随着我国城市化水平不断提高, 城市居民的食物消费由主食消费为主转向主副食品替代, 以及以植物性食物消费为主转变为动、植物食物并重^[1-2]。食物消费的变化对环境质量也产生了一系列的影响^[3], 如食物生产消费过程中C、N、P等营养元素的循环变化会引起城市土壤和水体的富营养化^[4-5]。

人类通过食物生产消费向生态环境排放的过量氮素已经成为全球面临的重大环境问题之一^[6-9]。城市居民由食物消费驱动而导致的食物氮素来源和数量发生了改变^[10], 氮素随着食物生产和消费而流动, 其流动模式和流量与生态质量密切相关^[11-13]。研究城市发展过程中食物氮消费的变化有利于把握城市氮素流动特点和规律, 为城市氮素管理提供参考和依据, 促进城市的健康发展^[14-17]。

近年来, 国内外已经有很多学者从食物生产消费的角度研究了氮素流动变化情况。总体来说国外的研究大部分从食物生产和食物消费过程中的某一环节进行研究^{[9, 18-21]}, 如Galloway的研究指出亚洲粮食生产中活性氮产量位居世界首位, 是欧洲粮食生产产生的活性氮量的近两倍^[18]；也有学者定量研究食物生产和餐余垃圾带来的氮环境负荷, 发现食物生产消费过程中所带来的氮环境负荷不容小觑^{[12-13, 22-23]}。国内研究主要侧重用食物消费系统氮素的流动变化及其环境负荷^{[7, 10, 24]}, 以及从国家和区域尺度分析食物链氮素养分流动变化^[25-27], 对城市化过程中食物生产和消费系统氮素流动变化研究较少。本研究以南京市农村和城镇居民为研究对象, 分析1995-2012年南京市食物生产消费过程中氮素的流动和影响因素, 为居民合理膳食、减少食物氮素消费提供科学依据, 进而促进南京市的可持续发展。

1 研究区概况

南京市位于长江下游中部富庶地区, 江苏省西南部。地理坐标为32°02′43″N、118°46′43″E。全市行政区域总面积6587.02 km², 2013年国务院批复南京调整区划, 调整后, 南京市辖玄武、秦淮、建邺、鼓楼、雨花台、栖霞、江宁、浦口、六合、溧水、高淳11个区, 共有81个街道、19个镇。

随着经济的平稳快速发展, 南京市常住人口也不断增加, 2012年达到816.1万人口^[28]。城市人均可支配收入由1990年的1591元增长到2012年的36322元, 同时, 人均食物消费支出占生活消费支出的比重由1990年的60.1%下降到2012年的34.7%^[29]。

2 数据来源与方法 2.1 数据来源

本研究所需要的南京市人口数量和各类食物生产量、消费量等基础数据来源于1996-2013年的南京市统计年鉴和2003-2013年的江苏省统计年鉴。不同食物中的蛋白质含量来源于常见食物营养成分表^[30], 并将蛋白质按16%折算出氮的含量^[7], 不同食物的含氮量如表 1所示。食物链氮素输入输出及循环过程中所需参数来源于文献资料^[31-41](表 2)。另外, 由于外出就餐数据较难搜集, 故本研究中不包括外出就餐量。

2.2 食物链氮流动过程中通量计算

食物链包括食物生产系统、消费系统以及食物生产消费过程中进入循环的部分, 具体分为4部分：植物性食物生产、动物性食物生产、家庭消费和废弃物(包括作物秸秆、人畜粪便及生活垃圾)。本文采用物质流分析法对食物链中氮素流动的途径和通量进行分析, 食物链氮素流动模型如图 1所示, 氮的投入包括(1)生物固氮, (2)大气沉降和灌溉, (3)肥料, (4)饲料, 和(5)进口食物；氮的输出包括(6)氨挥发, (7)反硝化产生的N₂O和N₂, 和(8)淋洗、流失；各部分间氮素的流动过程主要包括(10)作物生产提供家庭消费, (11)秸秆作为畜禽饲料, (12)动物生产提供家庭消费, (13)未被利用的秸秆, (14)畜禽粪便, (15)人粪尿及餐余垃圾, (16)粪尿、秸秆还田, (17)餐余垃圾作为饲料；其中(9)外系统累计是指未被利用的废弃物。由于籽粒具体去向数据无法搜集, 本文中籽粒除了供给居民食用, 其余均按出口计算。主要计算公式为：

食物中氮消费量=食物1含氮量×食物1消费量+食物2含氮量×食物2消费量+……+食物n含氮量×食物n消费量

其中, 1, 2, …, n指居民消费的各类食物, 各食物含氮量如表 1所示。

3 结果与讨论 3.1 南京市食物氮生产消费变化

南京市1995-2012年动植物食品生产消费情况如图 2所示。植物性食物氮收获量虽然有些波动减少, 其始终大于食物氮消费量；畜禽类食物氮收获量在2003年达到最大值7.96 GgN/a后持续减少, 其消费量显著增加, 2007年后需要进口来满足需求；水产品类食品氮消费量一直攀升, 由1995年的1.44 GgN/a增加至2012年的2.83 GgN/a, 增加了近1倍。马林等人对北京市1978-2008年食物链中氮的流动进行了研究, 北京市1998-2008年植物性食物氮和动物性食物氮消费量均显著增加^{[24, 42]}, 一方面北京市2008年城市化率已达到85%^[24], 而南京市2012年城市化率为75.13%(图 3), 北京市的城市化水平和人口都高于南京, 另一方面, 由于南方和北方食物消费习惯的差异, 南京市人均植物性食物氮消费量低于北京市。

南京市人均食物氮消费量呈现出下降趋势, 其中人均植物性食物氮消费量一直减少, 而人均动物性食物氮消费量逐年增加, 其增加幅度远小于植物性食物氮消费量的减少幅度。农村人均食物氮消费量在1995-2000年间呈波动增加, 2000年达到最高值6.34 kg人^-1 a^-1, 随后年份呈现不同程度下降, 到2012年降至4.11 kg人^-1 a^-1；城镇人均食物消费量一直处于下降趋势, 到2012年下降至2.65 kg人^-1 a^-1(表 3), 基于以往研究结果, 南京市居民食物消费进入第二个阶段, 即数量型阶段^[43-44]。表 5对相关研究结果进行了比较, 魏静等人的研究结果显示1982-2002年中国农村和城镇居民人均食物氮消费量变化趋势并不相同^[10]；王俊能等人指出1981-2007年中国城镇居民人均食物氮消费量总体呈不显著的上升趋势^[1]；2012年闫祯等人对厦门市1998-2010年居民食物N消费动态进行了研究, 结果显示厦门市人均食物氮消费量的变化趋势与南京市的变化趋势一致^[4]；2014年马林等人对北京市1978-2008年食物链中氮流动的研究表明, 人均食物氮消费量逐年增加^[24]；国外也有类似的研究, Riina等的研究结果表明芬兰在1995-1999年人均食物氮消费量平均值已经达到6.5 kg人^-1 a^-1；Barles指出巴黎十九世纪人均食物氮消费量的平均水平为6.57 kg人^-1 a^-1。以上研究结果对比可见, 一方面, 人均食物氮消费量可能受城乡差异的影响, 另一方面, 不同城市受经济发展的影响, 食物消费阶段及食物消费结构可能不同, 从而导致人均食物氮消费量变化趋势不同。

3.2 食物链中氮素的输入和输出

食物链氮素的输入主要包括肥料、进口饲料和进口食物。1995年南京市食物链氮的总输入为162.48 GgN/a, 随后波动下降至2012年的116.42 GgN/a, 期间2003年达到了最大值172.25 GgN/a (图 4)。与1995年相比, 2012年单位播种面积氮的投入量减少了13.46%。南京市进口食物和饲料氮占食物链氮素输入总量的比例由1995年的36.55%下降至2012年的34.78%(其中2007年之前不需要食物进口, 进口食物氮量按零计算)(表 3), 一方面, 畜禽养殖规模的减小导致进口饲料氮减少, 另一方面, 2007年起畜禽食品需要进口, 并逐年增加, 到2012年畜禽食品氮素进口量达到3.17 GgN/a (表 5), 然而进口饲料氮的减少量大于进口畜禽食物氮的增加量。由于水产品养殖数据缺失, 故食物链氮素的总投入量计算值偏小。

本研究中食物链氮素主要是通过氨挥发、反硝化及径流、淋洗进入环境, 部分循环进入食物链(如粪尿还田、秸秆还田、秸秆饲料化、厨余饲料化), 其余部分无法具体确定去向, 假设全部进入外系统累积(表 5)。农田单位播种面积氮素累积量呈现波动性的减少, 2000年达到最大值77.12 kgN/hm²；废弃物氮循环进入食物链由1995年的27.96 GgN/a波动减少至2012年的24.72 GgN/a, 这主要是由畜禽养殖规模的变化引起的(表 3, 表 5)。

3.3 食物链中氮素的利用效率

由表 3可知, 1995-2000年南京市农田系统氮素利用率从25.67%下降至20.38%, 随后一直攀升, 到2012年增加至34.44%；畜禽养殖系统氮素利用率从1995年的9.44%持续增加, 2012年达到11.14%；农田系统和畜禽养殖系统氮素的综合利用效率呈先下降后上升的趋势, 其值整体低于农田系统的氮素利用率, 高于畜禽养殖系统的氮素利用率, 这主要是受畜禽粪便还田量减少的影响。南京市2005年农田系统和畜禽养殖系统氮素的综合利用率为18.33%, 低于中国的平均值27%^[46]。南京市的食物氮消费代价由1995年的8.40 kgN/kg下降至2012年的5.10 kgN/kg, 这主要是因为随着城市化的发展, 南京市农田面积及畜禽养殖规模减小, 食物生产量由自给自足转变为供不应求, 需要大量进口, 故食物消费代价呈下降趋势。北京市从1978年到2008年食物氮消费代价一直维持在2.5-4.5 kgN/kg^[24], 中国2005年食物氮消费代价平均值为11 kgN/kg^[25], 南京市城市化水平低于北京市, 进口食物和饲料量远远低于北京市, 故其食物氮消费代价高于北京市。

3.4 食物链中氮素的环境负荷

由图 4可知, 1995-2012年南京市食物链引起氮素的环境负荷呈现出波动下降的趋势, 1995年食物链引起氮素的环境负荷为100.49 GgN/a, 到2012年下降至69.90 GgN/a, 下降了30.44%, 导致这一变化的主要原因是城市化发展使南京市农田播种面积和畜禽养殖面积减小, 食物链氮素的总输入随之减少, 加之农田和畜禽养殖系统氮素利用率的增加。马林等人认为北京市1978-2008年食物链引起的氮环境负荷呈增加趋势^[24], 这主要是因为北京市的常住人口急剧增加, 且远远大于南京市, 导致其进口食物量大幅度增加, 其环境负荷主要来自食物消费过程。由此可见, 城市化对食物链引起的氮环境负荷有双重影响, 一定的城市化水平有利于降低食物生产过程对城市化地区带来的环境负荷, 然而城市化水平过高会引起大量食物进口, 不仅会使城市化地区食物消费氮产生的环境负荷增加, 食物生产地需大量生产食物供给, 其生产过程中也会给本地带来大量的氮环境负荷。

食物生产消费过程中所产生的氮环境负荷主要来自化肥施用、人畜粪尿以及餐余垃圾。从南京市食物生产系统看, 农田播种面积的减少以及化肥利用率的提高, 使南京市化肥投入有所减少, 但与国家农田氮素利用率相比, 南京市农田氮素利用率相对较低, 有研究表明合理的对策可以使农田氮素利用率达到60%-80%, 如优化氮肥管理、控释/缓释肥料等^[47-49]。食物消费过程中, 氮环境负荷一方面是来自餐余垃圾, 人口的流动使城镇人口剧增, 进而导致餐余垃圾的不断增多, 餐余垃圾的处理是造成南京市氮环境负荷的重要部分, 因此减少餐余垃圾量和资源化利用是降低南京市氮环境负荷的重要途径, 另一方面氮素进入人体后只有2%被人体吸收, 大部分通过粪尿排出^[50], 提高城镇污水处理率可以减少这些氮素直接进入水体和大气而造成氮环境负荷。

4 结论

本文通过统计数据、调研数据、文献资料, 运用物质流分析法对南京市1995-2012年食物链氮素流动情况及其环境负荷进行了综合分析, 结论如下：

(1) 由于城市化水平的提高, 南京市食物消费由生存型阶段进入数量型阶段, 食物消费结构发生了一定的变化, 由植物性食物为主转化为植物动物性食物并重, 与1995年相比, 农村居民和城镇居民2012年人均食物氮消费量明显减少, 即在食物消费过程中, 平均每个人所消费的氮有所减少。

(2) 城市化的不断发展使耕地面积和畜禽养殖规模大幅度减小, 从而使农田系统和畜禽养殖系统的氮投入减少, 另外, 南京市人口不断增多, 改变了南京市食物自供自给的状态, 部分食物需要进口, 因而使食物氮消费成本相对降低。

(3) 城市化过程中一部分农村人口流动到城镇, 减少了食物生产系统氮投入, 但食物生产系统氮素利用率远远低于全国平均水平, 提高氮素利用率可以进一步减少由食物生产系统带来的氮环境负荷。

(4) 南京市目前的城市化水平处于部分食物需要进口的状态, 这使南京市食物链氮素的总投入有所减少, 但随着城市化水平越来越高, 会需要大量的食物进口, 食物消费阶段也将从数量型阶段进入质量型阶段, 人均食物氮消费量可能会像北京市一样呈上升趋势, 而大量的食物进口也会使食物生产地的氮投入增加, 从而导致食物生产地的氮环境负荷增加, 因此城市化对食物链引起的氮环境负荷有双重影响, 一定的城市化程度有利于城市化地区的发展。