箱模式下，总养殖量提高到本文中养殖量的449倍时才会对养殖区域产生较大影响，全流水养殖工船模式则是提高到260倍，循环水养殖工船模式需提高到321倍才会对养殖区域产生较大影响。同理，相对于氮排放，磷排放的影响更大。

从瞬时排放浓度对海洋环境影响方面考虑，排除环境本底浓度，大西洋鲑养殖的氮瞬时排放浓度仅为限值的0.81%～2.24%，磷为限值的1.41%～24.25%。结果表明，氮和磷的瞬时排放浓度低于安全限值，且有较大余量。同理，磷排放是制约在该区域扩大养殖规模的主要因素。

4 建议

目前我国对海水养殖污染排放的研究较少，建议在现有的研究基础上，建立完善的研究方法，并对不同养殖品种和养殖模式的污染排放数据进行系统采集和核算。在对水产养殖产业进行布局时，应根据不同品种,不同模式的碳、氮、磷排放负荷和强度进行合理布局。同时，积极推进养殖技术的提升，从饲料配方工艺的改进，机械化水平的提高,循环水去除氮、磷效率的提高等方面主动降低水产养殖生产中碳、氮、磷的排放负荷和强度。