| 씨앗을 공급하는 두 가지 체계 (0) | 2017.04.18 |
|---|---|
| 유전자변형 작물은 제초제 사용량을 증가시키는가 (0) | 2017.04.11 |
| 남아프리카의 토종 씨앗 운동 (0) | 2017.04.03 |
| 토종 씨앗은 지속가능한가? (0) | 2017.03.31 |
| 육종은 변화가 핵심이다 (0) | 2017.03.30 |
신선하고 영양가 많은 달걀과 집에서 구운 닭고기는 닭을 키우기에 충분한 이유가 된다. 텃밭에서 닭을 키우고자 한다면, 최고의 퇴비에 들어갈 재료를 넣는 데에 닭을 활용할 수도 있다. 게다가 닭을 풀어놓을 수 있다면 특별 혜택을 볼 수 있으니, 그것은 해충을 잡아 먹는 것이다.
닭을 키우는 비용
오하이오 주립대학에 따르면, 다 자란 암탉의 경우 1년에 약 38kg의 사료를 먹는다. 방목할 경우 풀이나 음식찌꺼기를 먹어 사료비가 덜 든다. 동물사료 소매점의 포장 사료는 현재 약 450g에 35센트이기에, 1년에 암탉 1마리에 약 30달러 정도 들 것이다. 이 액수는 유기농 사료를 먹이면 더 많이 들고, 도매점에서 사면 더 적게 들 것이다. 닭 1마리당 낳는 알의 갯수는 품종과 연령, 관리법에 따라 달라진다. 그러나 1년에 보통 200~250개를 낳을 것이다. 그래서 달걀 12개당 1.4~1.9달러를 쓰는 셈이다. 나중에 논의할 다른 혜택들을 감안하지 않고, 슈퍼마켓의 달걀에 비하여 12개당 2.5~5달러 들 것이다. (닭으로 키우는 병아리 사육비는 초기 투자가 필요한데, 이 비용은 알을 낳다가 폐기한 뒤 닭고기로 활용하는 가치에 의해 상쇄된다.) 사육비에 대한 상세한 논의는 닭고기를 위한 양계를 보아라.
지금, 달걀과 닭고기 말고 닭을 키우는 혜택에는 무엇이 있는가? 어떤 사람들은 텃밭에서 진드기를 방제할 목적으로만 닭을 키운다. 닭을 방목하는 것이 유기적 해충방제의 수단으로 아주 좋다고 이야기한 적 있는데, 이에 대해서는 텃밭 양계: 유기적 해충방제를 보길 바란다.
라임병에 걸리는 위험을 낮추는 일을 가치로 매기기는 매우 어렵다. 하지만 닭 1마리에서 얻는 닭똥거름의 가치를 추산하는 건 할 수 있다. 닭은 곡물사료 에너지의 일부만 활용할 수 있다. 그들은 나머지를 똥으로 싼다. 닭들의 똥은 나무 부스러기나 짚, 낙엽 등 탄소질이 많은 물질과 제대로 잘 버무려지면 토양에 영양분을 추가하고 유기물 함량을 증가시킨다.
오하이오 주립대학과 하와이 협동조합 교육서비스의 보고에 따르면, 닭 1마리가 한 달에 3.6~5kg 정도의 똥을 싼다. 갓 싼 닭똥에는 다른 기본적인 많은 영양분과 함께 1.5%의 질소가 포함되어 있다. 질소는 가장 공급이 부족한 영양분이기에, 닭똥거름의 가치를 추산하는 데 사용할 것이다.
질소는 텃밭을 관리하는 데 매력적인 영양분이다. 그것으로 너무 좋은 일을 많이 할 수 있다. 그러나 토마토 같은 작물에 지나치게 많은 질소를 준다면, 열매를 맺지 않고 줄기만 자라기도 할 것이다. 그러니 너무 많이 주지는 말고 예전에 이야기한 지침을 지키길 바란다.
닭똥에 함유된 질소의 일부는 대기 중으로 날아가 버린다. 가능하면 빨리 흙과 섞거나 퇴비로 만들면 이를 막을 수 있다. 만약 비가 많이 오지 않으면 거기에 물을 뿌려주어라. 존재하는 질소의 일부는 토양미생물이 차츰 분해하여 지효성 형태가 될 것이다. 이건 다음 농사철이나 이듬해에 활용하게 된다.
직접 만든 닭똥거름을 사용함으로써 얻는 잠재적 비용절감 효과는 현재 텃밭에 어떤 거름을 사용하느냐에 따라 크게 달라진다. 예를 들어 잔디 깎은 걸 활용한다면 이미 거름은 공짜이고, 닭똥거름을 써도 비용은 절감되지 않는다. 뭐, 그래도 거름원이 다양해진다는 효과는 있다. 유기질 퇴비를 사다 쓴다면 아마 질소 450g당 10~35달러를 지불하고 있을 것이다. (비료의 가격에 대해서는 공짜 유기질 거름으로 토양을 더 좋게 만들자!를 참조.) 닭똥을 그 가격에 적용하면, 닭 1마리당 1년에 약 20~70달러어치의 가치에 해당하는 질소거름을 공급한다. 경국, 닭들의 가치는 사육하는 닭의 마릿수와 관리법, 텃밭의 크기, 현재 거름에 쓰는 비용에 기반하여 달라질 것이다. (양계의 가치에 대한 전체적 사항에 대해서는 양계의 순 가치를 추산함에 나오는 표를 보라.)
혜택 요약. 1년에 닭 1마리를 먹이는 데에 30달러를 써서, 약 200~250개의 달걀을 얻는다. 거기에 20~70달러어치의 닭똥거름을 얻는다. 그에 더해 풍부하고, 더 효과 좋은 퇴비에다가 유기적 해충방제도 하고, 큰 즐거움과 더욱 지속가능한 체계를 충족시킨다.
오염될 위험은 적지만, 똥은 작물을 오염시키고 결국 음식에 독이 될 수 있는 병원균이 포함되어 있을 수 있다. 이 위험을 최소화하기 위해 가을에 두둑에다 거름을 주고 겨울을 나게 하고, 두둑에 준 다음에는 적어도 3달은 기다렸다가 잎채소나 뿌리채소를 심도록 하라. 아니면 똥을 퇴비로 만들어라. 닭똥에 존재하는 병원균은 똥이 마르면 죽고, 또는 햇빛과 산소, 영하의 기온, 강산성이나 강알칼리성에 노출되면 죽는다.
닭똥을 거름으로 활용하고자 결심했다면, 닭장을 만들어 관리하는 몇 가지 방법이 있다. 각 방법의 장단점을 비교하고 조건에 가장 알맞은 방법을 택하라. 텃밭의 크기는 어떤지, 닭을 돌보는 데 시간은 얼마나 투여할 수 있는지 등을 고려하면 된다. 다음은 고려해야 할 몇 가지 사항들이다.
많은 부산물. 닭똥의 절반쯤은 밤부터 새벽 동안 쌓일 수 있게 닭장에 많은 짚을 깔아주어라. 이 방법은 닭들이 도망가지 못하게 막는 고정된 닭장을 활용한다. 또한 많은 짚은 텃밭의 두둑에 더 쉽게 똥을 모으도록 만든다.
낙엽이나 잔디 깎은 것, 짚, 나무 부스러기 등을 8~10cm 정도 까는데, 특히 횃대 아래에 집중하라. 닭들이 텃밭에 직접적으로 똥을 싸지 않기에 몇 개월마다 그걸 치워서 두둑 위로 옮긴다. 많은 부산물로 일과 시간을 줄이기를 참고하라.
이동식 닭장. 두둑의 크기에 맞춰서 이동식 닭장(트랙터라고도 부름)을 만들어 덮개작물이 자랐거나 아니면 가을에 닭들이 두둑에 똥을 싸도록 옮길 수 있다. 가벼운 닭장을 만들기 위해 철사를 용접해서 쓸 수 있다. (닭장 그물이라 부르는 철사는 값이 싸지만, 일부 천적이 뚫고 들어갈 수 있음.) 철사의 면은 토끼장에 쓰이는 J 클립과 함께 자를 수 있다. 닭장이 울타리를 친 텃밭 안에 있으면 구조 없이도 만들 수 있지만, 그렇지 않거나 목초지에 닭장을 두려면 개나 여우 같은 천적으로부터 보호할 강한 구조가 필요하다. (이에 대해서는 다음을 참조. Build an Affordable, Portable and Predator-Proof Chicken Coop.) 닭들을 위해 큰 플라스틱 통을 활용할 수도 있고, 닭들이 흙을 파헤치고 천적으로부터 보호하고자 하면 철조망 마루를 만들면 된다.
터널과 문을 더한 닭장. 주 닭장에서 이동식 닭장과 함께 두둑으로 닭이 직접 나오도록 용접한 철조망 울타리로 만든 터널과 문을 활용한다. 아래에 나오는 “닭똥을 관리하기 위한 이동식 닭장과 터널의 활용”이란 항목을 보라.
방사. 이 방법은 닭똥을 붙들지 않는 반면, 닭이 진드기나 기타 해충을 먹게 하는 데에는 좋다. 닭들이 사료보다 좋은 먹이를 찾아다니며 해충을 방제해 주기에 돈이 절약된다. 천적의 공격에 더 노출이 될 수 있는데, 이동식 전기 울타리로도 매의 공격을 막을 수는 없다. 농장의 좋은 개가 있거나 사람이 밖에 있을 때만 닭을 내보내거나 어두워지기 전에 닭들이 닭장으로 알아서 돌아오도록 하면 되기는 한다.
텃밭에 닭들을 풀어넣으려면, 텃밭의 한쪽이나 여러 면에 길고 영구적인 터널을 설치하여 닭들이 잠을 자는 닭장과 연결시킨다. 이동식 철조망 닭장이 두둑에서 두둑으로 이동할 수 있도록 표준 너비에 맞추어 두둑을 설계하라. 닭들이 영구적인 터널에서 필요에 따라 여닫는 작은 문을 통해서 닭장이 덮여 있는 두둑으로 들어갈 수 있을 것이다. 터널 체계는 천적으로부터 닭을 안전하게 보호하고, 여러 곳에 똥을 쌀 수 있도록 만들어준다.
자세한 설치방법이 필요하신 분은 원문을 참조하시길 바랍니다.
| 무경운 농법의 장단점 (0) | 2013.09.03 |
|---|---|
| 제주, 농작물도 사람도 말라 죽는다 (0) | 2013.08.05 |
| 인도의 혼농임업, 기후변화에 적응하고 농가소득을 높이다 (0) | 2013.07.23 |
| 인간의 분뇨로 작물을 재배하고 기후변화에 맞서다 (0) | 2013.07.22 |
| 중요한 시기에 풀을 잡아라 (0) | 2013.07.20 |
녹비작물은 크게 헤어리베치와 같은 두과작물과 호밀과 같은 화본과 작물로 구분할 수 있다. 두과작물은 질소함량이 높아 탄질률(C/N)율이 낮고, 화본과 작물은 높다. 표1에서 보면 호밀의 탄질률(탄소대 질소 비율)=43.7/1.18=37이고, 헤어리베티의 탄질률=43.9/2.93=15이다. 보통 탄질률이 30 이상이면 질소기아가 일어나는 것으로 보고 있다. 표1의 양분 함량은 사실은 토양의 비옥도와 비료 시비량에 따라 상당한 차이가 있다.
이 녹비를 갈아엎었을 때 토양에 질소함량은 그림 1과 같이 헤어리베치를 갈아엎은 경우에 더 높긴 하지만 호밀을 갈아엎은 곳에서도 토양 중 질소함량이 높아져서 비료효과가 있을 것으로 기대된다.
그림1. 밭토양에서 녹비 토양 환원에 의한 토양중 질소함량 변화(농과원)
그림 2. 밭토양에서 녹비 토양환원에 의한 토양 중 질산태 질소함량 변화(농과원)
그림1과 2에서 관행이란 녹비를 넣지 않은 토양이다. 녹비를 갈아엎으면 녹비에 있는 단백질이 분해되어 아미노산에서 암모니아를 거쳐 질산태 질소까지 분해되는데, 이것을 무기화라고 한다. 그림 2에서 보면 질산태질소 함량이 10일까지는 녹비를 갈아엎지 않은 관행에서 가장 높고, 그 후 70일이 될 때까지는 헤어리베치가 가장 높으므로 헤어리베치를 갈아엎으면 질소공급효과가 있다는 것은 확실하다.
그런데, 호밀을 갈아엎은 곳은 80일이 되어서야 관행보다 질산태질소가 조금 높고 그 이전에는 항상 낮다.
이것이 바로 질소기아가 나타나는 원리이다. 즉, 탄질률이 30이 넘는 호밀을 넣으면 작물이 먹을 무기태 질소를 호밀을 분해하기 위해 미생물이 먹어서 작물은 오히려 질소가 부족해질 수 있다.
| 다양한 지역주체의 어울림으로 만드는 상생의 길 (0) | 2013.07.18 |
|---|---|
| 해외농업개발의 실태와 과제 (0) | 2013.07.17 |
| 유전자변형 작물의 수입 현황과 과제 (0) | 2013.07.11 |
| 2008년 한중일 농업사학회 발표자료 (0) | 2013.07.10 |
| 한국의 두레 (0) | 2013.07.10 |
Synthetic nitrogen (N) fertilizer has played a key role in enhancing food production and keeping half of the world’s population adequately fed. However, decades of N fertilizer overuse in many parts of the world have contributed to soil, water, and air pollution; reducing excessive N losses and emissions is a central environmental challenge in the 21st century. China’s participation is essential to global efforts in reducing N-related greenhouse gas (GHG) emissions because China is the largest producer and consumer of fertilizer N. To evaluate the impact of China’s use of N fertilizer, we quantify the carbon footprint of China’s N fertilizer production and consumption chain using life cycle analysis. For every ton of N fertilizer manufactured and used, 13.5 tons of CO2-equivalent (eq) (t CO2-eq) is emitted, compared with 9.7 t CO2-eq in Europe. Emissions in China tripled from 1980 [131 terrogram (Tg) of CO2-eq (Tg CO2-eq)] to 2010 (452 Tg CO2-eq). N fertilizer-related emissions constitute about 7% of GHG emissions from the entire Chinese economy and exceed soil carbon gain resulting from N fertilizer use by several-fold. We identified potential emission reductions by comparing prevailing technologies and management practices in China with more advanced options worldwide. Mitigation opportunities include improving methane recovery during coal mining, enhancing energy efficiency in fertilizer manufacture, and minimizing N overuse in field-level crop production. We find that use of advanced technologies could cut N fertilizer-related emissions by 20–63%, amounting to 102–357 Tg CO2-eq annually. Such reduction would decrease China’s total GHG emissions by 2–6%, which is significant on a global scale.
The Haber–Bosch process is one of the greatest inventions in modern human history. It enables industrial-scale production of ammonia from atmospheric N2 using energy. From ammonia, various synthetic nitrogen (N) fertilizers are manufactured, without which nearly half of the world’s population would not be alive today (1). However, synthetic N fertilizer has become “too much of a good thing” because much of the N applied to cropland escapes the agricultural system and becomes a pollutant, which disrupts terrestrial and aquatic ecosystem functions and contributes to global climate change. The environmental cost is considerable, between €70 billion and €320 billion per year just for the European Union according to a recent 5-y European nitrogen assessment (2). This 200-member expert panel considered N emission reductions a central environmental challenge in the 21st century and called for a global interconvention N protocol to address the issue. Indeed, coordinated global efforts are particularly critical when dealing with N-related greenhouse gas (GHG) emissions, because such emissions and their impacts recognize no borders.
China is central to the issue. This is not only because China is the largest emitter of fossil-fuel CO2 into the atmosphere (3) but because China has become a dominating force in the international N fertilizer market. In the past 2 decades (1990–2009), 61% of the world’s increase in N fertilizer production and 52% of the increased N consumption occurred in China (4). In 2010, China produced 37.1 terrogram (Tg) of N (Tg N; agricultural consumption of 28.1 Tg N, industrial use of 4.7 Tg N, and export of 4.3 Tg N). This accounted for >30% of world’s total and exceeded the combined N fertilizer use in North America (11.1 Tg N) and the European Union (10.9 Tg N) in 2009 (4). Furthermore, China’s N fertilizer production and utilization have distinct characteristics. N fertilizer relies heavily on coal as the main source of energy in its production. Coal has a greater carbon footprint than other forms of energy, such as natural gas (Table S1). China’s N fertilizer industry is fragmented, consisting of hundreds of small plants with a production capacity only a third to a quarter of typical facilities in developed countries (Table S2). These small enterprises often operate using outdated technologies with relatively low efficiency and high emissions. Perhaps the most striking difference between China and the developed economies is how fertilizer is used in the field. In contrast to the generally mechanized and integrated crop-soil-nutrient management practices widely adopted in developed countries, Chinese farmers hand-apply fertilizer to millions of small plots (Table 1), often resulting in gross overapplication (5). We believe that any global effort in N management must include strong participation by China, and quantifying the carbon footprint of China’s N fertilizer chain requires the consideration of conditions specific to China.
| Items | Unit | Rice | Wheat | Maize | Fruits | Vegetables |
| No. of farmers interviewed | 4,218 | 4,554 | 4,522 | 6,863 | 3,889 | |
| Synthetic N application | kg N ha−1 | 209 ± 140* | 197 ± 134* | 231 ± 142* | 550 ± 381* | 383 ± 263* |
| N applied as urea, % | 51% | 51% | 50% | 31% | 31% | |
| N used as a single application, % | 9% | 26% | 13% | 16% | 22% | |
| N used before planting, % | 50% | 60% | 49% | — | 11% | |
| N used by hand-broadcasting, % | 96% | 88% | 36% | 21% | 8% | |
| Manure N | kg N ha−1 | 15 ± 48* | 15 ± 55* | 18 ± 52* | 42 ± 99* | 56 ± 145* |
| Crop yield | t ha−1 | 7.2 ± 1.8* | 4.9 ± 2.0* | 7.4 ± 2.7* | 36.7 ± 19.7* | 36.0 ± 36.1* |
| Aboveground uptake | kg N ha−1 | 122 | 123 | 162 | 128 | 83 |
| Balance† | kg N ha−1 | 102 | 89 | 87 | 464 | 356 |
Here, we quantitatively evaluate GHG emissions for China’s N fertilizer chain through a life cycle analysis beginning from fossil fuel mining as the industry’s energy source to postapplication of fertilizers in the field. To do these analyses, we used survey data of 230 fertilizer plants (Table S2) and synthesized literature data of 853 field measurements (Table S3), from which emission factors were derived. We then calculated annual GHG emissions from 1980 to 2010 using statistical data from the China Nitrogen Fertilizer Industry Association (Fig. S1) and estimated future emissions in 2020 and 2030 assuming a 1% annual increment (the same as in the past decade) in N fertilizer demand. Next, we explore emission reduction potential by identifying efficiency gaps between current technologies used in China and more advanced technologies available and by adjusting future N demand based on principles of rational N use that have been proven effective in developed countries and in China. We also discuss socioeconomic factors and propose policy changes that can help curb N-related GHG emissions and assist in moving toward low-carbon agriculture.
For every ton of N produced and used on cropland in China, an average of 13.5 t of CO2-equivalent (eq) (t CO2-eq) is emitted (Fig. 1). The largest emission along the chain comes from ammonia synthesis (weighted average of 5.1 t CO2-eq, 37.8% of 13.5 t). This is partly due to the energy-intensive nature of the chemical engineering process that requires high temperature and pressure and partly due to the low energy efficiency of coal as the main energy source. Coal-based facilities have an emission factor of >5 t CO2-eq t NH3-N−1 compared with <3 t CO2-eq t NH3-N−1 for natural gas-based plants (Table S4). For the same energy source, large-scale facilities emit slightly less GHGs per unit of N than medium- or small-scale facilities (Table S4). The next phase involves converting ammonia into various N fertilizer products; the processes have a weighted emission factor of 0.9 t CO2-eq t N−1 but a wide range from 0.3 to 5.7 t CO2-eq t N−1 (Table S5). Thereafter, transport and distribution of the N products have an emission factor averaging 0.1 t CO2-eq t N−1.
Life cycle assessment of GHG emissions from manufacturing and field use of N fertilizer in China and weighted emission factors of main processes (system boundaries are described in the main text). Atmospheric nitrogen (N2) is combined with hydrogen using energy from fossil fuels. The produced NH3 is reacted with CO2, nitric acid, hydrochloric acid, or phosphoric acid to produce different N fertilizer products. These fertilizers are transported by various means before being applied to croplands. The solid line represents the materials and N fertilizer flow. The broken line represents GHG exchanges between the fertilizer chain and the atmosphere.
Coal supplies 86% of the energy consumed in the above processes. Methane emissions associated with coal mining have a global warming effect of 11.4 g CO2-eq MJ−1 (106 J), compared with <2 g CO2-eq MJ−1with natural gas or oil (Table S1). We calculated a weighted emission factor of 2.2 t CO2-eq t N−1 for the mining and transport of fossil fuel used in the N fertilizer industry (including 1.8 t CO2-eq t N−1 from mining of the energy used for ammonia synthesis and 0.4 t CO2-eq t N−1 for that used in N product manufacturing). This is 16% of the overall emissions of 13.5 t CO2-eq t N−1. Neglecting this component would lead to substantial underestimation of China’s N fertilizer carbon footprint.
At the end of the chain are GHG emissions from agricultural fields receiving N fertilizers. Weighted for the quantities of N fertilizer used on upland crops and paddy rice systems, the emission factor is 5.2 t CO2-eq t N−1, including direct emission of N2O (4.3 t CO2-eq t N−1) from nitrification and denitrification in soil and indirect emissions (0.9 t CO2-eq t N−1) calculated from N2O emission via N deposition (associated with ammonia volatilization), nitrate leaching, and runoff. Our direct emissions are slightly greater, but indirect emissions are substantially less than Europe-based estimates (Table S3). In China, the dominant use of ammonium-based products, together with excessive N application, leads to substantial direct emissions of N2O (5). As for indirect emissions, China’s ammonia loss exceeds that in Europe because of surface spreading and overapplication of ammonia-based N products, but nitrate leaching loss is only a fraction of Europe’s (Table S3) because of less nitrate-based products and lower rainfall in most regions of China (6,7). Our calculations show that upland crop systems emit more GHGs than paddy rice fields, 5.9 t vs. 2.8 t CO2-eq t N−1 (Table S3), which is comparable to Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC) values (6.2 vs. 2.9 t CO2-eq t N−1).
The overall emission factor we obtained (13.5 t CO2-eq t N−1) is greater than the estimate for the European N fertilizer chain (weighted average of 9.7 t CO2-eq t N−1; ref. 7), mainly because of higher emissions associated with coal mining as well as ammonia synthesis and fertilizer manufacture from a general lack of technological advancement in China (discussed elsewhere in this paper). Our results also differ from two previous studies involving China’s N fertilizer-chain carbon footprint estimates. one estimated emissions at 9.6 t CO2-eq t N−1 (8), and the other estimated emissions at 15–31 t CO2-eq t N−1 (9). Their numbers were derived from limited data and did not include life cycle analyses.
Estimated N fertilizer-related GHG emissions in China totaled 131 Tg CO2-eq in 1980 and increased steadily to 452 Tg CO2-eq in 2010, with an average increase of 10.7 Tg CO2-eq⋅y−1 (Fig. 2). This steep increase results directly from N fertilizer production and consumption trends (Fig. S1). In recent years, N-related GHG emissions account for about 7% of total emissions from China (6,100 Tg CO2-eq in 2004, the most recent data available; ref. 10; Table S6). Assuming a 1% annual increment in agricultural demand for N while maintaining the same export (4.3 Tg N) and industry use (4.7 Tg N) as in 2010, China’s N fertilizer demand for agriculture would amount to 33 Tg N in 2020 and 36 Tg N in 2030. Associated GHG emissions would reach 517 Tg CO2-eq and 564 Tg CO2-eq, respectively. To put these numbers in perspective, total national GHG emissions from France and Germany in 2009 from all sources were 458 Tg N and 937 Tg CO2-eq, respectively (11).
GHG emissions associated with the N fertilizer chain in China. Emission amounts for 1980–2010 were calculated using emission factors (Fig. 1) derived from a 2005 survey and annual N production and consumption records. Emission estimates for 2020 and 2030 consider four scenarios: scenario 1, business-as-usual; scenario 2, improved manufacturing technologies; scenario 3, improved manufacturing technologies plus controlled N use; and scenario 4, improved manufacturing technologies with reduced N use on croplands.
N fertilizer has played an indispensable role in doubling crop yields in China during the past 3 decades (12) and is estimated to have contributed to a net gain in soil organic carbon of 85 Tg per year (13). Nevertheless, our data show that N fertilizer-related GHG emissions are several times greater in magnitude than soil organic carbon gains. For China to reduce the gap between GHG emissions and soil carbon sequestration and to move toward low GHG emission agriculture, it is necessary to examine the entire N chain to identify potential emission reductions.
Technological innovation can have a large impact on emission reduction, particularly at the beginning of the N fertilizer chain involving coal mining, ammonia synthesis, and N product manufacturing. For each of these sectors, we compare current technologies used in China with more advanced ones and also with the best technologies available worldwide to estimate emission reduction potential (Table 2).
i) Methane emissions from coal mining operations have a large global warming effect, and their recovery is only 15–23% in China (14, 15), compared with 35% with more advanced recovery technologies or 60% with the best system available (16). Adopting one or another of these would lower the emission factor from the current 0.24 t CO2-eq t−1 coal to 0.20 or 0.14. The emission reduction benefit would extend beyond the N fertilizer industry because coal constitutes 70% of the total energy supplies in the entire country (12).
ii) Coal-fired electricity power plants in China have a heat conversion efficiency of 37–38% with the current subcritical engine units. Emerging technologies can increase the efficiency to 41–42% with supercritical units and to 46–48% with ultrasupercritical units (17). Adopting these new engine units would lower the carbon footprint for electricity from the current 1.12 kg CO2-eq kilowatt-hour (kWh−1) to 1.08 or 1.03 kg CO2-eq kWh−1. Again, the benefits would be applicable across the whole economy, and not just in the N fertilizer industry.
iii) The process of making NH3 from atmospheric N2 is energy-intensive; current technologies in China have an efficiency averaging 51.3 gigajoule (GJ) t NH3-N−1, compared with 43.7 GJ or 32.8 GJ t NH3-N−1 with more advanced or the best technologies worldwide (18). Adopting the superior technologies would lower the emission factor from 5.1 to 3.2 or 2.4 t CO2-eq t NH3-N−1.
iv) Urea is the main product, and its energy consumption could be lowered from 8.9 to 8.0 or 7.0 GJ t N−1using better or the best available technologies. More dramatic impacts on emissions could potentially be achieved with ammonium nitrate (AN) production. China’s AN production facilities mostly use 1960s’ technologies, which consume 3.5 GJ t−1 N compared with 1.6 GJ t−1 N or even less with modern technologies (18). Moreover, AN manufacturing involves converting NH3 into HNO3, and the conversion process emits N2O, currently at 8.0 kg N2O t HNO3-1 in China, whereas an N2O-abatement technology used elsewhere has lowered the emissions to 1.9 N2O t HNO3−1, or even 0.5 kg N2O t HNO3-1 with the best technology (18). At present, AN is a minor product in China’s N fertilizer portfolio (Fig. S1), but if the composition of N products is changed from ammonium-based to nitrate-based (see discussion below), adopting more efficient technologies at the manufacturing stage will be essential.
| Items | Unit | Currently in China | Advanced technology | Best technology | |
| Coal mining CH4 recovery | % | 20* | 35* | 60* | |
| Thermal efficiency at coal-fired power plants† | % | 37–38 | 41–42 | 46–48 | |
| Energy use in NH3 synthesis | GJ t NH3-N−1 | 51.3 | 43.7‡ | 32.8‡ | |
| Energy use in N product manufacturing | Urea | GJ t N−1 | 8.9 | 8.0‡ | 7.0‡ |
| AN | 3.5 | 1.6‡ | 0‡ | ||
| N2O emission in AN manufacture | kg N2O t HNO3-1 | 8.0 | 1.9‡ | 0.5‡ |
↵*Coal bed methane recovery is reported to be 15–23% in China (14, 15); we take 20% as the average. Recoveries for advanced and best technologies are from a US Environmental Protection Agency publication (16).
↵†Data are from a study by Zhou (17).
↵‡Data are from a report by the International Fertilizer Association (18), with advanced technologies being the world average and the best technologies being those that operate at the highest energy efficiency.
Combining all four components discussed above, we estimate the emission factor for the N fertilizer industry in China can be reduced from the current 8.3 t CO2-eq t N−1 (2.2 for energy mining + 5.1 for ammonium synthesis + 0.9 for N product manufacture + 0.1 for fertilizer distribution; Fig. 1) to 5.8 or 4.7 t CO2-eq t N−1with more advanced or the best technologies (Table S7). In performing these analyses, we did not include “carbon capture and storage” technologies currently being tested in Europe and America (19) because these are still a long way from commercial use.
At the end of the N fertilizer chain, there is also considerable scope to reduce emissions resulting from application of fertilizers in the field. Adopting science-based fertilizer application practices is critically important (5, 20), as discussed in subsequent paragraphs. Here, we present some technological- and management-related options (Table 3). First, nitrate-based fertilizers are associated with less N2O emission than urea or ammonium-based fertilizers (21) because most N2O is generated from the nitrification process, at least in relatively low-rainfall regions, such as the North China Plain (22). This contrasts with many other regions in the world (and probably other regions in China), where denitrification appears to be the dominant process generating N2O. Nitrate-based fertilizers also generate less ammonia loss than ammonium-based products (23). Therefore, adjusting the current N product makeup (with 97% being ammonium-based) may help reduce overall N2O emissions in some regions. However, such a product shift must be preceded by upgrading the AN manufacturing technologies as mentioned previously; otherwise, N2O emissions during HNO3 production may exceed potential emission reductions downstream in the field. Second, urea is the main N product in China, and its surface-spreading is associated with considerable N loss via ammonia volatilization (5). Adopting subsurface application can greatly decrease ammonia volatilization, and therefore reduce indirect N2O emissions (24). Still, possible tradeoffs exist. There may be greater N2O emissions from nitrification and denitrification of subsurface-applied urea (25). The net effect on emissions will need to be evaluated for different regions, cropping systems, and management practices. Lastly, enhanced efficient fertilizers (including products with surface coatings or incorporating inhibitors of nitrification or urease activity) can improve N use efficiency and substantially reduce GHG emissions; a decrease of 77% in N2O emissions from using nitrification inhibitors (22) or 60% in NH3 losses from using urease inhibitors (24) has been reported. The downside of these products is the increased cost incurred (26), making them prohibitive for widespread adoption in grain crops unless incentives are introduced through subsidies or other measures as a means of enhancing environmental services.
| Items | Field type | Unit | Currently in China | Advanced technology | Best technology |
| N2O emission | Upland | kg N2O-N kg N−1 | 0.0105 | 0.01* | 0.007† |
| Paddy | 0.0041 | 0.003* | 0.003* | ||
| NH3 losses | Upland | kg NH3-N kg N−1 | 0.129 | 0.1* | 0.02‡ |
| Paddy | 0.179 | 0.1* | 0.1* | ||
| NO3− losses | Upland | kg NO3-N kg N−1 | 0.098 | — | 0.04§ |
| Paddy | 0.014 | — | — |
↵*Data are from a publication by the IPCC (37) (i.e., IPCC default values, which were mostly derived based on developed economies).
↵†Data are from a study by Bouwman et al. (21), assuming replacement of urea with Ca(NH4)(NO3)3.
↵‡Data are from a report by the International Fertilizer Association (23), assuming replacing urea with Ca(NH4)(NO3)3.
↵§Data are from a study by Li et al. (39), based on experimental results using nitrate inhibitors.
Gross overapplication of N fertilizers in China has been well-documented, with a nationwide range of 30–60% above agronomically sound and environmentally sensible recommendations (5). The extent of N overuse is further illustrated by a large-scale survey we conducted recently with >13,000 grain producers and >10,000 fruit and vegetable farmers (Table 1). Excessive N use is widespread: Grain crops receive 220–270 kg N ha−1 but remove only 120–160 kg N ha−1, fruits and vegetables receive 400–600 kg N ha−1but remove only 83–130 kg N ha−1 (Table 1). The current situation is a result of numerous interacting economic, social, psychological, and policy factors, as discussed in a subsequent section of this paper.
At the national level, total N removal in aboveground crop parts amounted to 16.4 Tg in 2005 (27) and 17.2 Tg in 2010, and it will be 19.0 Tg by 2020 and 21.0 Tg by 2030 assuming a 1% annual increment in crop yield. Our recent work based on long-term intensively managed cropping systems in China shows that the optimum N rate for a crop approximates aboveground crop N removal (28). Applying this N balance concept would suggest that N fertilizer use nationally could be reduced by 42% from current use. Interestingly, the suggested 42% reduction is in line with direct experimental evidence that in two major grain-producing regions (the Yangtze Basin and the North China Plain), N rates can be reduced by 30–60% with no yield loss (5). Also, a rough balance between N fertilizer input and crop removal has been the case in general in developed countries (29).
To integrate the mitigation potentials discussed above and to evaluate their impacts on GHG emissions in coming decades, we performed scenario analyses (detailed data are provided in Table S7), and the results are summarized in Fig. 2. Scenario 1 is business-as-usual, maintaining current technologies and practices and assuming a 1% annual increment in domestic N fertilizer use (as in the past decade). GHG emissions would be 517 and 564 Tg CO2-eq for 2020 and 2030, respectively. Scenario 2 assumes upgrading industrial technologies to the more advanced level by 2020 and to the best level by 2030 while maintaining the 1% annual increment in N demand. This would result in a net reduction of 102 Tg CO2-eq by 2020 and 161 Tg CO2-eq by 2030 compared with scenario 1. Scenario 3 includes the same technological advances as in scenario 2 but keeps N fertilizer at the 2010 level (i.e., no further increase; the rationale for this scenario is discussed later). This would further increase the net reduction (from the base scenario 1) to 155 Tg CO2-eq for 2020 and to 243 Tg CO2-eq for 2030. Scenario 4 integrates the technological advances in fertilizer manufacture with more rational N application to crops (achieved using the N balance approach discussed earlier), decreasing N fertilizer use by 21% in 2020 and 42% in 2030 (i.e., a two-step approach to reduce excessive N use). The net reduction (from the base scenario) would be 222 CO2-eq for 2020 and 357 Tg CO2-eq for 2030, respectively. There is considerable scope to replace some N fertilizer with livestock manure and probably through better integration of biological N fixation into cropping systems. Thus, further emission reductions are possible, but an in-depth analysis is beyond the scope of this paper.
Overall, the magnitude of potential reductions associated with the various scenarios, ranging from 102 to 357 Tg CO2-eq, represents a 1.7–5.9% reduction in China’s total GHG emissions from all sources (2005 value). This is significant nationally and globally because the feasible emission reductions from improvements in the N fertilizer chain in China are similar in magnitude to the total national reduction goals for 2020, from all sources, sought by several countries [e.g., Germany (365 Tg), France (158 Tg), and the United Kingdom (235 Tg)] (30).
Our analysis, using a life cycle assessment approach, demonstrates that it is essential to include the manufacturing component of the N fertilizer chain (even extending to methane emissions from the mining of coal as an energy source for N manufacture) because these parts of the chain constitute 61% of total emissions (Fig. 1) and provide considerable scope for substantial GHG reductions (scenario 2). China’s N fertilizer industry consists of ∼500 companies, as opposed to >200 million individual farmers at the “utilization” end of the chain; thus, it should be easier in the short to medium term to achieve changes in the manufacturing processes through technological innovation and government action. Large capital investment is required for this transformation. one possible solution is for the Chinese government to reallocate the large subsidies, roughly US $7.46 billion during 2008–2009 alone (31), provided to the fertilizer industry through tax breaks and energy subsidies, for technological upgrading of fertilizer plants. Another option is through international intervention via mechanisms, such as carbon trade/credits to accelerate technological advancement. More detailed discussion of the issue and a cost–benefit analysis are beyond the scope of this paper, but we hope this analysis stimulates international interests in upgrading the N fertilizer production chain in China.
China has to grow food to feed >20% of the world’s population with only 9% of the world’s arable land. Consequently, food security remains the top priority above other concerns unlike the case in developed economies, where national-scale food security is not a major concern (32). This is the basis for scenario 3, where we consider maintaining N fertilizer use at the 2010 level without further increases. This means putting an end to the 50-y trend of increased N production and use. This is not to be taken lightly, because to many, decision makers and farmers alike, continuous growth in agricultural output is thought to depend on increasing fertilizer input. Although still undesirable environmentally, this scenario is probably more likely than scenarios with fertilizer use reductions, given China’s political and societal modes.
Clearly, minimizing N fertilizer overuse at the end of the chain is vital. This would not only enhance N fertilizer efficiency and lower emissions in fertilized fields but, more importantly, decrease the total amount of N fertilizer demand. The latter means emission reductions involving the entire N fertilizer chain. Various factors contribute to the excessive N use in China. First, fertilizers have been kept at artificially low prices through heavy government subsidies (31), which obscure the financial burden resulting from excessive N use. Second, there is the absence of an effective and functional extension system that can reliably and systematically deliver science-based recommendations and techniques to hundreds of millions of farmers, although such recommendations have been developed for all major crops and cropping systems in China (33). Third, the land is farmed in small parcels, averaging <0.1 ha per household, which hinders the development and adoption of technologies for mechanized fertilizer application with better control and precision. Fourth, rapid economic development in China has led to the phenomenon of “part-time farmers” because many rural people, especially better educated younger people, are moving into nonfarm work, and this is often more important for household incomes than farming. Consequently, classic models of agricultural extension and assumptions of increasing technical understanding by farmers may no longer be applicable. Improving delivery of technical information at the farm level to enhance N fertilizer use efficiency has value but has been demonstrated to be slow in altering farmer behavior. We propose that alteration of policies related to fertilizer production will be more effective in delivering the necessary changes. Current N fertilizer-related policies were devised decades ago, with the aim of increasing N application for enhanced crop production (SI Text). These policies now need to be revised to address both food security and sustainability issues. The huge subsidies to maintain low fertilizer cost for farmers should be replaced with programs that promote environmental services without threatening national food security. For example, incentive programs are needed to improve the management and enhance the utilization of large amounts of livestock manure generated in the nation, which, in turn, would allow substantial reduction of chemical fertilizers (27). Also, payments can be made to cover the additional cost of nitrate-based fertilizer and enhanced efficient fertilizers in situations in which there is clear evidence that these will increase N use efficiency and decrease the amount of N needed. Furthermore, financial support to promote the development of a contractor sector for fertilizer application can be beneficial. Such contractors can (i) purchase machinery for subsurface urea application, decreasing ammonia losses; (ii) apply N at the “right time,” overcoming the labor shortage problem; and (iii) comprise a professional group to receive technical information on N fertilizer management.
N fertilizer has been and will continue to be indispensable for China’s quest to produce sufficient food to meet its growing demands. However, decades of excessive N use have contributed to a variety of environmental problems, including large GHG emissions and serious water pollution. Our life cycle analysis shows the significance of the carbon footprint associated with the N fertilizer chain in China. GHG emissions tripled from 1980 to 2010, with the amount growing from 131 to 452 Tg CO2-eq⋅y−1, and, if unabated, to 564 Tg CO2-eq⋅y−1 by 2030. China needs a combination of reforms in the fertilizer industry and changes in management practices and technologies at the farm level to minimize excessive N use in the field. Our scenario analysis indicates it is feasible to reduce GHG emissions by 20–43% from a “business as usual” scenario by 2020 if an appropriate range of mitigation measures are introduced covering both N fertilizer manufacture and its agricultural use. The corresponding reduction by 2030 is 29–63%. Such reductions are in the range of 1.7–5.9% of current national total emissions from all sources. A reduction of this magnitude makes a highly significant contribution to national goals of moving toward a low-carbon economy and is highly significant globally. Minimizing N fertilizer overuse will also deliver “multiple wins” [e.g., improved water quality (with benefits for fish production), enhanced air quality (with associated benefits for human health), less acidification of the soil, improved income for farmers, greater spending power in the rural economy].
We used a life cycle assessment approach to estimate GHG emissions due to the main components of the N fertilizer chain in China, primarily using Chinese-specific parameters rather than IPCC tier 1 default values. According to the International Organization for Standardization’s International Standard ISO 14042 (34), the life cycle of N fertilizer should be conducted from “cradle to grave.” Therefore, we include GHG emissions associated with mining of fossil fuel used for fertilizer production, transport of fossil fuel, fertilizer synthesis, fertilizer transport and distribution, and gaseous emissions (direct and indirect) when fertilizers are applied to farmland (Fig. 1).
Two published studies have estimated the GHG emission factors (CO2, CH4, and N2O) in Chinese energy production systems (coal, natural gas, oil, and electricity) using a life cycle assessment approach (14, 35). We used these China-specific emission factors in our study (details are provided in Table S1).
Ammonia is the primary material from which various N fertilizer products are produced. Ammonia synthesis is a major contributor to GHG emissions because of the large energy requirement for its manufacture. The Chinese Nitrogen Fertilizer Industry Association (CNFIA) surveyed 230 companies (Table S2), which account for 40% of the total N fertilizer industry in the nation, including all the large- and medium-scale plants. The survey collected information on the total energy consumption between 2002 and 2005. We have adopted the raw material consumption rate of the ammonia industry determined by this survey and classified the industry into eight categories to estimate different GHG emission factors associated with ammonia synthesis (Table S4).
As is the case with NH3 synthesis, a range of different processes are used in the manufacture of specific fertilizer products. We included five N fertilizer products in this study: urea; AN; ammonium bicarbonate (ABC); ammonium chloride; and compound fertilizers containing N, phosphorus, and potassium (NPKs). We used the specific energy consumption rate of each product determined by the CNFIA survey and by Fan et al. (36) and estimated a GHG emission factor for each (Table S5). The CO2 fixed during the production of urea and ABC is emitted later into the atmosphere when the fertilizers are applied in the field; thus, it was not included in the calculations.
We obtained the average transportation distances by train and truck in China for coal, crude oil, and N fertilizer from the National Bureau of Statistics of China (12). We adopted the IPCC (37) default emission factors for N2O, CH4, and CO2 for energy combustion by internal-combustion engines for vehicle transportation (Table S8). Combining these values, we estimate GHG emission factors for energy and fertilizer transportation (details are provided in SI Text).
The GHG emissions caused by N fertilizer applied to croplands are mainly in the form of N2O, including direct and indirect emissions. We classified Chinese agricultural land into two groups: upland fields and paddy fields. We compiled all published field measurements in China (a total of 853) and summarized the results using a meta-analysis method to derive direct and indirect N2O emission factors. Direct emission factors for upland fields and paddy fields were obtained from a study by Gao et al. (38), which includes 456 N2O emission measurements in China (195 paddy fields and 261 upland fields). Indirect emissions include N2O resulting from N deposition (associated with NH3 volatilization) and NO3− leaching. We summarized 397 published field measurements (138 paddy fields and 259 upland fields) from 47 literature sources. We used IPCC (37) values for the proportion of those losses emitted as N2O (Table S8). Then, we calculated the GHG emission factors for paddy fields and upland fields, respectively (Table S3).
We calculated annual total GHG emissions from N fertilizer production and consumption in China from 1980 to 2010. The emission factors for the various sectors (energy mining and transport, NH3 synthesis, fertilizer manufacture, N products distribution, and N application) were multiplied by the respective quantities of the materials to derive the amounts of sector-specific emissions, which were then summed for each year (details are provided in SI Text).
We thank Huiyun Liu of the CNFIA for her help in data collection. This study was funded by the China 973 Program (Grant 2009CB118608), the Innovative Group Grant of the Natural Science Foundation of China (Grant 31121062), the Sino-United Kingdom Low Carbon Agriculture project (Grant FCO-C02/62.1001), and the United Kingdom-China UK-China Sustainable Agriculture Innovation Network (SAIN) program; it was also supported by the UK Biotechnology and Biological Sciences Research Council.
1W.-f.Z. and Z.-x.D. contributed equally to this work.
Author contributions: W.-f.Z., D.P., and F.-S.Z. designed research; W.-f.Z., Z.-x.D., P.H., X.-T.J., D.P., D.C., D.N., Y.-L.L., and X.-P.C. performed research; W.-f.Z., Z.-x.D., P.H., Y.Z., and L.W. analyzed data; and W.-f.Z., Z.-x.D., D.P., D.C., and K.G.C. wrote the paper.
The authors declare no conflict of interest.
This article is a PNAS Direct Submission. J.S. is a guest editor invited by the Editorial Board.
This article contains supporting information online at www.pnas.org/lookup/suppl/doi:10.1073/pnas.1210447110/-/DCSupplemental.
http://www.pnas.org/content/110/21/8375.full?sid=bf683b85-cd85-4ea6-ac89-e0bd130bc9af#sec-7
| 앞으로의 녹색혁명 (0) | 2013.06.28 |
|---|---|
| 진정으로 세계식량상을 탈 만한 사람은 (0) | 2013.06.28 |
| 생명공학을 연구하다 유기농 농부가 된 사람 (0) | 2013.06.26 |
| 몬산토가 드리는 세계식량상 (0) | 2013.06.20 |
| 현재 5가지 해충이 GMO 옥수수와 면화에 면역이 되었다 (0) | 2013.06.17 |
N. 질소. 원자번호 7. 무색무취이지만 인간의 위장을 가득 채운다. 농업의 동력이자, 많은 이가 굶주리는 세계에서 풍요의 핵심이다.
이 독립적인 요소 없이, 그리고 다른 가스와 결합하지 않으면, 광합성 조직은 제대로 기능하지 못한다. 단백질을 형성할 수 없고, 식물이 자랄 수 없다. 옥수수, 밀, 벼 등 인류가 생존을 위해 의존하는 빠르게 자라는 작물은 모든 식물 가운데 가장 질소에 굶주려 있다. 사실 그러한 작물은 자연이 제공하는 양보다 더 많이 요구한다.
현대화학으로 들어가자. 거대한 공장들이 대기 중에서 불활성 질소가스를 붙들어 천연가스의 수수와 화학적 결합을 시켜 식물들이 갈구하는 화합물을 만든다. 1년에 수억 톤 이상이 사용되는 질소비료는 풍성한 수확을 만들어낸다. 그것 없이 인간의 문명은 지금과 같은 모습으로 존재할 수 없다. 지구의 토양만으로는 70억 명이 늘 그렇듯이 먹는 충분한 식량을 기를 수 없다. 사실, 인간 육체의 근육과 장기 조직에서 발견되는 질소의 거의 절반이 비료공장에서 시작된 것이다.
그러나 이 현대의 기적은 대가를 요구했다. 호수와 하천으로 유출된 질소가 야생동물의 숨통을 막고 있으며, 지하수를 오염시키고, 심지어 지구의 기후를 따뜻하게 만들고 있다. 굶주린 세계에서 수억 명의 입이 질소가 풍부한 단백질을 바라고 있는 지금, 비옥한 농지에 대한 우리의 수요를 이기고 깨끗한 물과 공기가 얼마나 살아남을 것인가?
질소의 딜레마는 음식을 사랑하지만 공급이 부족해질까 걱정하는 중국에서 가장 생생히 볼 수 있다. 일상적 관광객에게 그러한 우려는 이상해 보였다. 겉보기에는 모든 거리에 진수성찬이 마련되어 있다. 나는 난징 외곽의 식당에서 찐 생선, 튀긴 양갈비, 국화잎과 달걀국, 고구마로 만든 국수, 튀긴 브로콜리, 쌀밥 등 경이로운 음식의 행렬을 보았다.
“늘 이렇게 잘 먹습니까?”라고 농학자 Liu Tianlong 씨에게 물었다.
소년처럼 미소를 띠다가 잠시 어두운 얼굴이 되었다. “아니요.” “내가 어렸을 때는 하루 세 끼만 먹어도 족했지요.”
Liu 씨는 1959~1961년 3000만 명이 굶어죽었다고 추산되는 중국의 대기근이 있었던 무렵에 어린 시절을 보냈다. 가뭄의 탓도 있었지만, 마오쩌둥의 변덕 때문에 대참사가 일어났다. 마오쩌둥의 대약진 정책은 농업을 집단화하고 농민들이 중앙집권적인 관청에 자신의 수확을 넘기도록 강제했다.
기근은 지나갔지만, 식량난은 농민이 다시 자기의 수확물에 대한 통제권을 되찾은 1970년대까지 이어졌다. “겨우 2년 만에 식량이 남게 되었다”고 장쑤성의 작은 마을에서 어린 시절을 보내며 당시 상황을 지켜본 Deli Chen 씨가 회상한다. Chen 씨는 현재 호주 멜버른 대학의 토양학자이다.
하지만 중국의 새로운 농업 경영인들에게 또 다른 장벽이 생겼다. 농지의 제한이 그것이다. 중국의 인구는 1970~1990년 사이 3억 명이 증가했고, 중국의 전통적인 농업은 이들을 부양하려고 애썼다.
난징 북서부 마을의 나이가 들었지만 기운찬 농부 Song Linyuan 씨는 예전에 1500평의 농지를 최대한 비옥하게 만들고자 집에서 나오는 쓰레기는 물론 돼지와 닭의 똥도 모아서 퇴비를 만들었다고 기억한다. 이러한 노력으로 아마 매년 농지에 수백 킬로그램의 질소를 넣었을 것이다. 그는 1200평당 1200~1500kg의 벼를 수확했다.
그 양은 세계 어느 곳보다도 뛰어난 수확량이다. 그러나 현재 그는 그보다 2배 이상인 1200평당 3260kg을 수확한다. 많은 농민들이 꿈만 꾸던 수확량이다.
차이는 무엇인가? 그는 “더 나은 비료이다”라고 한다. 우린 농민들에 둘러싸여 가게에 앉아 있었다. Song 씨의 대답에 사람들이 웅성거렸다. 일부는 비료가 핵심이라는 말에 동의했지만, 다른 사람들은 종자가 더 중요하다고 이야기했다. 실제로 두 가지 기술은 서로 얽혀 있다. 1950~1960년대 육종가들이 개발한 다수확 벼와 밀 품종이 더 많은 질소를 사용할 수 있게 만들었다.
중국 정부는 그 작물들이 잘 자란다는 것을 확인했다. 1975~1995 사이 수백 개의 질소공장을 세웠고, 화학비료의 생산이 4배로 늘어 중국은 세계 최대의 생산자가 되었다. Song 씨는 현재 요소비료의 형태로 자신의 농지를 채워 예전보다 약 5배 많은 질소를 사용한다. 이는 1200평당 약 240kg의 질소를 넣는다는 것을 의미한다. 채소를 재배하는 농민들은 이보다 더 많이 사용한다. 일부 농민은 3000평당 1~2톤까지 질소를 넣는다. 그들 중 이것이 해롭다고 생각하는 사람은 거의 없다. 화학비료의 환경에 대한 영향을 묻자, “아니요, 오염은 없어요”라고 Song 씨는 말한다.
과학자들은 다르게 이야기한다. 집약적으로 관리되는 농지에서 “질소비료는 30~60% 정도 남용되고 있다”고 베이징 중국농업대학의 Xiaotang Ju 씨는 말한다. “오용입니다!” 농지에 뿌려진 질소 화합물은 달갑지 않은 방식으로 우리의 환경을 바꾸고 있다. 질소의 일부는 농지에서 직접적으로 씻겨가 하천으로 들어가거나 공기 중으로 달아난다. 일부는 곡물의 형태로 인간이나 가축이 섭취하지만, 하수나 세계의 농장에서 사육하는 돼지와 닭의 분뇨로 환경으로 배출되기도 한다.
Deli Chen 씨는 어린 시절 물고기를 잡던 때를 회상한다. “강이 아주 맑았다. 강바닥까지 그대로 보였지.” 1980년쯤에는 “어디에서도 물고기를 볼 수 없었다.” 부영양화 현상으로 인하여 식물성 플랑크톤이 급증하면서 물이 뿌옇게 변했다. 최근 중국에서 전국의 40곳의 호수를 조사한 바에 따르면, 그 절반 이상이 지나친 질소나 인으로 문제가 발생하는 것으로 나타났다. (인 성분을 함유하고 있는 화학비료는 호수에서 조류의 성장에 책임이 있다고 지적되곤 한다.) 중국에서 세 번째로 큰 담수호인 타이 호는 가장 잘 알려진 사례이다. 이곳에서는 정기적으로 유해 남조류가 발생한다. 2007년 장쑤성 우시 인근의 도시에 사는 200만 명이 이로 오염된 물을 공급받기도 했다. 미시시피 강에서 흘러간 비료 성분이 멕시코만의 어업을 파괴하는 것과 같은 식으로 과도한 영양분이 중국 연안 지역의 어업에 피해를 주고 있다. 조류와 식물성 플랑크톤이 발생하여 죽어 분해되면서 산소를 너무 사용하여 만들어진 죽음의 구역으로 인해 물고기들이 질식하고 있다.
물론 먹을거리에 대한 우리의 수요에게만 책임이 있는 것은 아니다. 자동차와 발전기를 가동할 때 산화하여 대기 중으로 질소산화물이 방출되고, 그 화합물은 빗방울과 함께 땅으로 돌아와 화학비료와 똑같은 작용을 일으킨다. (이는 타이 호의 질수 부하 가운데 약 1/4을 차지한다.) 그러나 전 세계적으로 판매되는 화학비료가 매년 인간 활동이 생산하는 질소의 약 70%를 담당한다.
토양에서 질산염을 먹는 박테리아는 이러한 파괴적인 형태의 질소를 대기의 약 80%를 구성하고 있는 원래의 상태로 전환시킬 수 있다. 하지만 이 과정에서 박테리아가 강력한 온실가스인 아산화질소를 소량 방출하기에 양날의 검이다. “영양분의 과부하 문제를 해결하는 것이 나의 꿈이다”라고 헤라클레스의 과제에 전념하는 과학자 네트워크의 일원인 Xiaotang Ju 씨는 말한다. Zhu Zhaoliang 씨는 1998년 중국의 공산당 대회에서 농업의 오염 문제가 지닌 심각성에 관해 강의하여 모두를 놀라게 했다. 당시 중국 공산당의 대표 장쩌민은 농업이 그렇게 심각한 오염을 일으킬 수 있는지 전혀 몰랐다고 응답했다.
이러한 과학자들이 농민들과 함께 더 적은 화학비료로 수확량을 감소시키지 않고 생산비도 아끼면서 농사지을 수 있다는 것을 입증하기 위하여 작업을 시작했다. 그들은 퇴비의 사용을 홍보하고, 식물이 실제로 필요로 하는 양의 합성 화학비료를 주도록 농민을 교육하고 있다. 하지만 그들은 거의 진전되지 않았다고 인정한다. 가장 큰 장애물은 대부분의 중국 농민들이 비정규직이라는 점이다. 그들은 화학비료의 사용을 줄임으로써 돈을 절약하는 데에 별 관심이 없다. 그보다 더 중요한 일은 시간을 절약하고 일자리를 유지하는 것이어서, 효과는 신속하지만 비효율적으로 화학비료를 준다.
식량난에 대한 공포가 여전히 중국인의 머릿속에 남아 환경에 대한 우려를 씻어내고 있다. 중국 농업정책센터의 이사 Huang Jikun 씨는 정부 관료에게 그들의 우려가 잘못이라고 설득하고자 여러 번 시도했다. “난 그들에게 중국은 어느 때보다 더 많은 식량을 확보하고 있다고 이야기했다.” 그러나 관료와 농민들은 더 적은 비료를 사용하면 수확량이 떨어지는 위험이 있다고 생각하는 듯하다.
중국은 —그리고 다른 나라들도— 앞으로 더 많은 질소를 사용할 가능성이 높다. 인구는 계속해서 늘어나고 있으며, 더 많은 사람들이 육식을 즐기고 있다. 돼지나 소를 먹이기 위해서는 지금의 몇 배나 되는 농업 생산이 사람들을 직접적으로 먹이는 것보다 가축에게 사용되어야 한다. “중국인들이 서구 사회처럼 식습관을 바꾼다면, 환경 압력은 훨씬 높아질 것이다”라고 Xiaotang Ju 씨는 음침하게 말한다. “우린 이 문제를 해결해야 한다. 그렇지 않으면 정말로 큰일이 날 것이다.”
아이오와 주 서부의 작은 마을 Harlan 외곽에 있는 농장에서 해결의 단초를 엿볼 수 있다. 여기에서는 90마리의 소를 방목하고, 수백 마리의 돼지가 땅을 헤집으며, 알팔파와 옥수수, 콩, 귀리, 보리를 심는 농지로 둘러싸여 있다.
Ron과 Maria Rosmann 씨는 적어도 공장에서 생산되는 질소비료는 자신들의 농지에 뿌리지 않는다. 그 대신 대두와 알팔파, 클로버 같은 질소를 고정시키는 뿌리혹박테리아가 있는 콩과식물을 덮개작물로 가을에 심어서 생물학적으로 질소를 공급한다. 이 덮개작물은 봄철 옥수수를 심기 전에 갈아엎어 토양으로 집어넣는다. 그 질소의 일부는 옥수수가 이용하고, 그걸 돼지들에게 먹인다. 그 대부분은 결국 분뇨가 되어 다시 농지로 돌려주고 모든 것이 다시 순환된다. 다른 많은 유기농업 농민들과 달리 Rosmann 씨는 이웃에서 퇴비를 사들이지 않는다.
“우리의 목표 가운데 하나는 닫힌체계를 유지하는 것입니다.” “우리는 유기농업이 해야 하는 일에 대한 모델입니다.”
우린 옥수수밭으로 걸어갔다. 옥수수가 우리 머리 위로 자라 있었다. “이 옥수수를 보세요” Rosmann 씨가 기뻐했다. “우린 여기에서 5100kg의 옥수수를 수확했습니다. 많은 반대자들이 유기농업으로는 세계를 먹여 살리지 못한다고 말했지요. 난 그것이 거짓이라고 봅니다. 이 작물들을 보세요!”
그러나 Rosmann 씨의 방법은 그들 자신의 희생으로 수행된다. 이러한 방식의 농법은 더 많은 일을 해야 한다. 생물학적 효과는 질소공장보다 훨씬 느리게 작동한다. 알팔파처럼 토양의 질소 저장을 강화하는 작물은 많은 돈을 벌거나 질소에 굶주린 옥수수처럼 많은 사람들을 먹이지 못한다.
이는 비단 미국만의 문제가 아니다. 중국보다 1인당 농지가 6배 이상인 미국은 사람들이 기꺼이 그에 대해 지불하려 한다면 환경을 보호하기 위해 덜 생산적인 작물을 심는 사치를 부릴 수 있다. 이 방법은 Rosmann 씨가 하는 것처럼 작동한다. 그는 정부에서 환경 보조금의 일부로 적은 직불금을 받고 자신의 유기농산물을 비싼 가격에 판매한다.
그러나 모든 사람이 그 가격을 지불할 것인가? 그의 방법이 세계에서 가장 인구가 많은 국가를 먹여 살릴 수 있을까? 난징의 토양학 연구소에 있는 사무실에서 Zhu Zhaoliang 씨는 이 질문을 받고 크게 웃었다. “유기농업은 중국을 위한 해결책이 아니다”라고 단호하게 말한다.
그러나 질소 오염을 줄이면서 뛰어난 수확을 올리는 것은 중도일 수 있고, 세계의 가장 활발한 연구 분야 가운데 일부는 그 방향으로 나아가는 길을 가리키고 있다. 정확히 3000평 크기의 농지들이 미시간 주립대학의 Kellogg 생물실험소의 일부를 구성한다. 20년 동안 이 농지에서는 관행농부터 유기농까지 네 가지 방식을 나란히 놓고 비교하기 위하여 옥수수와 콩, 밀을 매년 똑같은 주기로 재배하고 있다. 농지에 들어가거나 나가는 모든 것을 세심하게 측정한다. 강우량, 비료, 토양에서 방출되는 아산화질소, 지하수로 침출되는 물, 마지막으로 수확량까지.
이 장기 실험의 설정을 도운 미시간 주립대학의 Phil Robertson 씨는 이 농지를 안내해 주었다. 그는 새롭고 “매우 놀라운” 자료를 공개하고 싶어 좀이 쑤셔 했다. 표준적인 경운과 시비 권장량에 따라 작물을 심은 각 농지는 지난 11년에 걸쳐 미시간 주의 지하수로 1200평당 210kg의 질소를 방출했다. “그래서 우리가 넣은 비료의 약 절반이 손실되었다”고 Robertson 씨는 말한다. 이 손실은 중국의 일반적인 양보다 훨씬 적다. 그러나 이보다 수억 평에 이르는 미국의 농지를 감안하면, 부영양화된 미시시피 강과 지하수로 인해 멕시코만에 엄청난 죽음의 구역을 만드는 오염을 발생시키기에 충분한 양이다.
상업적인 화학비료나 퇴비를 넣지 않은 Robertson씨의 유기농 실험 농지는 그 양의 1/3만 손실되었다. 하지만 이 농지에서는 곡물이 20% 덜 생산되었다. 매우 흥미롭게도 적은 양의 화학비료를 넣었지만 겨울철 덮개작물을 심은 “저투입” 농지가 최고의 결과를 낳았다. 평균 수확량은 관행농 농지만큼 높지만 질소 유출은 유기농 농지 수준으로 매우 감소되었다. Robertson 씨는 미국의 농민들이 이 정도 수준으로 질소 손실을 줄일 수 있다면 습지와 하천을 깨끗하게 복원할 수 있을 것이라고 생각한다. 하지만 중국에서는 많은 농민들이 변화하기 어려울 수 있다. 가족의 생계가 걸려 있기에 적은 양보다 많은 양의 화학비료를 사용하는 것이 더 안전해 보일 수 있다. “현재로서 좋은 청지기가 되는 일은 불공평한 경제적 결과를 가져온다”고 Robertson 씨는 말한다.
아프리카의 경우에는 상업적 화학비료의 남용 문제가 사치스러워 보인다. 아프리카의 농민들은 평균적으로 1200평당 3kg이라는 아주 적은 양의 화학비료만 사용한다. 퇴비나 콩과작물 같은 대안적인 방법도 부족한 실정이다.
아프리카 농촌 마을의 대부분은 악순환의 고리에 빠져 있다. 기아에 대한 두려움으로 그들은 최대의 열량을 제공하지만 토양에서 영양분을 앗아가는 경향이 있는 벼나 옥수수 같은 작물에 집중한다. 악화된 토지는 점점 수확량이 줄어들게 되고, 그로 인해 농민들은 화학비료 같은 어떠한 자원을 살 만한 재정적 여유도 없는 상태가 되고 있다. 그리고 상업적 화학비료에 대한 수요가 매우 적다 보니까 아무도 지역에서 그것을 생산하려 하지 않기에, 수입하여 매우 비싸다.
많은 전문가들에 따르면, 아프리카의 토양은 채굴되고 있다. 자연적인 비옥함의 저장고 —지난 세월에 걸쳐 분해된 뿌리와 잎이란 유기물에 저장된 영양분— 가 그것을 대체하기보다 해마다 더 많은 질소와 인, 칼륨을 농업으로 추출함으로써 줄어들고 있다. 이는 땅의 의존하여 먹고 사는 사람들을 서서히 떠나게 만든다. 세계은행에 따르면, “장기적으로 재앙의 시나리오”라고 한다.
사하라 사막 이남의 아프리카에서 평균 곡물 수확량은 1200평당 약 408kg으로, 중국 평균의 1/5 수준이다. 이 상황을 지켜보는 거의 모든 사람들이 아프리카의 농민들이 그 수확량과 생활을 개선하기 위해서는 더 많은 질소가 필요하다는 데에 동의한다. 그러나 그와 관련하여 격렬한 논쟁이 일어나고 있다.
콜럼비아 대학 지구연구소의 Jeffrey Sachs 같은 사람들은 농업 생산을 증가시키려면 더 많은 상업적 화학비료가 필요하고, 가난한 아프리카의 농민들이 그것을 살 여유가 없다면 부유한 나라에서 그것을 제공해야 한다고 믿는다. 여러 아프리카 국가의 80곳의 마을에서 Sachs의 새천년 마을 프로젝트로 개량종 종자와 화학비료가 전달되었다. 그리고 그들의 자료에 따르면, 이 프로젝트는 큰 영향을 미치고 있다. 탄자니아와 케냐, 말라위의 새천년 마을에서 곡물 생산이 단숨에 2배가 되었다.
2006년 말라위 정부는 전국 농민의 약 절반에게 값싼 화학비료를 제공하기 시작했다. 비록 많은 이가 부채를 안게 되었지만, 옥수수 생산량이 2배가 되었다. 그러나 이 프로그램은 미래에 대한 불안을 낳고 있다. 화학비료 보조금은 1970~1980년대 많은 아프리카 국가에서 시도되었지만 부정부패로 값비싼 대가를 치렀기에 그다지 호의적이지 않다. 말라위의 현형 보조금 프로그램은 이미 위기에 봉착했다. 그에 대한 정부의 재정이 고갈되고 있다. (아프리카에서 확산되고 있는 화학비료를 활용하는 '녹색혁명' 이야기와 그 문제점에 대해서는 르완다의 사례도 흥미롭다 http://blog.daum.net/stonehinge/8724800 )
“아프리카는 막대한 양의 화학비료를 살 여유가 없다”고 미시간 주립대학의 작물학자 Sieglinde Snapp 씨는 말한다. 그녀는 더욱 지속가능한 방법은 질소고정 식물을 활용하는 것이라 한다. 말라위에서 수천 가구의 가족농이 그들의 농지에소 일부 옥수수를 대체하여 질소를 고정하는 비둘기콩과 땅콩 등을 재배하기 시작했다. 이는 지역의 병원, 농민, 농업연구자들에 의해 시작된 10년의 역사를 지닌 실험의 일부이다. (말라위에서 실시되고 있는 보존농업에 대한 영상 http://blog.daum.net/stonehinge/8726441)
비둘기콩이 토양을 더 비옥하기 만들기에, 다음 농사철의 옥수수 수확량이 더 늘어났다. 더 적은 땅에 옥수수를 심어도 그것이 보상되었다. “더 적은 옥수수가 곧 더 많은 옥수수이다”라고 Snapp 씨는 말한다. 또한 비둘기콩이 영양가와 단백질이 더욱 풍부한 식사를 제공한 것은 덤이었다. “그러나 이것이 하루아침에 이루어진 것은 아니다”라고 Snapp 씨는 말한다. “콩과작물을 어떻게 활용하는지에 대한 교육이 이루어졌다. 병원이 함께 참여하여 그에 20년이 걸렸다. 사람들이 자신의 요리법을 바꾸었다.” (이와 비슷한 사례로 아프리카의 건조지역에서 콩과식물인 '무군가'라는 나무를 활용하여 혼농임업의 방식으로 농업 생산량을 증진시킨 실험이 존재한다 http://blog.daum.net/stonehinge/8723812)
Snapp 씨의 의견은 이 전 세계적인 과제에 몰두하는 많은 사람들에게 반향을 일으켰다. 중국 농업에 가장 필요한 일이 무엇이냐고 묻자 토양학자인 Zhu Zhaoliang 씨가 곧바로 “더욱 규모화”하는 것이라 대답했다. 이는 더 크고, 더 능숙하게 농장을 관리하는 것을 의미한다. 아이오와에서 Ron Rosmann 씨는 질소를 넣지 않는 농사는 “더 많은 관리와 노동력, 세세한 부분에 대한 관심이 필요하다. 우리는 일종의 광신자이다”라고 표현한다. (이러한 대안적인 농법 또는 전통농업의 사례를 발굴하여 활용함으로써 지역 공동체와 농업을 부활시킨 사레들은 <농업이 문명을 움직인다>에 다양하게 소개되어 있다 http://blog.daum.net/stonehinge/8728255)
100년 전 화학자 프리츠 하버가 처음으로 공기에서 질소를 포착하는 방법을 알아냈을 때, 합성 화학비료는 농업의 가장 중요한 영양분을 무한정으로 공급하여 식량난을 해결하는 지름길 같아 보였다. 그러나 질소에 대한 새로운 한계가 나타나고 있다. 이 시간 인류와 지구를 구하기 위한 혁신은 화학 실험실에서 발명되지 않을 수 있다. 세계 곳곳에 있는 농민들과 농지에서 시작되고 있을지 모른다.
출처 http://ngm.nationalgeographic.com/2013/05/fertilized-world/charles-text
| 먹을거리 숲 만들기 운동 (0) | 2013.05.18 |
|---|---|
| 간척지에 볏짚을 넣어 토양의 유기물 함량을 높인다 (0) | 2013.05.08 |
| 섞어짓기를 활용한 유기농업의 영양 가치 (0) | 2013.04.18 |
| 아프리카의 밀땅 농법 (0) | 2013.04.18 |
| 세계의 질소비료 사용 현황 (0) | 2013.04.17 |
Beijing has been battling an unwelcome, unrelenting and "very unhealthy" smog for many months, much of it made up of particulate nitrogen compounds suspended in the air. Nitrogen pollution in China has kept pace with the country's rapid growth. A study published in Nature last week finds that the rate of nitrogen pollution grew by more than half in the last 30 years.
Researchers from China Agricultural University analyzed data from across the country and found the amount of nitrogen expelled into its surroundings every year rose by 8 kilograms per hectare every year between 1980 and 2010. While most of the nitrogen still comes from waste fertilizer, the source of nitrogen pollution is shifting from agriculture to industry and transport.
One of the byproducts of this saturation is nitrous oxide, one of the most threatening global warmers along with carbon dioxide and methane.
The levels of nitrogen now seen in China are similar to the levels in Europe in the 1980s, before it implemented countermeasures to protect its environment. The deposition is also well in excess of all defined threshold limits and critical load levels, said Peter Vitousek, ecologist at Stanford University and co-author of the study.
Most of China's nitrogen pollution is in the form of ammonia compounds, the kind found in fertilizer. "In the highly productive regions of China, they are putting on often two or three times more fertilizer that a Midwestern American or European farmer would use. It is often in excess of what the crop can take up, and then that is lost to the environment," Vitousek said. "There isn't any way to use fertilizer without some loss to the environment, but in China the amount is far in excess of what's required."
Senior scientist at Woods Hole Research Center Eric Davidson said the excessive fertilizer use is inspired by the need for food security. one of the biggest drivers of nitrogen pollution in China is that they are increasing their agricultural productivity."
'Astounding' levels of fertilization
"Food security is a very big issue in China, so the Chinese government has been subsidizing fertilizer costs, and as a result farmers in China are using fertilizer rates that are astounding," said Davidson, who is one of the authors of a recent U.N. Environment Programme report on global nutrient supply.
While ammonia compounds associated with farming were five times as prevalent as nitrogen oxides in the 1980s, they are now only twice as common in China's water, soil and air. The rise of coal plants, industrial production and motor vehicles spewing nitrogen oxides has tilted this balance. Coal consumption in China has risen more than threefold since the 1980s, and there are close to 21 times more wheels on China's roads.
The study, which divided the country into six economic regions, reveals that most areas that have the most factories and farms have nitrogen deposition rates higher than the national average. "The difference was really to separate the areas where economic development has been most rapid and where there's not," Vitousek said. "It is also to provide information to the Chinese authorities, who will have to take action regionally."
Both nitrous and ammoniacal pollutants are continuously and rapidly accumulating in China's environment and contribute to aerosol formation. Oxidized nitrogen becomes part of photochemical smog and ozone and is a major component of the infamous PM 2.5, particulate matter less than 2.5 microns in diameter that decreases visibility and is harmful when inhaled because it can penetrate deeply into the lungs.
A half-life of 100 years
"The problem with nitrous oxide is that its half-life in the atmosphere is more than 100 years. Even if we were to mitigate nitrous oxide now, we would still be paying the price for many generations to come," Davidson said.
The varied and widespread symptoms of nitrogen pollution are grassland changes, acidic soils, stressed biodiversity, marine pollution, algal blooms and dying fish. Even areas of China far away from the source of pollution are feeling these symptoms as surplus nitrogen cascades through its habitats.
The China Agricultural University researchers studied the increased nitrogen uptake in plants that received no nitrogen fertilizer to drive home their point that "all these changes can be linked to a common driving factor, strong economic growth."
The study calls for Chinese authorities to reduce ammonia emissions from agricultural sources and curb nitrous oxide pollution from industry and traffic. "The tricky thing about nitrogen is it's related to food production. So there is no question that we need to have nitrogen added to crops. It's inevitable that there will be some leakage of nitrogen from the croplands. But you have to have it to grow food for 7 billion people," Davidson said.
"We know a lot about how to reduce emissions from smokestacks and tailpipes and agricultural runoff," he added, explaining that it's not a question of how to do it but that it requires personal, political and economic incentives.
Reprinted from Climatewire with permission from Environment & Energy Publishing, LLC. www.eenews.net, 202-628-6500
| 작물 가격의 상승으로 농지가 확대되고 환경에 악영향 (0) | 2013.03.01 |
|---|---|
| 정크푸드에 관한 놀라운 사실 (0) | 2013.02.28 |
| 세계의 GMO 재배지역 (0) | 2013.02.28 |
| 황금들판 (0) | 2013.02.28 |
| 농촌 빈곤층의 가혹한 삶 (0) | 2013.02.25 |
유엔 환경계획이 위탁한 새로운 보고서는 어떻게 인간이 대량으로 질소, 인, 기타 영양소의 자연적 흐름을 바꾸어 놓았는지 보여준다. 세계의 식량과 에너지 생산에는 커다란 혜택이었지만, 인간의 건강을 해치고 독성 조류를 발생시키며 물고기를 죽이고 민감한 생태계를 위협하고 기후변화에 기여하는 수질과 대기 오염의 원인이 되었다.
세계의 질소 영양분 사용 현황 지도.
“Our Nutrient World”는 2013년 2월 18~22일 케냐의 나이로비에서 열리는 유엔 환경계획 운영회의/세계 환경장관 포럼에서 발표할 것이다. 이 연구는 14개국 약 50명의 전문가가 수행했다.
과학자들은 2020년까지 영양분 사용의 효율성을 20% 개선하면 연간 질소비료의 사용을 2000만 톤까지 줄일 수 있다고 제안한다. 그들은 이 세계적인 야심찬 목표를 “2020년을 위한 20:20”이라 표현한다. 그들의 분석은 어떻게 이것이 1년에 110억(30~260억) 파운드 가치의 순 절약을 제공할 수 있는지 보여준다. 이 수치는 실행비용과 감소된 질소 사용과 환경 및 인간 건강의 개선으로 인한 재정적 혜택을 포함한다.
보고서는 질소 사용을 통제하기 위한 지구적 입법에 대한 간단한 권고를 중지하지만, 이러한 지구적 문제가 특히 농산물의 세계무역으로 발생한다는 사실을 인정한다. 이 문제를 해결하기 위한 정부 간의 체제를 요청하고, 어떻게 그러한 협정에 대한 지침을 찾을 것인지 제안한다.
보고서를 이끈 영국의 생태&수문학 센터 Mark Sutton 교수는 “우리의 분석은 영양소의 흐름에 대한 관리를 개선함으로써 환경과 기후 및 인간의 건강을 보호하는 데 도움이 되는 한편, 식량과 에너지 안보에 대한 우려를 해결할 수 있다는 것을 보여준다.”고 말했다.
보고서에서 오염원으로 간주하는 것에는 농업과 화석연료의 산화에서 나오는 배출이 포함된다. 세계적으로 포집된 질소와 인 가운데 약 80%가 인간에 의해 직접적으로 소비되기보다는 오히려 가축에 의해 소비된다. 어떻게 세계의 영양분 공급과 오염이 축산물을 소비하는 인간의 선택에 의해 주도되는지 보여주는 것이다.
보고서는 이러한 오염의 위협을 줄이기 위한 중요한 열 가지 행동을 제안하고, 정부와 기업, 시민들이 함께할 행동에 대한 권장사항을 만든다. 핵심은 다음과 같다:
프랑스 파리의 마리퀴리 대학에 있는 공동 저자 Bruna Grizzetti 박사는 “농업 생산의 현지화 방안은 정말 중요하다. 작물과 가축 농사는 수백 킬로미터씩 떨어져 있기도 하다. 현지화는 영양분의 순환을 개선하고 영양분 손실을 줄이는 데 도움이 되는 한편, 생산에 혜택을 가져오고 오염의 부담을 서로 가깝게 한다.”고 말한다.
네덜란드 바허닝언 대학에 있는 공동 저자 Oene Oenema 교수는 "많은 국가의 농민들은 일관된 대책을 통하여 영양분 손실을 줄이고 영양분 사용의 효율성을 매우 높일 수 있다. 이 효율성의 달성은 연구, 교육, 시연, 새로운 기술과 개선된 관리기술의 결과이다."
보고서는 산화원과 폐수처리에서 배출을 줄이는 데에 몇몇 국가에서 어떻게 상당한 진전이 이루어졌는지 보여준다. 견주어 보면, 농업이나 시민 스스로의 선택으로부터 배출을 줄이는 일은 훨씬 덜 진전되었다. 그 관계는 지역의 지도자와 슈퍼마켓, 정부의 실질적 관리와 같은 몇몇 주요 개인이나 공동체가 있는 곳에서 영양 사슬의 핵심 '집적점'에 대한 작업의 중요성을 보여준다.
Sutton 교수는 “하나의 방안은 ‘세계의 육지를 기반으로 한 활동으로부터 해양환경을 보호하기 위한 행동 프로그램(Global Programme of Action for the protection of the marine environment from land-based activities)’라 불리는 기존 협약의 명령을 확장하고 강화하는 것이다. 식량, 에너지, 수질오염, 대기오염, 기후와 건강과 같은 여러 지구적 과제를 해결하기 위해 협력함으로써, 행동 동기를 부여하기 위한 훨씬 강력한 힘을 예상할 수 있다.”
유엔 환경계획 사무총장 Achim Steiner 씨는 보고서의 서문에서 “모든 사람이 영양분으로부터 혜택을 받고, 모든 이가 영양분의 지속가능한 생산과 사용을 촉진하기 위해 기여할 수 있다. 어디에 사는지, 또는 영양분이 많든지 적든지, 우리의 일상적 선택이 변화를 만들 수 있다. 신속하고 집단적인 행동 없이, 다음 세대는 수백만 명이 너무 적은 영양분으로 야기되는 식량불안으로 고통을 받는 세계를 물려받을 것이다. 어딘가에서는 지나친 영양분으로 인한 오염 위협이 더욱 극심해질 것이고, 어딘가에서는 영양분의 지속가능하지 않은 사용이 생물다양성의 상실을 심화시키고 기후변화를 가속화할 것이다. 반대로 영양분의 지속가능한 관리를 통해 경제는 지속가능한 개발과 빈곤 퇴치의 맥락에서 녹색경제로 전환하는 데에 역할을 할 수 있다. 세계적 개관은 다음 단계로 나아가기 위한 사회를 준비하기 위하여 이러한 근본적인 주제를 발전시킨다.”
| 인간과 가축의 똥을 재활용하는 것이 지속가능한 농업의 핵심 (0) | 2013.03.01 |
|---|---|
| <달과 농사> 공부 기록 (0) | 2013.02.27 |
| 인도의 벼농사 혁명 (0) | 2013.02.19 |
| 베티브(Vetiver): 토지를 재생시키는 해결책 (0) | 2013.02.13 |
| 풋거름작물 (0) | 2013.02.12 |
19세기가 끝나갈 무렵 유럽의 화학계(특히 독일)가 안고 있던 숙제 가운데 하나는 화학비료를 대량으로 생산하는 새로운 방법을 개발하는 것이었다. 당시 화학비료의 주성분인 질소(N)는 주로 칠레초석에서 얻고 있었는데 그것의 매장량이 점점 바닥나고 있었기 때문이었다(독일은 전쟁을 준비하고 치르면서). 당시의 화학자들이 찾고 있던 가장 이상적인 대안은 공기 중에 포함되어 있는 무진장한 양의 질소를 식물이 이용할 수 있는 형태로 고정시켜 비료로 만드는 것이었다. 그 꿈은 하버(Fritz Haber, 1868-1934)와 보슈(Carl Bosch, 1874-1940)를 중심으로 하는 일단의 독일 화학자들에 의해 실현되었다.
| 농업생태학이란? (0) | 2011.12.08 |
|---|---|
| 인도의 나브단야Navdanya 유기농 교육 (0) | 2011.09.22 |
| 자급하려면 땅이 얼마나 필요? (0) | 2011.09.04 |
| 유기농으로 아프리카는 먹고 살 수 있다 (0) | 2011.09.04 |
| 생태농업으로 행성을 식히고 먹고 살기 (0) | 2011.08.26 |
탄소발자국만이 아니라 질소발자국이란 개념도 있네요. "새로운 도구가 너의 질소발자국을 계산하여 왜 네가 그걸 부끄러워해야 하는지 설명한다"라는 제목의 기사입니다. 질소 과잉으로 환경오염을 일으키기에 나온 개념이네요.
"오늘날 반응하는 질소는 공기와 물속에서 엄청나게 늘어났다. 그것은 주로 비료 사용과 똥거름의 유수, 화석연료를 태우는 것과 같은 농업활동으로부터 온다. 이런 '질소 오염'은 스모그, 산성비, 숲 말림병, 죽음의 해안, 생물다양성 상실, 성층권의 오존층 파괴와 온실가스 증가를 포함한 엄청난 환경적 충격의 원인이 된다. 또한 호흡기 질환과 선천성 기형의 위험 증가를 포함한 인간 건강에 영향을 미친다."
| 기업농과 소작농. 그리고 토양침식 (0) | 2011.02.24 |
|---|---|
| <흙>을 읽다가 -미국 농업의 변화 (0) | 2011.02.24 |
| 세계화의 그림자 (0) | 2011.02.23 |
| 먹을거리 싸움 (0) | 2011.02.17 |
| <흙>과 관련한 의문 2 (0) | 2011.02.16 |
Our Nutrient World.pdf