2022, Vol. 43
2. 中国科学院大学, 北京 100049;
3. 厦门大学环境与生态学院, 近海海洋环境科学国家重点实验室, 滨海湿地生态系统教育部重点实验室, 厦门 361102
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. State Key Laboratory of Marine Environmental Science, Key Laboratory of the Ministry of Education for Coast and Wetland Ecosystems, College of the Environment and Ecology, Xiamen University, Xiamen 361102, China
甲烷(CH4)是工业化时代以来造成全球气候变化的第二大温室气体, 对全球温室效应的贡献为25%[1].与二氧化碳(CO2)相比, CH4的寿命更短(只有12 a), 但其100 a的全球变暖潜能值(global warming potential, GWP)是CO2的28倍[2].目前, 大气中约三分之一的CH4来自于能源部门的逸散排放, 达到1.0~1.8亿t ·a-1[3, 4].逸散排放通常被描述为未经监测的、无意的或不受控制的气体释放到大气中[5].据世界能源署(IEA)估计, 2019年全球油气系统共排放了0.82亿t CH4(约合20.5亿t CO2), 造成的经济损失达340亿美元.因此, 将CH4排放作为一项气候政策控制目标能够在短期内极大促进温室气体下降, 并在长期内为应对全球气候变化和人类健康带来好处[6~9].
油气系统的CH4逸散主要源于生产、加工、运输和分配过程中的泄漏、排空和燃烧, 不同油气设施的排放差异较大[10], 而且排放量随着不同的技术处理、时间变化和活动类型而发生很大变化[11~14], 即使是现场测量, 得出的数据也可能因测量工具的不同而产生差异[15~18].由于油气资源开发技术在过去10 a发生了重大变革, 页岩气、煤层气和致密油等非常规油气资源的开发增加了CH4核算的困难性.因此, CH4逸散排放结果不确定性也较大.政府间气候变化专门委员会(IPCC)提供3种方法[17].方法1:采用全球平均的逸散排放因子, 并使用适用于国家或地区的部门能源活动数据进行核算, 这将导致一个数量级以上的差异.方法2:采用特定国家的排放因子, 而非缺省值开展核算.方法3:基于自下而上的数据进行核算, 这些数据来自于生产设施和装备的监测.此外, 许多研究基于油气设施监测和测量方法开展核算, 特别是在美国和加拿大[19~27], 结果对清单核算的结果提出了质疑, 多数研究认为排放清单低估了油气系统的CH4排放[28~31].例如Alvarez等[29]的研究发现2015年美国油气系统CH4逸散排放为1 300万t, 比环境保护局的清单估计值高出60%. Balcombe等[31]的研究指出天然气系统存在着“超级排放者”.Tyner等[32]的研究结果是加拿大清单估计值的1.6~2.2倍.由于缺乏数据, 中国的核算通常基于方法1和方法2进行, 基于场地监测的研究较少.例如Zhang等[33]、Peng等[34]和Schwietzke等[35]的研究采用了IPCC的排放因子进行, Chen等[36]的评估基于场地数据监测, 而Höglund-Isaksson等[37]的研究基于物料平衡法开展, 中国国家温室气体清单基于方法3编制.由于不同研究采用的方法和排放因子不同, 各研究结果存在差异[38].尽管中国油气系统CH4逸散研究已取得一定进展, 但相关研究主要采用陈旧的排放因子, 在时间尺度上缺乏涵盖2015年以来的年份.
在全球气候变化的背景下, 中国的碳排放问题受到了国际社会的广泛关注, 相比之下, 油气系统CH4逸散排放引起的关注较少.中国的油气生产和消费在近年来有了极大提升, 特别是2017年中国实施了“煤改气”政策, 使天然气产量在过去5 a增加了43%.因此, 中国油气系统CH4排放总量估算对确定油气生产和消费产生的隐藏排放具有重要作用.基于此, 本研究建立时间序列的排放因子, 采用IPCC方法2来评估1980~2020年间油气系统CH4逸散, 并探讨了影响结果差异的因素.
1 材料与方法 1.1 研究方法为了完善国家温室气体清单编制, 提升清单的准确性和合理性, IPCC于2019年更新了油气系统CH4逸散源和排放因子, 方法2的核算为各逸散过程的能源活动水平乘以其排放因子之和[17], 公式为
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式中, Efugitive emission为油气系统CH4逸散排放; EFfugitive emission为排放因子; Aindustrial activity为油气资源开采、加工、运输和分配的活动水平; Etotal emissions为油气系统所有过程的排放.
1.2 能源活动数据和来源石油系统逸散过程包括常规和非常规石油勘探开发、陆地和海上石油生产、石油运输(管道、铁路和油轮)、石油精炼和加工.天然气系统逸散过程包括常规和非常规天然气勘探开发、天然气生产(生产、集输和煤层气)、天然气加工、天然气运输、储存和天然气分配.油气系统的能源活动水平数据包括基础设施数量、产量或吞吐量(表 1), 数据源于文献[39, 40].数据收集的时间范围为1980~2020年, 尚缺中国港澳台统计数据.除非特别说明, 核算的结果以104 t ·a-1表示.
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表 1 油气系统CH4逸散过程和排放因子 Table 1 Methane fugitive processes and emission factors of oil and natural gas systems |
1.3 逸散排放因子
IPCC在文献[17]中更新了油气系统CH4逸散过程, 几乎所有排放因子都得到修改, 核算清单完整性更加全面, 基于技术类型提供了排放因子, 能够更符合实际情况, 例如石油运输分为管道和铁路等方式.本研究基于IPCC提供的排放因子, 假设1980~2000年和2000~2020年中国的减缓措施使排放因子每年降低0.5%和1%, 这一假设与美国环保署(USEPA)评估全球非二氧化碳排放中对新兴经济体的减排假设接近[41].采用的排放因子见表 1, 对于天然气系统中管道集输、运输和分配过程的排放, 本研究采用基于管道长度的排放因子(表 1), 因为这最能反映管道的逸散排放, 也是较其他研究更为完善的地方.Chen等[36]基于场地监测的数据认为IPCC没有充分考虑中国油气实际生产情况(生产方式和技术进步等), IPCC高估了开发过程的逸散因子.因此, 本研究基于低排放情景(有回收或火炬燃烧)核算非常规石油开发的CH4排放.
2 结果与讨论 2.1 石油系统CH4逸散排放 2.1.1 石油开发和生产排放石油开发分为陆地和海上开发, 开发的石油类型分为常规石油和非常规石油, 海上开发活动产生的排放忽略不计, 而且勘探过程的排放因子不可获得[17].因此, 石油开发排放包括陆地常规石油和非常规石油的排放.由于开发技术和减排措施不同, 非常规石油开发的逸散因子的范围更大[38].中国石油开发在过去40 a有了长足发展, 产量由1亿t增长至2.15亿t.随着石油开发活动规模的扩大, CH4排放量也在逐年上升.常规石油开发的CH4排放由1980年的约0.3万t ·a-1增长至2020年的0.45万t ·a-1.非常规石油开发的CH4排放在2020年为0.14万t ·a-1.
石油生产分为陆地和海洋石油生产, 2020年海上石油生产约占总产量的28%.石油生产是石油系统主要的逸散源, CH4排放量由1980年的42.85万t ·a-1增长至2015年的61.05万t ·a-1, 随后下降至2020年的54.35万t ·a-1(图 1).其中, 2020年陆地和海上石油生产CH4排放分别达到38.71万t ·a-1和15.64万t ·a-1, 而且海上石油生产活动产生的CH4排放在逐步增长. Zang等[42]调查发现, 渤海海上油气生产平台CH4排放量(2.6±1.7)万t ·a-1(占2012年油气系统逸散的2.3%), 这也是造成开采平台附近大气CH4背景值升高的主要原因. Höglund-Isaksson等[37]的研究, 排放因子是所有研究中最高的(5.70~7.62 kg ·m-3, 以CH4计, 下同), 认为2012年中国石油系统的CH4排放接近140万t. Zhang等[33]认为石油生产的排放因子为1.18 kg ·m-3.总体而言, 石油生产过程排放因子差别较大, 因此不同的研究之间核算的结果差异显著.
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图 1 1980~2020年石油生产过程CH4逸散排放 Fig. 1 Methane fugitive emissions of oil production from 1980 to 2020 |
石油运输包括铁路、管道和油轮运输.本研究假设陆地生产原油通过铁路和管道运输, 海上生产和进口原油都通过油轮或铁路运输.结果表明, 2020年石油运输的CH4逸散排放总量达到2.20万t ·a-1, 其中铁路、管道和油轮运输CH4排放分别为0.32、0.12和1.76万t ·a-1.中国石油精炼产能在过去40 a快速提升, 由1978年的0.9亿t上升至2020年的约9亿t, 2020年的原油精炼吞吐量达到6.52亿t.与此同时, 精炼过程的CH4排放也呈现上升趋势, 由1980年0.26万t ·a-1增长至2020年的2.41万t ·a-1.考虑到中国石油需求和成品油出口置换原油, 未来石油精炼产能将进一步提升[43], 这一过程的排放将会相应增加.
2.1.3 石油系统排放2020年石油系统的CH4排放约60万t ·a-1, 其中陆地石油生产占比65%, 海上石油生产占比23%, 石油开发和炼制过程的排放量较小(图 2).因此, 未来石油系统的CH4逸散排放控制应以生产过程为主.从时间变化趋势来看, 石油系统的CH4逸散排放总量在1980~1990年间由约43万t ·a-1增长至约50万t ·a-1, 在1990~2015年间呈波动上升趋势, 2015年达到约65万t ·a-1, 2015之后CH4逸散排放呈现下降趋势, 这主要由原油生产量下降引起.尽管废弃油井可能是重要的CH4排放源, 但受限于数据可得性, 核算并未涵盖此过程.已有的研究没有区分各阶段的排放, 而是将石油系统视为整体, 采用基于产量的排放因子(2.9 kg ·m-3)进行核算[34, 35].目前, 石油系统CH4逸散核算因排放因子、核算方法和范围的不同而存在差异.
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图 2 1980~2020年石油系统CH4逸散排放变化 Fig. 2 Methane fugitive emissions of oil system from 1980 to 2020 |
常规天然气和非常规天然气开发具有不同的排放特征.其中, 常规天然气开发CH4逸散排放较少, 由1980年的0.20万t ·a-1增长至2020年的1.15万t ·a-1, 2006年后增长速度明显加快.非常规天然气开发CH4逸散排放因子高于常规天然气, 在有回收或火炬燃烧条件下2020年排放为0.65万t ·a-1, 而在无回收或火炬燃烧的条件下2020年的排放则高达20.52万t ·a-1.已有的研究很少考虑天然气开发的CH4排放, Chen等[36]基于场地测量结果提供了常规天然气开发的逸散因子(0.08 g ·m-3), 和文献[17]提供的排放因子(0.06 g ·m-3)接近.2015年以来, 中国非常规天然气开发规模日益扩大, 2020年非常规天然气生产约占17%.未来非常规天然气的开发将增加至约1200亿m3[44].随着非常规天然气逐渐成为天然气增长的主力, 需要加强非常规天然气开发CH4排放监测能力, 减少CH4逸散排放.
生产过程是天然气系统主要CH4逸散源, 2020年排放占天然气系统的约67%.从时间变化上来看, 天然气生产CH4逸散排放呈现不同的变化趋势(图 3)：① 1980~2000年间, CH4逸散排放较低而且增长缓慢, 由10.12万t ·a-1增长至15.51万t ·a-1; ② 2001~2020年间, CH4逸散排放较高而且增长迅速, 由16.67万t ·a-1增长至112.50万t ·a-1.过去40 a间, 天然气生产CH4逸散排放增加了近10倍.其中, 天然气集输的逸散排放占生产过程排放的55%, 其CH4排放在2020年达到61.60万t ·a-1; 煤层气生产中CH4逸散排放较低.
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图 3 1980~2020年天然气生产过程CH4逸散排放 Fig. 3 Methane fugitive emissions of natural gas production from 1980 to 2020 |
天然气加工过程CH4逸散排放较低, 加工设施的监测和维修状况决定其逸散排放的大小.在高排放情景下(低频率监测和维修), 天然气加工CH4逸散排放由1980年的0.20万t ·a-1增长至2020年的12.39万t ·a-1; 而在低排放情景下(高频率监测和维修), 天然气加工CH4逸散排放由1980年的0.08万t ·a-1增长至2020年的5.08万t ·a-1.
天然气运输和储存逸散源包括管道运输、储存和液化天然气(LNG)进出口.2020年天然气运输和储存CH4逸散排放达到36.12万t ·a-1, 其中管道运输排放占63%(图 4).从时间变化来看, 管道运输的CH4逸散排放量在1980~2000年期间缓慢增加, 由1.04万t ·a-1增长至2.57万t ·a-1; 2001年后, 随着中国天然气管网设施规模不断扩大, CH4逸散排放量迅速增加, 由2.86万t ·a-1增长至22.88万t ·a-1.天然气储存CH4逸散由1980年的0.96万t ·a-1增长至9.59万t ·a-1.LNG进出口接收站产生的CH4逸散排放在过去10 a迅速增加, 由0.66万t ·a-1增长至3.65万t ·a-1.有研究基于天然气运输量的排放因子来核算运输过程的CH4排放, 排放因子介于0.41~2.16 g ·m-3之间[37, 38].
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图 4 1980~2020年天然气管道输送和储存CH4逸散排放 Fig. 4 Methane fugitive emissions of natural gas transmission and storage from 1980 to 2020 |
天然气分配CH4逸散排放包括管道分配和短期储存.城镇天然气管道是将天然气分配至居民和企业用户的主要载体, 中国城镇天然气消费逐年升高, 供气总量由2012年的795亿m3增长至2020年的1 564亿m3.居民生活部门成为天然气消费的最大部门(38%), 与此同时, 工业、电力和化工部门对天然气的需求也日益增加.因此, 天然气分配过程的CH4逸散排放逐年增加, 由4.33万t ·a-1增长至49.43万t ·a-1.相比之下, 短期储存的CH4逸散排放较低, 在2020年不足0.10万t ·a-1.在天然气分配过程, 不同研究采用的排放因子差异较大, 例如Höglund-Isaksson等[37]和Yuan等[45]采用的排放因子分别为3.05 g ·m-3和0.35 g ·m-3.
2.2.4 天然气系统排放结果显示, 天然气系统CH4逸散排放主要源于生产(53%)、分配(23%)、运输和储存(17%), 其他过程占7%.从时间变化来看, 天然气系统CH4逸散在2000年之前排放量较低而且增长缓慢; 2001年之后, 随着中国社会经济发展对天然气需求增加, CH4的排放量也在增加, 由约50万t ·a-1增长至约200万t ·a-1(图 5).近年来, 随着交通部门对天然气需求增加、输气设施规模扩张和“煤改气”“大气污染防治”“蓝天行动计划”等政策推行, 促使天然气消费增长, 预计2030年天然气消费将占能源消费的14%[46].因此, 中国致力于提升天然气产量, 尤其是非常规天然气, 天然气系统CH4逸散排放将进一步增加.由于数据有限, 本文并未核算天然气消费过程产生的排放, 例如居民部门和燃气电厂等.除了采用IPCC提供的排放因子, Peng等[34]和Schwietzke等[35]的研究基于逸散排放率(fugitive emission ratio FER), 即天然气逸散至大气中的比例来评估天然气系统的CH4逸散排放, 两者采用FER范围分别为2.0% ~4.6%和3.1% ~4.3%, 本研究的结果为1.3% ~3.7%, 与全球的平均水平(1.6% ~5.5%)相当[47]. Zhang等[33]和Chen等[36]基于产量的排放因子核算天然气系统的CH4逸散.国家温室气体清单基于IPCC提供的方法3进行核算, 涵盖天然气生产、传输和分配过程.总体而言, 天然气系统CH4逸散因核算方法和排放因子的不同, 核算结果差异显著.
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图 5 1980~2020年天然气系统CH4逸散排放变化 Fig. 5 Methane fugitive emissions of natural gas system from 1980 to 2020 |
结果表明, 油气系统CH4逸散排放由1980年的56.04万t ·a-1增长至2020年的262.89万t ·a-1.从时间变化来看, CH4逸散在1980~2006年间增长缓慢, 2006年后快速增加.其中天然气生产、石油生产、天然气分配、天然气运输和储存分别占总排放的41%、20%、18%和13%, 其他过程约占7%.随着中国能源转型和政策驱动, 中国能源消费增长以油气资源和可再生能源为主, 天然气是能源低碳化的“桥梁燃料”, 油气系统的CH4逸散排放将继续增加.与其他研究对比发现(图 6), 油气系统CH4逸散排放呈上升趋势, 平均值由1980年的73.45万t ·a-1增长至2015年的217.17万t ·a-1, 几乎增加了2倍. Zhang等[33]和美国环保署[41]的结果与全球大气研究排放数据库(EDGAR5.0)[48]、Höglund-Isaksson等[37]和Schwietzke等[35]的数据几乎相差了一个数量级.EDGAR5.0[48]的结果显示油气系统CH4逸散排放在2015年超过310万t ·a-1, 而Höglund-Isaksson等[37]和Schwietzke等[35]研究指出油气系统CH4在2010年分别达到约240万t ·a-1和260万t ·a-1. Peng等[34]认为油气系统CH4逸散排放由1980年的约60万t ·a-1增长至2010年的约160万t ·a-1.国家温室气体清单[49]和美国环保署[41]的结果接近, 2014年的排放分别为112.7万t ·a-1和116.7万t ·a-1.本研究的结果介于Peng等[34]和国家温室气体清单[49]结果之间, 天然气系统的CH4排放量高于石油系统, 分别达到约203万t ·a-1和60万t ·a-1. Zhang等[33]的研究表明, 油气系统CH4逸散排放由1980年的约22万t ·a-1增长至2007年的63万t ·a-1.Chen等[36]忽略了石油加工、天然气储存和分配过程, 因此结果较小.对比分析发现, 不同研究结果之间差异较大, 结果差异显著的原因是核算范围和排放因子选取不同.
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图 6 1980~2020年油气系统CH4逸散排放 Fig. 6 Methane fugitive emissions of oil and gas systems from 1980 to 2020 |
结果的不确定性来源有3个方面.首先是清单的完整性, 本研究核算涵盖了IPCC在文献[17]中列出的大多数活动(表 2), 在清单完整性上有所改善.然而受限于数据的可得性, 本文并未核算废弃油井和天然气终端使用的CH4逸散排放.其次是能源活动水平的数据质量, 其不确定性主要来自不同年份统计标准的变化.本研究采用文献[39, 40]的最新年份数据, 避免了因统计口径调整引起的变化.第三是排放因子选取, 这是对核算结果影响最大的因素.尽管逸散排放因子主要由美国、加拿大、德国和挪威等国家提供, 数据监测比较完善, 文献公开透明, 但并没有建立完整的时间序列数据, 这对中国的CH4逸散排放可能产生有偏估计[50].不同研究之间的差异原因除了数据准确性和清单完整性, 还与核算方法相关.大多数研究采用IPCC提供的方法1和方法2进行, 国家温室气体清单采用的是方法3, 基于场地监测的研究很少.随着车载监测、无人机、飞机和卫星等新兴移动监测平台的出现和应用, 有助于CH4排放源识别, 减少核算不确定性[51, 52].
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表 2 石油和天然气系统CH4逸散排放完整性1) Table 2 Completeness of methane fugitive emissions of oil and natural gas system |
3 结论
(1) 中国油气系统CH4逸散排放随着油气资源生产和消费增长而快速增加, 由1980年的不足60万t ·a-1增长至2020年的超过260万t ·a-1.从时间变化来看, CH4逸散排放在1980~2006年间增长缓慢, 2006年的排放约100万t; CH4逸散排放在2006~2020年间增长迅速, 年均增长10.20万t ·a-1.结果表明, 2020年油气系统的CH4逸散排放约合6 500万t ·a-1, 这部分排放需要被纳入国家温室气体清单, 增加了中国减排的压力.
(2) 准确而完善的核算是实现控制CH4排放的前提, 本研究的核算范围较已有研究更加完善.其中, 石油系统CH4逸散过程包括开发、生产、运输和精炼等4个过程; 天然气系统CH4逸散过程包括开发、生产、加工、分配、运输和储存等5个过程.天然气生产、石油生产、天然气分配、天然气运输和储存分别占总排放的41%、20%、18%和13%, 其他过程约占7%.
(3) 2020年, 石油系统CH4逸散排放约60万t ·a-1, 主要源于石油生产过程(91%), 其中陆地和海上石油生产分别占石油系统CH4逸散排放的65%和26%.与此同时, 天然气系统CH4逸散排放在2020年达到约200万t ·a-1, 这一数值是1980年的16.6倍.天然气的CH4逸散主要源于生产、分配、运输和储存, 分别占天然气系统CH4逸散排放的53%、23%和17%.天然气管道是主要的逸散设施.非常规油气资源开发的CH4逸散排放强度高于常规油气资源开发过程.
(4) 核算结果的不确定性主要来源于两方面, 包括清单完整性和排放因子.由于油气系统CH4逸散源复杂, 因此, 不同研究核算清单的完整性并不相同.因为排放因子难以准确衡量和监测, 排放因子的选取对结果的影响较大.如何获取实时或近实时排放因子, 构建一个完整的排放核算清单, 将是下一步继续研究的重点内容.
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