浙江大学方雪坤团队ES&T：反演模型阐明了2018-2020年中国消耗臭氧层物质HCFC-141b排放的趋势

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成果简介

近日，浙江大学环境与资源学院方雪坤团队在环境领域著名学术期刊 Environmental Science & Technology 上发表了题为“ Inverse modeling revealed reversed trends in HCFC-141b emissions for China during 2018–2020 ”的论文 。本研究采用 FLEXPART 模型和贝叶斯框架，定量研究了 2018-2020 年中国重要的消耗臭氧层物质 HCFC-141b 的排放量。结果表明， 2018-2020 年期间反演估算的中国 HCFC-141b 的排放量平均为 19.4 （ 17.3-21.6 ）千吨 / 年，比 2017 年（ 15.5 [13.4-17.6] 千吨 / 年）高出 3.9 （ 0.9-7.0 ）千吨 / 年。本研究阐明中国 HCFC-141b 排放量呈现重新上升的趋势（与自下而上排放清单吻合，属于正常排放变化，不属于意外排放或非法排放）。 2020 年无法准确追踪的全球排放量比例从以往研究的约 70% 降至本研究后的 46% 。

自《关于消耗臭氧层物质的蒙特利尔议定书》（后称“蒙约”）首次获得通过以来，已经过去了 30 多年，该议定书通过逐步淘汰近 100 种消耗臭氧层物质（ ODSs ）的生产和消费来保护臭氧层。由于 ODSs 也是强温室气体（ GHGs ），《蒙特利尔议定书》也同时起到气候保护作用。最重要的消耗臭氧层物质四氯化碳、氯氟烃（ CFCs ）、哈龙、甲基氯仿的淘汰工作已于 2010 年完成。含氢氯氟烃（ HCFCs ）是 CFCs 在制冷、隔热泡沫和溶剂用途中重要的替代品，根据蒙约要求，中国在内的发展中国家须在 2030 年完成这类物质的淘汰。在中国， HCFC-141b （ CH ₃ CCl ₂ F ）主要用作保温泡沫发泡剂和溶剂，其臭氧消耗潜能值（ ODP=0.102 ）居于所有 HCFCs 之首，全球升温潜能值（ GWP _100yr =808 ）较高，是排放量第二大的 HCFC ，在全球气候变化和臭氧层保护中发挥重要影响。全球 HCFC-141b 排放量自 2012 年以来有所下降，但根据大气测量结果， 2017 年至 2021 年期间又出现了上升。在过去 10 多年中，利用自下而上的清单和基于大气观测的自上而下的估计，对中国 HCFC-141b 排放展开研究。一方面，基于活动水平数据的中国 HCFC-141b 排放清单已经更新至 2020 年，需要独立的自上而下的反演估算结果进行交叉验证。尽管利用大气观测数据进行的反演模型估算已将中国 HCFC-141b 的排放量更新至 2017 年，但缺少 2018 年后的排放估算。另一方面，由于对中国东部以外区域的排放没有足够的敏感性，基于韩国 GOSAN 站的反演估算结果仅报告了中国东部 HCFC-141b 的排放量，中国其他区域的排放量依旧未知。因此，阐明 2018-2020 年期间中国东部以外地区的 HCFC-141b 排放变化并评估其对全球 HCFC-141b 排放量上升的影响非常重要。本研究通过反演模型量化了 2018-2020 年的中国 HCFC-141b 排放量。结合本团队先前对中国 2011-2017 年的同方法的 HCFC-141b 排放估算结果，我们构建了 2011-2020 年期间中国 HCFC-141b 排放量的 10 年时间序列结果，我们发现了导致近期（ 2017-2020 ）全球 HCFC-141b 排放量增加的重要国家或地区，并量化了这些国家或地区的排放量对全球排放量增加的相对贡献 。

图文导读

2018-2020 年中国 HCFC-141b 排放估计

利用观测到的大气 HCFC-141b 摩尔分数和反演模型方法，我们确定中国 2018 、 2019 和 2020 年的 HCFC-141b 年排放量分别为 19.7 ± 3.5 千吨 / 年、 18.8 ± 3.8 千吨 / 年和 19.8 ± 4.0 千吨 / 年，这一估算结果与大部分已有研究报告的结果在不确定性范围内相一致。结合本团队对 2011-2017 年 HCFC-141b 排放量的同方法的估算结果，我们发现， HCFC-141b 排放量在 2011-2014 年期间有所下降， 2011 年排放量为 24.0 ± 5.2 千吨 / 年， 2014 年排放量为 15.9 ± 6.7 千吨 / 年， 2014-2017 年期间 HCFC-141b 排放保持稳定，年均排放量为 15.6 千吨 / 年。 2017 年之后，我们的自上而下的估算表明， 2018-2020 年期间的 HCFC-141b 平均排放量（ 19.4 [17.3-21.6] 千吨 / 年）比 2017 年（ 15.5[13.4-17.6] 千吨 / 年）高 3.9 (0.9-7.0) 千吨 / 年，阐明出中国 HCFC-141b 排放量变化在 2017 年后出现趋势上的重新增长。根据现有清单报告可以推测，这一增长与自下而上排放清单吻合，归因于现有含 HCFC-141b 设备或材料的库存排放（延迟排放），属于正常排放变化，因此反演计算出的排放上升，不属于意外排放或非法排放 。

此外，本研究也对中国地区（安徽、北京、河北、江苏、辽宁、山东、上海、天津和浙江省）的 HCFC-141b 排放量进行了估算，与基于 GOSAN 站估算的中国东部的估计值相一致。 2017-2020 年间，我们得到的中国东部地区的排放量增长为 1.2 (-0.3, 2.1) 千吨 / 年，这与已有报告的 1.0 (-2.9, 3.8) 千吨 / 年的增长一致。从 2017 年到 2020 年，中国东部地区 HCFC-141b 排放量的增长占整个中国 HCFC-141b 排放总量增长（ 4.3 ± 4.5 千吨 / 年）的 32% ，这表明不仅仅在中国东部地区，整个中国的 HCFC-141b 排放量都有可能增加。

2017-2020 年期间的全球排放量增长溯源

2011-2020 年期间，中国的 HCFC-141b 年排放量平均为 18.5 ± 1.5 千吨 / 年（图 2a ），全球年均排放量为 59.3 ± 1.7 千吨 / 年（图 2b ），在此期间中国平均贡献了全球 HCFC-141b 排放量的 31% （ 29%-34% ）（图 2c ）。在 2015-2020 年期间，美国占同期全球总量的 9.7% （ 8.8%-10.6% ）（ 2011-2014 年的估计值不详），而 2011-2020 年期间日本西部、韩国、朝鲜、澳大利亚和西北欧则分别贡献了 1.2% （ 0.9%-1.5% ）、 4.3% （ 3.7%-4.9% ）、 0.3% （ 0.2%-0.4% ）、 0.4% （ 0.3%-0.4% ）和 1.3% （ 1.2%-1.4% ）。此外，中国 HCFC-141b 排放量占全球总排放量的比例从 2016 年的 26% （ 20%-33% ）增加到 2020 年的 36% （ 28%-45% ）（图 2c ）。因此，中国的 HCFC-141b 排放量在全球 HCFC-141b 排放量方面起着重要的作用 。

2011-2020 年期间，中国的 HCFC-141b 年排放量平均为 18.5 ± 1.5 千吨 / 年（图 2a ），全球年均排放量为 59.3 ± 1.7 千吨 / 年（图 2b ），在此期间中国平均贡献了全球 HCFC-141b 排放量的 31% （ 29%-34% ）（图 2c ）。在 2015-2020 年期间，美国占同期全球总量的 9.7% （ 8.8%-10.6% ）（ 2011-2014 年的估计值不详），而 2011-2020 年期间日本西部、韩国、朝鲜、澳大利亚和西北欧则分别贡献了 1.2% （ 0.9%-1.5% ）、 4.3% （ 3.7%-4.9% ）、 0.3% （ 0.2%-0.4% ）、 0.4% （ 0.3%-0.4% ）和 1.3% （ 1.2%-1.4% ）。此外，中国 HCFC-141b 排放量占全球总排放量的比例从 2016 年的 26% （ 20%-33% ）增加到 2020 年的 36% （ 28%-45% ）（图 2c ）。因此，中国的 HCFC-141b 排放量在全球 HCFC-141b 排放量方面起着重要的作用。

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