碳减排研究精选(十四篇)

序言：作为思想的载体和知识的探索者，写作是一种独特的艺术，我们为您准备了不同风格的14篇碳减排研究，期待它们能激发您的灵感。

篇1

关键词： 碳减排； 全球碳减排方案； 中国节能减排； 低碳经济

中图分类号： X16； X51 文献标识码： A 文章编号： 1009-055X（2011）05-0001-06

收稿日期： 2011-01-13

作者简介： 卞家涛（1983－）， 男， 博士研究生， 研究方向为能源金融、 金融机构管理。

余珊萍（1949－）， 女， 教授， 博士生导师， 研究方向为国际金融、 金融机构管理。

一、 引 言

哥本哈根气候大会后， 碳减排问题再次引起国际社会的高度重视和广泛关注。其中， 全球碳减排方案（或碳排放权分配方案）由于关系到各国的发展权益和发展空间， 成为关注的焦点。同时， 中国作为世界上最大的发展中国家和CO2排放大国， 今后的长期排放数量及排放路径被全球广泛关注， 面临的国内外压力与日俱增， 未来的经济发展也受到严峻的挑战。

因此， 对全球碳减排方案和中国碳减排相关研究进行系统性的文献梳理， 以厘清研究脉络和进展、 明确未来研究方向， 对于公平的确立“后京都时代”的全球碳减排格局， 更好地维护我国的权益， 高效实施节能减排、 发展低碳经济具有重要的理论意义和现实必要性。

二、 全球碳减排方案述评

鉴于全球气候变化给人类带来的灾难和危害， 减少碳排放已逐渐成为世界各国的共识， 但由于涉及经济代价、 发展权益和发展空间， 一个覆盖世界各国的碳减排方案始终没有达成， 争论的核心是“如何界定或分配各国的碳排放权”， 对此有很多不同的方案。

（一）主要国际组织、 国外学者提出的碳减排方案

曾静静、 曲建升和张志强（2009）通过研究主要国际组织、 国家、 研究机构和一些学者所提出的温室气体减排情景方案后， 得出：温度升高的控制目标总体以2℃为主， 即到21世纪末， 将大气温度控制在不高于工业革命前2℃的范围内； 一般都倾向于在2050年将大气温室气体浓度控制在450×10-6～550×10-6 CO2e（二氧化碳当量）的范围内， 但各个方案中有关具体的减排责任分配、 减排措施和减排量分歧仍然较大。［1］IPCC（政府间气候变化专门委员会）（2007）提出《公约》中的40个附件Ⅰ国家， 2020年在1990年的基础上减排25%―40%， 到2050年则要减排80%-95%；对非附件Ⅰ国家（主要是发展中国家）中的拉美、 中东、 东亚以及“亚洲中央计划国家”， 2020年要在“照常情景”（BAU）水平上大幅减排（可理解为大幅度放慢CO2排放的增长速率， 但排放总量还可增加）， 到2050年所有非附件Ⅰ国家都要在BAU水平上大幅减排。 ［2］UNDP（联合国开发计划署）（2007）提出全球CO2排放在2020年达到峰值， 2050年在1990年的基础上减少50%， 发达国家应在2012―2015年达到峰值， 2020年在1990年基础上减排30%， 到2050年则减排80%；发展中国家在2020年达到峰值， 到2050年则要比1990年减排20%。［3］OECD（经济合作和发展组织）（2008）提出以2000年为基准年， 2030年全球应减排3%， 其中OECD国家减排18%， 金砖四国排放可增加13%， 其他国家增长7%；到2050年全球减排41%， 其中OECD国家减排55%， 金砖四国减排34%， 其他国家减排25%。［4］GCI（英国全球公共资源研究所）（2004）提出了“紧缩趋同”方案, 设想发达国家与发展中国家从现实出发,逐步向人均排放目标趋同， 发达国家的人均排放量逐渐下降， 而发展中国家的人均排放量逐渐上升， 到目标年都趋同于统一的目标值， 实现全球人均排放量相等。［5］Stern（2008）提出到2050年， 全球温室气体排放量至少应该在1990年水平上减少50%， 即2050年排放量应该减少为每年不到20 Gt CO2e， 以后进一步降到每年不到10 GtCO2e。到2050年全球人均排放量应该控制在2tCO2e左右， 发达国家应该立即采取行动， 到2050年至少减排80%；多数发展中国家到2020年应该承诺具有约束力的减排目标。［6］Srensen（2008）提出在2100年比2000年升温1.5℃目标下， 对2000－2100 年期间不同排放主体的排放空间直接作了分配， 同时为各国匹配了明确的年人均排放额度。根据“人均未来趋同”（即当前排放高者逐渐减排， 低者可逐渐增高）的分配原则， 到2100年左右时， 达到不同国家人均排放相同。［7］Browne和 Butler（2007）提出创建一个国际碳基金组织（ICF）来解决减排问题。ICF的首要任务是设定减排量， 将碳浓度保持在参与国一致同意的上限水平之下， 然后通过政治磋商来分配减排目标比例， 以反映目前人均收入和排放水平的变化。［8］（二）国内学者关于上述方案的评价

丁仲礼、 段晓男、 葛全胜等（2009）认为IPCC、 UNDP和OECD等方案不但没有考虑历史上（1900－2005年）发达国家的人均累计排放量已是发展中国家7.54 倍的事实， 而且还为发达国家设计了比发展中国家大2.3倍以上的人均未来排放权， 这将大大剥夺发展中国家的发展权益。并指出IPCC 等方案违背了国际关系中的公平正义原则， 也违背了“共同但有区别的责任”原则， 因此没有资格作为今后国际气候变化谈判的参考。当前发达国家倡导的从确定全球及各国减排比例出发， 构建全球控制大气CO2浓度的责任体系的做法， 实质上掩盖了发达国家与发展中国家在历史排放和当前人均排放上的巨大差异， 并最终将剥夺发展中国家应得的发展权； 认为以人均累计排放为指标、 从分配排放权出发， 构建全球控制大气CO2浓度的责任体系， 最符合公平正义原则。［9］潘家华、 陈迎（2009）认为GCI提出的“紧缩趋同”方案， 从公平角度看, 默认了历史、 现实以及未来相当长时期内实现趋同过程中的不公平， 对仍处于工业化发展进程中的发展中国家的排放空间构成严重制约。［10］吴静、 王铮（2009）采用MICES系统对Stern方案进行模拟， 得出Stern方案虽然能明显控制全球气候变暖， 但不论从经济发展的角度还是从人均排放的角度来看， 均牺牲了较多发展中国家的利益， 在世界上制造了新的不公平。认为Srensen方案的设置较为激进， 在实施上存在技术困难。［11］黄卫平、 宋晓恒（2010）对Browne & Butler提出创建ICF的提议给予了肯定， 但认为ICF必须以全球合作为基础， 实行一国一票制（基金以消费基数形成认缴义务）， 并主张ICF初始资金的认缴必须考虑历史因素， 不能根据各国的经济规模来确定， 即初始资金发达国家承担50%， 剩下的50%再由世界各国根据各自的消费基数认缴。［12］国务院发展研究中心课题组（2009）发现： 在温室气体排放权分配方案方面， 有些缺乏内在一致的理论依据， 有些则充满实用主义和主观价值判断。这些方案或多或少都有一个共同特点， 就是有意无意地忽视发展中国家的权益。［13］（三）中国学者提出的碳减排方案

陈文颖、 吴宗鑫和何建坤（2005）提出了“两个趋同”的分配方法：一个趋同是 2100 年各国的人均排放趋同（或不高于2100年的人均排放趋同值）， 另一个趋同是1990 年到趋同年（2100年）的累积人均排放趋同。趋同的1990－2100年的累积人均排放以及2100年的人均排放趋同值将根据温室气体浓度控制在不同的水平这一目标来确定。并认为：在这种分配模式下， 发展中国家可以获得较多的发展空间， 其人均排放在某一时期将超过发达国家从而将经济发展到较高水平后开始承担减排义务， 这是发展中国家实现工业化和现代化、 建立完善的基础设施体系、 提高国民生活水平、 实现可持续发展所必需的。［14］丁仲礼、 段晓男、 葛全胜等（2009b）根据人均累积排放相等原则， 通过计算各国的排放配额和剩余的排放空间， 将世界各国或地区分为四大类：已形成排放赤字国家、 排放总量需降低国家或地区、 排放增速需降低国家或地区、 可保持目前排放增速国家。［15］樊刚、 苏铭和曹静（2010）基于长期的、 动态的视角， 提出根据最终消费来衡量各国碳排放责任的理论， 并根据最终消费与碳减排责任的关系， 通过计算两个情景下1950－2005年世界各国累积消费排放量， 发现中国约有14%－33%的国内实际排放是由别国消费所致， 建议以1850年以来的（人均）累积消费排放作为国际公平分担减排责任与义务的重要指标。［16］潘家华、 陈迎（2009）设计了一个同时考虑了公平和可持续性的碳预算方案， 即以气候安全的允许排放量为全球碳预算总量， 设为刚性约束， 可以确保碳预算方案的可持续性；将有限的全球碳预算总额以人均方式初始分配到每个地球村民， 满足基本需求， 可以确保碳预算方案的公平性。碳预算方案涉及初始分配、 调整、 转移支付、 市场、 资金机制， 以及报告、 核查和遵约机制等， 建立了一个满足全球长期目标、 公平体现各国差异的人均累积排放权标准。［10］国务院发展研究中心课题组（2009）假定T0代表工业革命时期， T1代表当前， T2代表未来某一时点（如2050年）。首先， 根据目前大气层中温室气体总的累计留存量以及人均相等的原则， 界定T0―T1期间各国的排放权。各国排放权与实际排放之差， 即为其排放账户余额， 从而为每个国家建立起“国家排放账户”。并将超排国家模糊不清的“历史责任”明确转化为其国家排放账户的赤字， 欠排国家的排放账户余额则表现为排放盈余。其次， 科学设定T1―T2 期间未来全球排放总额度， 并根据人均相等的原则分配各国排放权。每个国家在T1―T2期间新分配的排放额度， 加上T0―T1期间的排放账户余额， 即为该国到T2时点时的总排放额度。方案既保留了《京都议定书》的优点， 又克服了其覆盖范围小、 发展中国家缺乏激励， 以及减排效果差等缺点。是一个具有理论依据且能很好维护发展中国家正当权益的“后京都时代”公平减排方案。［13］通过对碳减排方案的回顾， 我们可以发现：我国学者提出的碳减排方案基本上都是基于考虑历史责任的人均累积排放相等的分配原则。在此原则上形成的方案， 与其他国家尤其是发达国家提出的碳减排方案相比， 充分体现了“共同但有区别的责任”原则和“可持续发展”原则， 维护了发展中国家的权益， 具有公平性、 正义性、 合理性。

在今后的国际气候问题谈判中， 我们可以将我国学者提出的方案作为谈判的重要依据和参考。同时， 要加大对外宣传力度， 使国外相关主体能够逐步了解、 认同我国学者提出的碳减排方案， 以便在“后京都时代”碳排放权分配中最大程度地维护我国的正当权益。

三、 中国碳减排相关研究进展

中国作为CO2排放大国， 面临的国内外压力与挑战与日俱增， 深入剖析影响中国碳排放的因素， 积极寻找减排途径与对策， 既是中国顺应世界发展潮流的需要， 又是高效实施节能减排、 加速发展低碳经济， 实现可持续发展的内在要求。

（一）影响中国碳排放的因素与碳减排对策

王锋、 吴丽华和杨超（2010）研究发现： 1995－2007年间， 中国CO2排放量年均增长12.4%的主要正向驱动因素为人均GDP、 交通工具数量、 人口总量、 经济结构、 家庭平均年收入， 其平均贡献分别为15.82%、 4.93%、 1.28%、 1.14%和1.11%， 负向驱动因素为生产部门能源强度、 交通工具平均运输线路长度、 居民生活能源强度， 其平均贡献分别为－8.12%、 －3.29%和－1.42%， 提出通过降低生产部门的能源强度来实现碳减排。［17］

王群伟、 周鹏和周德群（2010）对我国28个省区市1996－2007年CO2的排放情况、 区域差异和影响因素进行了实证研究， 结果表明：我国CO2排放绩效主要因技术进步而不断提高， 平均改善率为3.25%， 累计改善为40.86%；在区域层面， CO2排放绩效有所差异， 东部最高， 东北和中部稍低， 西部较为落后， 但差异性有下降趋势， CO2排放绩效存在收敛性； 全国范围内， 经济发展水平和产业结构高级化程度具有显著的正面影响， 能源强度和所有制结构则抑制了CO2排放绩效的进一步提高。作者建议： 既要注重科技创新， 又要大力加强管理创新、 制度创新和提高人员素质， 以更有效地控制CO2排放； 针对区域CO2排放绩效的差异性， 可加强节能减排技术、 制度安排等方面的交流和扩散； 把经济发展、 产业结构调整和降低能耗结合起来， 并考虑所有制的变动， 以这些因素的综合效果作为改善CO2排放绩效的重要举措。［18］陈劭锋、 刘扬、 邹秀萍等（2010）通过IPAT方程理论和实证分析表明， 在技术进步驱动下， CO2排放随着时间的演变依次遵循三个“倒U型”曲线规律， 即碳排放强度倒U型曲线、 人均碳排放量倒U型曲线和碳排放总量倒U型曲线。依据该规律将碳排放演化过程划分为碳排放强度高峰前阶段、 碳排放强度高峰到人均碳排放量高峰阶段、 人均碳排放量高峰到碳排放总量高峰阶段以及碳排放总量稳定下降阶段等四个阶段， 发现在不同演化阶段下， 碳排放的主导驱动力存在明显差异， 依次为： 碳密集型技术进步驱动、 经济增长驱动、 碳减排技术进步驱动、 碳减排技术进步将占绝对主导。并指出： 碳排放三个倒U型曲线演变规律意味着应对气候变化不能脱离基本发展阶段， 必须循序渐进地加以推进。由于发展阶段不同、 起点和基础不同， 发达国家应以人均和总量减排指标为重点， 而发展中国家包括中国的减排行动则应以提高碳生产率或降低碳排放强度为目标导向。提出中国可通过调整经济结构； 大力发展低碳能源或可再生能源， 优化能源结构；加大技术创新力度； 加强国际合作， 积极争取发达国家的技术转让和资金支持等途径来减缓碳排放增长态势。［19］除了上述文献在研究影响中国碳排放的因素之后， 提出的针对性碳减排对策， 学者们又从以下几方面提出了一些碳减排的途径。

魏涛远、 格罗姆斯洛德（2002）研究发现： 征收碳税将使中国经济状况恶化， 但CO2的排放量将有所下降。从长远看， 征收碳税的负面影响将会不断弱化。［20］高鹏飞、 陈文颖（2002）研究也得出： 征收碳税将会导致较大的国内生产总值损失。［21］不过， 王金南、 严刚、 姜克隽等（2009）认为征收碳税是积极应对气候变化和促进节能减排的有效政策工具。征收低税率的国家碳税是一种可行的选择， 低税率的碳税方案对中国的经济影响极为有限， 但对减缓CO2排放增长具有明显的刺激效果。［22］周小川（2007）指出金融系统应始终高度重视节能减排的金融服务工作， 要从强化金融机构在环保和节能减排方面的社会责任意识和风险防范意识、 建立有效的信息机制、 对与环境承载能力相适应的生产能力配置给予市场和政策方面的支持、 理顺价格发挥市场基础作用等角度入手， 运用金融市场鼓励和引导产业结构优化升级和经济增长方式的转变。［23］梁猛（2009）提出通过转变资金的使用方式， 将直接投资于节能减排项目的资金转变为项目的坏账准备；完善配套的运行机制、 建立二级市场； 发挥保理工具在节能减排融资方面的独特作用等途径来加强金融对节能减排的支持力度。［24］彭江波、 郭琪（2010）认为金融具有的资金、 市场、 信用等禀赋优势可以通过引导社会资金流向、 创造金融工具完善风险管理机制、 创造流转交易市场、 改变微观主体资信等级等途径支持节能减排市场化工具的创新与应用， 从而助推节能减排产业的发展。［25］潘家华、 郑艳（2008）认为减排可以通过以下途径实现： 可再生能源的开发及利用； 充分利用各种市场机制： 进一步拓展CDM的范围和规模， 发挥其在引进国外资金、 技术方面的积极作用； 通过设立一种作为个人消费性排放标准的碳预算， 对于超过标准的碳排放征收累进的碳税， 对于低于碳预算的消费者进行适当补贴， 从而约束奢侈浪费性碳排放；在积极自主研发的同时， 也可以尽可能地利用发达国家成本较低、 更具适用性的一些成熟技术推动减排。［26］陈晓进（2006）提出： 在近期， 通过节能降耗， 尤其是大幅降低建筑能耗和提高工业用能的效率， 能有效地减少CO2排放； 在中期， 发展和利用CO2捕集和封存技术， 是我国减排温室气体的最佳途径之一； 在远期， 调整能源结构， 用低碳燃料或者无碳能源替代煤炭， 是减少我国温室气体排放的最终途经。［27］（二）碳减排与中国能源结构、 产业结构和工业增长

林伯强、 蒋竺均（2009）利用传统的环境库兹涅茨模型模拟得出， 中国CO2库兹涅茨曲线的理论拐点对应的人均收入是37170元， 即2020年。但实证预测表明， 拐点到2040年还没有出现， 分析了影响中国人均CO2排放的主要因素后发现， 除了人均收入外， 能源强度， 产业结构和能源消费结构都对CO2排放有显著影响， 特别是工业能源强度。提出降低中国CO2排放增长的关键是， 通过提高能源效率来降低能源强度， 建立透明的价格形成机制， 引导能源的合理消费和提高效率。［28］林伯强、 姚昕和刘希颖（2010）从供给和需求双侧管理来满足能源需求的角度， 将CO2排放作为满足能源需求的一个约束。通过模型得到反映节能和碳排放约束下的最优能源结构， 并通过CGE模型对能源结构变化的宏观经济影响进行了研究， 研究表明： 中国的经济发展阶段、 城市化进程以及煤炭的资源和价格优势， 决定了中国目前重工化的产业结构和以煤为主的能源结构。所以， 现阶段通过改变能源结构减排的空间不大， 应该通过提高能源效率等途径来节能减排。［29］张友国（2010）研究得出： 1987年至2007年经济发展方式的变化使中国的GDP碳排放强度下降了66.02%。指出： 大力发展第三产业和扶持高新技术产业、 限制高耗能产业发展的产业政策、 投资政策、 贸易政策等政策措施有利于优化产业结构并降低碳排放强度。建议进一步加大投入， 通过引进、 消化和吸收国际先进技术、 国际合作开发和自主创新等方式提高整个生产部门的能源利用技术。［30］张雷、 黄园淅、 李艳梅等（2010）研究发现： 东部地区的碳排放始终在全国占据着主导地位； 中部地区碳排放在全国的比重表现出稳中有降的态势； 西部地区比重虽较小， 但基本保持着上升趋势。通过分析中国碳排放区域格局变化的原因发现： 产业结构的演进决定着一次能源消费的基本空间格局， 地区产业结构多元化程度越成熟， 其一次能源消费的增速越减缓； 缓慢的一次能源消费结构变化是导致难以降低地区碳排放增长的关键原因。提出： 积极引导第三产业的发展， 加快产业结构的演进速率； 推行现代能源矿种的资源国际化进程， 最大限度地改善地区、 特别是东部沿海地区的一次能源供应结构； 加大对非常规一次能源开发利用的研发力度。［31］陈诗一（2009）把能源消耗和CO2排放作为与传统要素资本和劳动并列的投入要素引入超越对数生产函数来估算中国工业分行业的生产率， 并进行绿色增长核算。研究发现， 改革开发以来中国工业总体上已经实现了以技术驱动为特征的集约型增长方式转变， 能源和资本是技术进步以外主要驱动中国工业增长的源泉， 劳动和排放增长贡献较低， 甚至为负。指出为了最终实现中国工业的完全可持续发展， 必须进一步提高节能减排技术。［32］陈诗一（2010）设计了一个基于方向性距离函数的动态行为分析模型对中国工业从2009－2049年节能减排的损失和收益进行了模拟， 认为“工业总产值年均增长6%， 通过均匀降低二氧化碳排放的年均增长率， 使得二氧化碳排放在2039年达到最高峰， 其后继续均匀减排至2049年的－1%的减排率”是通向中国未来双赢发展的最优节能减排路径。在此路径下， 节能减排尽管在初期会造成一定的损失， 但从长期来看， 不仅会实现提高环境质量的既定目标， 而且能够同时提高产出和生产率， 最终实现中国工业未来40年的双赢发展。［33］通过对中国碳减排相关研究的回顾， 我们可以发现：影响中国碳排放的因素很多， 学者们从不同角度提出了针对性的对策建议。这启示我们： 在制定我国碳减排目标时， 需要综合考虑产业结构、 能源结构、 能源利用效率、 技术水平、 发展阶段、 地区发展等具体因素， 从战略高度系统性地实施碳减排行动， 大力发展低碳经济， 努力实现保护气候和可持续发展的双赢。

四、 展望与结语

综上所述， 在文献回顾和梳理的基础上， 结合我国碳减排面临的问题， 我们认为要注重以下几方面的研究： （1）加强定量估算以增强全球碳减排方案科学性和可操作性方面的研究； （2）以人民币为碳交易结算货币， 争取碳定价权和推进人民币国际化进程方面的研究； （3）碳减排的市场机制和政策效应方面的研究； （4）碳减排与碳政治的关系研究。

何建坤、 陈文颖、 滕飞等（2009）为我国当前碳减排行动指明了方向， 即要统筹国内国际两个大局， 在对外要努力争取合理排放空间的同时， 对内要把应对气候变化、 减缓碳排放作为国家的一项重要战略， 统一认识， 提前部署。推进技术创新， 发展低碳能源技术， 提高能源效率， 优化能源结构， 转变经济发展方式和社会消费方式， 走低碳发展的道路， 是我国协调经济发展和保护气候之间的根本途径。［34］

参考文献：

［1］ 曾静静， 曲建升， 张志强.国际温室气体减排情景方案比较分析［J］.地球科学进展， 2009， （4）： 436-443.

［2］ IPCC.Summary for Policymakers-Emission Scenarios ［R］.Cambridge： Cambridge University Press， 2007.

［3］ UNDP.Human Development Report 2007/2008―Fighting Climate Change： Human Solidarity in A Divided World ［R］.New York： Palgrave Macmillan， 2007.

［4］ OECD.Environmental Outlook to 2030［M］.Paris： OECD Publishing， 2008.

［5］ Aubrey Meyer.GCI Briefing： Contraction & Convergence［N］.Engineering Sustainability， 2004 - 01 - 12.

［6］ Nicholas Stern.Key Elements of a Global Deal on Climate Change［R］. The London School of Economics and Political Science（LSE）， 2008.

［7］ Bent Srensen.Pathways to climate stabilization［J］.Energy Policy， 2008， （9）： 3505-3509.

［8］ John Browne， Nick Butler1.We Need an International Carbon Fund ［N］.Financial Times， 2007 - 05 - 04.

［9］ 丁仲礼， 段晓男， 葛全胜， 等.国际温室气体减排方案评估及中国长期排放权讨论［J］.中国科学（D辑： 地球科学）， 2009a， （12）： 1659-1671.

［10］ 潘家华， 陈迎.碳预算方案： 一个公平、 可持续的国际气候制度框架［J］.中国社会科学， 2009， （5）： 83-98.

［11］ 吴静， 王铮.全球减排： 方案剖析与关键问题［J］.中国科学院院刊， 2009， （5）： 475-485.

［12］ 黄卫平， 宋晓恒.应对气候变化挑战的全球合作框架思考［J］.经济理论与经济管理， 2010， （1）： 12-18.

［13］ 国务院发展研究中心课题组.全球温室气体减排： 理论框架和解决方案［J］.经济研究， 2009， （3）： 4-13.

［14］ 陈文颖， 吴宗鑫， 何建坤.全球未来碳排放权“两个趋同”的分配方法［J］.清华大学学报（自然科学版）， 2005， （6）： 850-853.

［15］ 丁仲礼， 段晓男， 葛全胜， 等.2050年大气CO2浓度控制：各国排放权计算［J］.中国科学（D辑： 地球科学）， 2009b， （8）： 1009-1027.

［16］ 樊刚， 苏铭， 曹静.最终消费与碳减排责任的经济学分析［J］.经济研究， 2010， （1）： 4-14.

［17］ 王锋， 吴丽华， 杨超.中国经济发展中碳排放增长的驱动因素研究［J］.经济研究， 2010， （2）： 123-136.

［18］ 王群伟， 周鹏， 周德群.我国二氧化碳排放绩效的动态变化、 区域差异及影响因素［J］.中国工业经济， 2010， （1）： 45-54.

［19］ 陈劭锋， 刘扬， 邹秀萍， 等.二氧化碳排放演变驱动力的理论与实证研究［J］.科学管理研究， 2010， （1）： 43-48.

［20］ 魏涛远， 格罗姆斯洛德.征收碳税对中国经济与温室气体排放的影响［J］.世界经济与政治， 2002， （8）： 47-49.

［21］ 高鹏飞， 陈文颖.碳税与碳排放［J］.清华大学学报（自然科学版）， 2002， （10）： 1335-1338.

［22］ 王金南， 严刚， 姜克隽， 等.应对气候变化的中国碳税政策研究［J］.中国环境科学， 2009， （1）： 101-105.

［23］ 周小川.利用金融市场支持节能减排工作［J］.绿叶， 2007， （7）： 10-11.

［24］ 梁猛.节能减排的金融支持之道［J］.中国金融， 2009， （16）： 38-39.

［25］ 彭江波， 郭琪.金融促进节能减排市场化工具运行的机制研究［J］.经济学动态， 2010， （3）： 63-67.

［26］ 潘家华， 郑艳.温室气体减排途径及其社会经济含义［J］.环境保护， 2008， （9）： 18-22.

［27］ 陈晓进.国外二氧化碳减排研究及对我国的启示［J］.国际技术经济研究， 2006， （3）： 21-25.

［28］ 林伯强， 蒋竺均.中国二氧化碳的环境库兹涅茨曲线预测及影响因素分析［J］.管理世界， 2009， （4）： 27-36.

［29］ 林伯强， 姚昕， 刘希颖.节能和碳排放约束下的中国能源结构战略调整［J］.中国社会科学， 2010， （1）： 58-71.

［30］ 张友国.经济发展方式变化对中国碳排放强度的影响［J］.经济研究， 2010， （4）： 120-133.

［31］ 张雷， 黄园淅， 李艳梅， 等.中国碳排放区域格局变化与减排途径分析［J］.资源科学， 2010， （2）： 211-217.

［32］ 陈诗一.能源消耗、 二氧化碳排放与中国工业的可持续发展［J］.经济研究， 2009， （4）： 41-55.

［33］ 陈诗一.节能减排与中国工业的双赢发展： 2009－2049［J］.经济研究， 2010， （3）： 129-143.

［34］ 何建坤， 陈文颖， 滕飞， 等.全球长期减排目标与碳排放权分配原则［J］.气候变化研究进展， 2009， （11）： 362-368.

Review and Forecast of Carbon Emission Reduction

BIAN Jia-tao, YU Shan-ping

（School of Economics and Management, Southeast University, Nanjing 211189, Jiangsu, China）

篇2

关键词：减排审计;煤炭企业;问题研究

中图分类号：F239.0 文献识别码：A 文章编号：1001-828X（2016）027-000-01

煤炭企业碳减排审计是加强科学管理煤炭企业的能源寻求能源节约的一种有效手段，通过对碳减排审计的深入研究以及广泛开展，建立和完善以节能为前提的长效发展机制，不仅可以提升能源使用效率还可以对生态环境的质量进行改善。对煤炭企业的节能减排审计对于全力推进国家和地区的可持续发展具有非常重要的现实意义。

一、碳减排审计的概念

碳减排审计是从审计学视角管理碳排放的一种新思路和新方法，碳减排审计的主体，根据国家相关法律体系规定，运用审计方式对相关在生产经营、消费生活过程中消耗含碳元素的自然资源的企业，对其因碳排放所造成的自然影响进行独立、客观、公正的审验鉴证，并从经济的角度出具审计报告的一种监督和控制行为。

二、煤炭公司碳减排审计问题分析

煤炭企业的碳减排审计存在着诸多的问题，这些问题不仅会影响企业以后的碳排放水平还会直接影响环境。目前，煤炭企业在碳减排审计中存在的额问题主要由以下几点。

1.煤炭公司碳减排审计主体专业能力不足

在煤炭企业减排审计相关的职能人员中，不管是内部审计人员还是外部审计人员，对于专业财务理论比较充分，但是对于相关节能环保方面的技术能力还有所缺乏，专业技能力方面的欠缺会直接影响到碳减排审计的审计结果。因此，审计结果能否保证碳减排审计的客观公正，能否树立其审计的权威性将构成直接的影响。

2.煤炭企业碳减排审计内容的局限性

碳减排审计数据取得的过程中，有些数据不易查找，使得审计工作很难进行。比如，对碳减排的审计首先应对生态环境的影响进行检测评估，并将其转化为计量统计的数据，以便公司确定自身的环境方针，降低对生态环境的不利影响。但是，煤炭企业行业的特点使得低碳减排的审计信息数据核算因为层次多任务重的原因，可能存在准确度不高的特性。

3.煤炭公司碳减排审计评价标准不具体

目前针对煤炭企业节能减排审计国际上有两大标准体系：国际审计与鉴证准则委员会（ISSAB）2003年的国际保证标准约定《适用于非财务审计的国际鉴证业务准则》（ISAE3000）和由社会和伦理责任协会（ISEA）2008年的AA1000审验标准（AA1000AS）。但是大多数煤炭公司并没有应用以上的两大标准系统，原因在于，我国相关机构制定实施的评价标准在一些环节和细节的界定上却存在明显不同。

4.煤炭公司碳减排审计程序不规范

根据碳减排审计的核心目标方向，审计程序必须具备以下几个层面：

第一步是根据监督目标和重点确定实施方案并报上级主管机构审批;第二步是审批之后，审计受托方和委托方要签订碳减排审计监督委托书;第三步是审计实施，即审计人员必须进行全面的实地检测评估并进行必要的指标分析;第四步编写审计报告，并进行定期或者不定期回访，以保证审计结果的科学应用。

但是，不同的煤炭企业审计重点不同，比如有些企业碳排放的风险测试较为重要，因此在进行财务报表审计的同时，还需要考虑环境等多方面的因素，才能设置独特的属于该类煤炭企业的碳减排审计程序。

5.煤炭公司碳减排审计效果不明显

碳减排审计结论得出以后，企业在执行审计结果和审计后续的监督方面力度欠缺，使碳减排工作不能有效的进行，对企业未来的可持续发展和环境的保护都有消极的影响。

三、完善煤炭公司碳减排审计的建议

针对煤炭公司的碳减排审计问题的发现有以下几个方面的建议：

1.提高碳减排审计人员的专业胜任力

从当前来看我国在碳减排审计方面的高端人才是严重短缺的，因此引进具有高素质特点的碳减排审计监督专门人才以及对整个队伍进行素质能力培训可以作为提升审计水平的关键环节。

2.完善碳减排审计中会计数据的记录

加强对碳减排做好环境会计的记录尤为重要，这些会计数据不仅可以在审计的过程中有据可依，通过对具体数据的计算，把心是实现定性到定量的转化，可以更为直接的喂碳减排审计提供前期数据准备工作，使得审计结果更加真实可靠。

3.建立并完善煤炭企业碳减排审计的标准

完善的碳减排审计标准可以保证审计工作的顺利进行，至今为止，我国关于碳减排的审计标准还不完善，导致很多煤炭企业缺少减排审计的实施动力。因此，我们可以根据计算出的排放量、煤炭企业的特点以及排放规律等作为依据来制定标准。

4.规范煤炭公司碳减排的审计程序

碳减排审计的审计程序较为复杂，审计人员应紧紧围绕审计目标以及煤炭企业的自身的特点进行审计程序的设计，同时在进行审计时应当把国家有关节能减排政策的执行情况贯穿到审计方案中。

5.监督碳减排审计结果实施

碳减排审计涵盖了企业执行和落实相关法律法规以及环境保护政策机制是否合理得当以及执行成效的审计。所以，对于碳减排审计的结论，公司领导层应该认真根据审计的结果对各个部门或项目提出针对性的改进措施，并通过内部审计部门对实施结果进行检查或抽查。通过不定期的内部监督，可以更好的改善企业内部监督环境，使碳减排的工作落到实处，该项举措可以促进企业的发展降低温室气体的排放，从而逐渐改善环境。

参考文献：

[1]王樱璇.M煤炭公司碳减排审计问题研究[D].吉林财经大学，2016.

[2]卢相君，刘蒙.基于PSR模式的节能绩效审计标准体系[J].税务与经济，2012，1.

[3]兰玲瑜.企业碳审计问题研究[D].北方工业大学，2016.

篇3

关键词：国际碳减排合作；南北方国家；公平原则

中图分类号：D815.9；F113.3　文献标识码：A　文章编号：0438-0460(2012)01-0109-09

一、引言

在最近几次世界气候会议中，发达国家和发展中国家之间的立场存在很大的分歧。美国、欧盟、日本等发达经济体认为中国、印度等主要发展中国家已经成为碳排放大国，因此应该承担减排义务，否则全球减排无法取得成功。而发展中国家则认为发达国家对气候变化负有历史和现实责任且减排能力较强，因此发达国家应该率先减排，并向发展中国家提供减排资金和技术援助。由此可见，南北方国家立场冲突的关键在于如何看待减排的公平性问题。发展中国家强调减排合作的公平性原则，而发达国家则强调减排成本和效率，有意淡化、忽视发展中国家提出的公平性诉求。分歧背后实际上是两大阵营之间的利益冲突：发展中国家的公平性诉求与其当前经济发展需要相吻合，并且在道德上站得住脚，发达国家的抵制则是因为公平性意味着发达国家需要承担大部分的减排成本，有损其经济利益。南北方国家在减排合作中的这种立场冲突导致国际气候谈判步履艰难、屡陷僵局。2009年哥本哈根世界气候变化大会的目标是商讨《京都议定书》一期承诺到期后的后续方案，并就未来应对气候变化的全球行动签署新的协议，但由于各国家阵营之间的立场分歧，会议最终只是达成没有法律约束力的《哥本哈根协议》。2010年坎昆气候大会上，各方意见分歧仍然很大，会议最终也未取得突破性进展。

与水污染、土壤污染等区域性环境问题不同，碳排放对气候的影响是全球性的。不管碳排放产生于哪个国家，都会产生相同的环境效应。因此，如果只有部分国家参与减排，势必会存在较严重的“搭便车”(free tiding)现象，将很难解决气候变化问题。因为非减排国家增加的碳排放量可能超过减排国家的减排量，从而使全球碳排放总量仍然继续上升。而且这种不对称的减排政策还会通过碳密集型产品的国际贸易、能源密集型产业的国际转移和化石能源价格波动导致“碳泄漏”(carbon leakage)问题，进一步削弱减排的有效性(IPCC，2007)。因此，解决气候变化问题需要发达国家和发展中国家进行密切合作，共同行动。但是，南北方国家积极合作并不意味着它们相同地分配减排责任，而应该充分考虑碳减排合作的公平性问题。因为南北方国家在气候变化的历史和现实责任、经济发展阶段、减排能力等方面存在巨大差异，若不充分考虑南方国家的公平性诉求，很难让其积极参与国际减排合作。但反过来，过于严苛和缺乏灵活性的减排公平性原则也容易遭到发达国家反对，导致合作的失败。因此，全球碳减排目标的实现有赖于南北方国家公平性立场的进一步协调和相应减排合作框架的合理设计。

二、国际碳减排合作的公平维度

(一)历史排放与代际公平

当前的气候变化源于历史上人类排放的温室气体在大气中不断地累积，而工业革命以来发达国家的生产消费活动是温室气体历史排放的主要来源。Grabler和Fujii(1991)研究表明，自1800年以来大气累积的二氧化碳中，有85.9％来自发达国家的生产消费活动。

基于以上事实，大部分发展中国家和众多学者都认为，发达国家必须为其历史排放负责，承担主要的减排责任。例如，学者Shue(1999)指出，发达国家的工业生产活动以及相伴随的生活方式对地球气候造成了破坏，让所有国家都承担了这种环境成本，但是发达国家却是其收益的主要获得者。根据公平原则，发达国家应该充分地承担气候变化的责任以纠正发达国家和发展中国家之间在收益分配上的失衡。Neumayer(2000)则认为，“污染者付费”原则要求发达国家承担历史排放责任，以确保让污染者而不是污染的受害者付费。该学者还认为，每个人不管生于何时何地，都应该平等地享有全球气候资源，忽视历史排放责任等于优待发达国家过往排放者而歧视发展中国家当前和未来的排放者。此外，还有学者从“跨代搭便车行为”(transgenerational free-riding)的角度指出了当前发达国家承担历史排放责任的合理性(Gosseriers，2004)。发达国家的当代人从他们祖辈的历史排放中获得收益，而没有付出相应的成本，发展中国家却为此遭受损害，因此发达国家的当代人是“跨代搭便车者”，发展中国家有权向发达国家要求相应的补偿，并无须考虑后者对其祖辈的历史排放有无道德上的责任。

但是，一些学者对历史排放责任的观点提出质疑(例如Traxler，2002；Caney，2005；Posner，2008)。归纳起来，这些质疑的观点包括：第一，历史排放者对温室气体排放的环境效应并不知情。第二，历史排放者已经死亡，追究历史排放只会让没有过错的当代人承担责任，而不是让实际排放者负责。第三，发展中国家也享受了部分工业革命的成果，如更好的医疗和技术等。最后，质疑者认为历史排放原则不具有政治可行性，因为发达国家不太可能接受包含历史排放责任的气候协议。其实，仔细分析一下可知，以上几点质疑并不能成为忽略历史排放责任的充分理由，而只是说明现实中发达国家历史排放责任可能需要作出适当的调整和修正。首先，正如当前普遍的法律原则，对排放后果的“无知”只是说明排放者没有道德上的过错，但不意味着他们不需要为排放造成的损失承担经济责任。第二，即使发达国家的当代人不是实际排放者，但从历史排放中获得诸多收益，这体现在当前他们比发展中国家高得多的生活水平上。第三，虽然发达国家的一些科技、经济成果确实也使发展中国家获益，但发达国家无疑是主要受益者。最后，发达国家对历史排放责任的排斥其实只是反映当前发达国家还不愿意充分考虑发展中国家提出的减排公平性诉求而已。

(二)人均排放与代内公平

与公平原则密切相关的第二个核心问题是，不同国家尤其是发达国家与发展中国家在人均排放上存在巨大差异，造成代内不公平。以2007年为例，美国的人均二氧化碳排放为19.1吨，日本人均为9.9吨，而中国和印度人均排放分别仅为4.95吨和1.43吨。

学者Singer(2002)指出，地球大气对温室气体的吸收与净化能力为全人类共同拥有，不管在哪个国家，每个人都应该拥有相同的排放权。而值得注意的是，在当前必须控制排放总量的情况下，人均排放权平等不但要考虑当代人之间的平等，而且要考虑各代人之间的平等，即必须与历史排放责任相

结合(Neumayer，2000)。因此，如果发达国家的历史排放超出其应得的排放量，则发达国家当代人的人均排放权应该相应减少，或为其超额历史排放付费。由于大部分发展中国家人均排放低，人均排放权原则可能获得发展中国家的广泛支持。Baer(2002)认为，这有助于在全球建立一个大规模、高效的碳排放权交易市场，从而有效降低全球减排成本。

当然，人均排放权公平性的实现也可能存在一些问题。例如，一些学者认为，基于相同人均排放权的气候协议一般会把排放额度分配给各国政府，而考虑到很多国家的政治现实，这很难保证相同人均排放权的最终真正实现(Beckerman and Pasek，1995)。同时，由于资源、技术的原因，一些穷国人均排放也很高，相同人均排放权原则可能加剧其经济困难。此外，根据人均排放权原则进行排放额度分配，一国人口越多往往获得的排放额越大，这可能会激励人口的扩张。不过，通过合理设计排放权分配机制，上述问题是能够避免或减轻的。此外，Posner和Sunstein(2009)指出实行相同人均排放权的政治困难，因为该原则要求高人均排放的发达国家向发展中国家购买排放额度，造成大量的资金转移，这种国际收入分配效应很可能使该原则遭到发达国家的反对。

(三)减排能力与收入差异

各国经济发展水平不同，应对气候变化问题的能力也存在很大的差异。发达国家无论是在资金还是技术上都领先于发展中国家，其率先减排不但较为容易，也比较公平。因此，根据减排能力确定各国减排责任的原则，也即“支付能力”原则(ability to pay principle)也受到很多学者的推崇。不过，大部分学者在讨论减排能力时往往不是考虑各国之间整体减排能力的差异，而是落实到个人减排能力差异。个人收入水映了其减排的支付能力，收入水平越高的个人需要承担的减排责任越大，而低于某一收入水平的个人则无需支付减排成本，这一原则适用于所有国家，因为每个国家都存在穷人和富人(Baer et a1.，2008)。

学者Shue(1993)认为，支付能力原则体现了基本的公平要求，因为贫穷国家碳排放的上升往往是为了满足其基本生活需要，这种排放属于“生存性排放”，而富裕国家的碳排放往往是过度消费带来的“奢侈性排放”。因此，为了维持某些人的奢侈性排放而限制其他人满足其基本需求所需排放的任何做法都是难以容忍的不公平。此外，有意思的是，一些学者如Risse(2008)、Caney(2005)虽然反对历史排放责任，但支持根据“支付能力”原则分配减排责任。他们认为，最可行的减排方案是让那些最有能力这样做的国家对生产进行调整，而“能力”体现在各国的人均财富拥有量上。但他们也指出，让富人承担减排责任的合理性不是因为他们有义务，而是因为他们更容易做到。不过，仅仅注重减排“能力”而忽视“责任”实际上是软化了发达国家的减排约束。因为强调“能力”就把发达国家的减排责任变成一种国际道义行为，就像发达国家对发展中国家的经济援助一样，其结果比强调“责任”更具有灵活性和不确定性，并且可能是有条件的，这从发达国家对发展中国家的经济援助现状可见一斑。

(四)贸易的碳排放转移与消费者责任

在经济全球化的背景下，出口成为中国等众多发展中国家经济发展的重要引擎，但出口产品的生产也成为碳排放的重要来源。例如，中国大约有三分之一的二氧化碳排放产生于出口产品的生产(Weber et a1.，2008)。中国对美国、日本、德国等大部分发达国家同时存在大额的商品贸易顺差和“碳贸易顺差”，即中国出口在国内造成的碳排放高于进口在国外造成的碳排放，因此对外贸易增加了国内碳排放(Pan et a1.，2008)。事实上，这种现象在很多发展中国家都存在。据估算，仅2004年全球贸易中隐含的二氧化碳排放占当年全球总排放的23％，这些碳排放主要源于中国等新兴经济体对发达国家消费者的出口，而大部分发达国家都是碳净进口国，造成发达国家消费而发展中国家污染的问题(Davis and Caldeira，2010)。

因此，国际贸易具有国际碳排放转移效应，这对各国碳排放具有重要的影响。对于大部分发达国家，贸易不但满足其国内日益膨胀的消费需求，而且还把消费所需的资源消耗、碳排放转移至发展中国家。因此，贸易的碳排放转移效应对南北方国家碳减排具有重要的公平含义。学者Rise(2007)认为这种现象体现了南北方国家之间生态上的不平等交换。因此不少学者提出，公平起见，在考虑各国的碳排放时，有必要考虑贸易产生的碳排放转移，让进口国消费者承担部分减排责任(Ferng，2003：Pan et a1.，2008)。在2009年哥本哈根世界气候大会上，我国政府也指出，工业化国家将大量碳排放“外包”给了中国等发展中国家，后者实际上替西方消费者进行着大量碳密集型的生产制造，因此发达国家消费者应该对产品制造过程中产生的碳排放负责。但在当前多边减排框架下，一个国家的碳排放是根据该国的生产活动所产生的碳排放来核算的，因此出口生产导致的碳排放由出口国(生产国)负责，而不是消费国负责，即这种以“生产原则”来测算一国碳排放的做法完全忽视了贸易碳排放转移带来的不公平性。很多学者已经指出，后京都全球减排合作框架有必要改变这种情况，采用“消费原则”或“生产原则”和“消费原则”的某种加权方式来评估一国碳排放和相应的减排责任，从而避免或减轻碳排放转移效应产生的不公平问题(Peters，2008；Munksgaard and Pedersen，2001)。

(五)气候谈判中的程序公平

国际碳减排合作另外一个重要的公平维度是气候谈判的程序公平(procedural justice)问题。程序公平的核心就是要保证气候变化问题的利益相关者能够公平参与碳减排决策制定与规划过程，谈判中各方的利益都能够得以体现(Paavola and Adger，2006)。程序公平对于其他公平维度的实现具有重要的影响。不公平的气候谈判过程很可能使一些国家或团体的利益被忽视，从而产生不公平的气候协议。

虽然程序公平很重要，但现实中很多因素往往导致程序公平难以充分实现。对于气候变化问题，实现程序公平的一个重要障碍就是各个国家和团体之间往往存在很大的“背景性不平等”(back―ground inequality)。例如，贫困国家往往是气候变化的主要受害者；发达国家在应对气候变化上处于优势地位，发展中国家则缺乏资源和能力；发达国家的经济发展水平较高，能源依赖度降低，而发展中国家还需要增加排放来解决贫困问题。这些不平等对各国气候谈判能力、政策空间和执行能力等都具有重要的影响，最终影响程序公平。Albin(2003)形象地指出，由权力非常不平等的各方参与全球公共物品盼谈判，谈判的过程和结果很可能只是各方不平等权力的“镜像”。因此，在气候谈判前，有必要纠正各国源于经济发展水平、谈判能力、人才以及其他资源可获得性等方面的不平等性，同时有必要让更多的非政府组织参与谈判过程。

事实上，为了保证程序公平，《联合国气候变化框架公约》做了很多努力，例如规定缔约方会议只有在不低于三分之二的成员方出席时才能够进行决策，并采取“一个缔约方，一个投票权”原则。公约还为发展中国家参与气候谈判提供援助，帮助其进行能力建设(capacity building)以减少其参与谈判的障碍，并允许一些非政府组织以观察员的身份参与气候会议。尽管如此，现实中南北方国家在参与气候谈判时仍然存在诸多不平等问题。Kandlikar和Sagar(1999)指出，虽然有关气候变化问题的研究进展非常迅速，但是大部分的研究来自于工业国家，研究重点往往集中于工业国家直接相关的问题；相反，发展中国家的研究人员和资金支持则非常缺乏，导致南北方国家在气候问题研究能力上的巨大差距，并反过来影响国际气候政策的制定。实际上，发展中国家在气候问题研究、气候制度谈判等方面能力的缺乏也是其各种公平诉求在气候谈判中经常被忽视的重要原因之一(Sagar and Banuri，1999)。由此可见，程序公平也是发展中国家利益在国际碳减排合作中得以充分体现的重要保证。

三、为何要重视发展中国家的公平性诉求

上述五个公平维度是发展中国家在国际减排合作中提出的主要公平性诉求，但是现实中发达国家对这些诉求往往反应冷淡，认为它们不切实际。很多情况下，发达国家反对以上公平性诉求的理由只是其拖延、逃避应有减排责任的借口而已。因为发达国家非常清楚，满足发展中国家的公平性要求，意味着发达国家要承担大部分减排成本，有损其经济利益。最近发达国家还一直试图利用其他手段向发展中国家施压，设法让发展中国家接受不公平的减排义务。例如，在最近的哥本哈根气候会议和坎昆气候会议等国际谈判中，发达国家总是千方百计模糊“共同但有区别的责任”原则，并且以资金为筹码对发展中国家提出种种限制。另外，美国、欧盟等发达经济体还试图通过“碳关税”等贸易政策对中国、印度等主要发展中国家施压。

当前发达国家可能或已经采取的单边行动提醒我们去思考一个基本的问题：撇开减排公平性问题的考虑，而仅仅通过某些奖惩机制真的能使各国尤其是发展中国家积极合作吗?实际上，已有不少经济学者在不考虑前文阐述的各种公平维度下进行这方面的探索。他们假设各国像理性经济人一样行动，当合作的经济收益大于成本时，合作就会产生。但由于大气具有公共物品性质，减排收益具有非排他性，因此每个国家都存在“搭便车”激励。减排成本越高，搭便车激励越强。Carraro和Moriconi(1997)基于博弈模型的理论分析发现，搭便车激励的存在使得所有国家都参与的减排合作协议几乎不可能存在。

在这种情况下，不少学者认为可以通过某些激励措施来解决搭便车问题(Barrett，1994；Kemfert，2004；Tian and Whalley，2010)。例如，利用配额、关税等惩罚性措施对搭便车者进行制裁，降低搭便车的收益，或者是通过资金、技术转移等“胡萝卜”政策来提高合作的收益，再或者是以上“大棒”和“胡萝卜”政策的组合。这或许也是美国、欧盟等发达经济体试图采用碳关税政策的理论依据。然而即使理论上可能成立，以上奖惩机制的现实可行性也非常值得怀疑。首先，发达国家为了让发展中国家合作而采取的贸易限制措施很可能受到后者的强烈抵制和报复，最终不但未能促进合作，还可能引起贸易战，并且WTO规则也可能对这类贸易措施进行限制。其次，若忽视历史排放等公平性问题，即使采用资金和技术转移等激励措施，其转移力度也会显著低于考虑公平因素的情形，很可能无法有效提高发展中国家的减排能力和补偿其减排成本，最终使发展中国家不能积极合作。所以，任何忽视公平问题的碳减排合作机制都会受到发展中国家的强烈反对，导致国际减排合作的失败。正如Brown(2003)指出的，除非我们对气候变化问题中涉及的伦理、正义、公平等问题进行明确的分析，否则解决该问题的任何方案都不大可能被众多国家所接受。实际上，《联合国气候变化框架公约》和《京都议定书》能被发展中国家广泛支持，就是其“共同而有区别责任”原则充分体现了发展中国家的公平性诉求。当然，当前该原则的具体内涵有必要拓展，除了考虑历史和现实责任、减排能力差异等因素，还要考虑贸易对碳排放的影响。可以预见，后京都国际碳减排合作机制中涉及的公平性问题将更加突出，也将更加复杂。而发达国家充分重视公平因素，对于国际气候谈判取得突破无疑是至关重要的。

四、南北方国家的立场协调问题

为了实现全球减排目标，后京都国际碳减排合作必须找到相应机制来充分协调南北方国家公平性立场，最终使二者都能积极主动地参与碳减排。事实上，近年来国内外的一些学者已经开始提出不同的后京都国际碳减排合作方案，这些方案大都体现了某种公平性要求。Bodansky等(2004)对截至2004年的各种方案进行了归纳和总结。之后，又有学者提出了各种新的方案，其中代表性的方案如“共同但有区别的趋同”方案(Hohne et a1.，2006)、“温室发展权”方案(Baer et aI.，2008)，以及国内学者潘家华、陈迎(2009)提出基于人文发展理念的碳预算方案等。这些方案都考虑了历史排放责任、减排能力以及人均排放差异等因素，因此不同程度上体现了发展中国家的公平性诉求。当然，很难说这些方案能否被各国普遍接受。因为各种不同的减排责任分配方案往往只是反映研究者对于公平性的不同看法，而并非代表被普遍接受的公平标准。

一国之内，相同或相似的法律和道德规范可以使个人和企业对“公平”达成基本的共识。但在国与国之间，各国对公平的看法往往存在差异，并且公平观念常常因国家利益的影响而产生扭曲。在不存在超世界政府和全球道德标准的情况下，对一个国家的道德或法律约束往往很弱甚至是缺失的。在这种情况下，即使发达国家在伦理道德上认同发展中国家提出的公平标准，但如果这种公平诉求将导致其国家利益较大的损失，也意味着这种道德认同在政治上却是不可行的，最终发达国家很可能拒绝接受这种公平性要求。美国不顾国际舆论压力而退出《京都议定书》的做法就是最好的例证。因此，更为现实的问题是：如何设计一个在伦理上被普遍认同且在政治上可行的公平减排方案?正如Muller(1999)所指出的，我们需要寻找的是一个既能够被普遍认为足够公平又可以接受的解决方案。很多学者指出，“正义”(justice)，包括分配正义(distributive justiee)和矫正正义(corrective justice)将在未来气候谈判中发挥重要的作用，因为它们有助于解决气候变化问题中的各种公平性问题(Grasso，2007)。但是学者们同样没有给出一个能够被普遍接受并且具有较强约束力“国际正义”标准。更为重要的是，在存在国家利益的情况下，正义尺度本身也很难解决问题，因为要考虑政治可行性。另外，正义和政治二者是相互影响和制约的，但是对于国际正义与政治如何相互作用，目前还很少进行深入的讨论，而这或许是回答上述问题的关键。

在普遍具有约束力的国际正义缺失的情况下，学者们提出的各种合作方案的可行性最终很大程度上取决于国际气候谈判中各国或国家集团之间的讨价还价过程。而这种讨价还价很可能只是裸的国家利益博弈，并无多少正义可言。当前国际减排合作面临的主要困难正源于此。一方面，发展中国家坚决维护其发展权利，从公平的角度要求发达国家率先减排，承担主要减排责任。而发达国家同样出于国家利益考虑，对发展中国家提出公平诉求反应冷淡，甚至抵制，转而强调发展中国家履行减排义务的必要性，对其提出一些不切实际的减排要求。

在缺乏超政府的情况下，南北方国家在减排问题上的利益冲突短时期内很难解决，但是解决气候变化问题的时间却非常紧迫。因此，成功应对气候变化挑战或许需要南北方都保持一定的灵活性，并作出适当的让步，使减排公平性和政治可行性达到某种平衡。如果双方都不愿作出让步，当前的谈判僵局将很难取得突破，一个有效的、能被广泛参与的国际减排合作机制将难以形成。而多边减排合作失败的结果可能有两种：一是继续拖延时间，最终可能导致我们未能及时、有效地稳定大气温室气体水平而遭受气候变化带来的各种环境灾难，而发展中国家尤其是贫穷国家将首当其冲遭受损失；另一种可能是，一些国家或国家集团另起炉灶，进行区域性减排合作或单边减排。对于后者，由于只有部分国家进行自愿性质的减排，同样很难保证全球减排目标的实现；同时，区域性或单边减排安排有可能导致减排区域或国家对未履行减排义务的国家采取配额或关税等惩罚措施，从而引起国际政治与经济冲突。可见，这两种结果对于人类的可持续发展和国际政治经济环境的稳定都极为不利，应尽量予以避免。

五、结语

国际碳减排合作的一个核心问题是如何公平地分配各国的减排责任。减排公平性涉及到历史排放、人均排放、减排能力、贸易的碳排放转移、气候谈判程序等诸多的方面，充分考虑这些公平性问题是使发展中国家积极参与国际减排合作的关键。因为忽视公平性意味着牺牲发展中国家的经济发展空间，这是发展中国家难以接受的。反过来，严苛而缺乏灵活性的公平要求往往意味着发达国家必须让渡较大的国家利益，从而遭致发达国家的抵制。所以，后京都的国际碳减排合作成功的关键就是充分协调南北方国家在减排公平性上的立场。近年来，国内外很多学者一直致力于这种协调问题的研究，并提出各种后京都时代国际碳减排合作方案，这些研究对于促进南北立场协调具有重要的作用。

笔者认为，当前亟待进一步深入研究的问题包括以下几个方面：

首先，在公平性讨论中，各种不同的公平维度之间如何建立联系并融入具体的减排合作方案还有待进一步深入探索。目前已有研究主要强调发达国家的历史排放责任和不公平的人均排放，而近年来国际贸易产生的碳排放转移对减排公平性的影响也日益凸显。如何综合考虑这些公平维度，并形成合理、清晰、可操作的国际碳减排责任分配方案，是一个值得研究的重大课题。

篇4

关键词 LMDI模型；碳排放；一次能源；能源强度

中图分类号 F205 文献标识码 A

A Decomposition Model and Reduction

Approaches for Carbon Dioxide Emissions in China

LIU Yiwen1，HU Zongyi1，DAI Yu2

（1.College of Finance and Statistics，Hunan University，Changsha，Hunan 410079，China；

2.School of Arts and law， Changsha University of Technology， Changsha， Hunan 410076，China）

Abstract Energy consumption and carbon emissions has become a major strategic issues affecting the development of human society global and global political and economic pattern. China is the largest developing country in the world，is facing severe energy challenges. Energy conservation and significant improvement in energy efficiency are our response to the challenges of energy and climate change is an extremely important and effective way.This paper comprehensively studied the effects of the energy structure， energy intensity， energy efficiency and economic growth on carbon emissions. Based on factors decomposition model， the LMDI decomposition method was applied to research CO2 emissions and carbon intensity changes due to primary energy use in China. The research found that the increase in carbon dioxide emissions was mainly caused by economic growth and population expansion. On this basis， we proposed some policy recommendations to reduce carbon emission.

Keywords LMDI model； carbon emissions； primary energy； energy intensity

1 问题的提出及文献综述

近一个世纪，特别是最近30年以来，极端气候的频繁出现和温室气体的大量排放引起了世界各国政府、社会和学术界的广泛关注.我国作为世界上人口最多的国家，伴随着我国改革开放的不断深入和经济的持续发展，我国的二氧化碳排放量已经于2003年超过欧洲并于2007年超过美国成为目前全球最大的二氧化碳排放国.1997年到2010年期间，欧盟的二氧化碳排放量从42.99亿吨减少到41.43亿吨，美国的二氧化碳排放量略有增长，从60.81亿吨增长到61.45亿吨，增长1.05%，几乎可以忽略不计.然而，在同一期间，我国的二氧化碳排放量却从33.84亿吨增长到83.33亿吨，增长146.25%，并成为全球最大的二氧化碳排放国，特别是在2002年以后，二氧化碳排放量增长速度明显加快，对环境造成极大影响的同时也制约了我国的经济发展（胡宗义等，2012）[1].在未来相当长的时间内，我国将面临碳减排和经济发展的双重压力.因此，如何有效地降低碳排放是我国面临的现实问题，而探求我国碳排放增长的驱动因素则是解决这一问题的关键.近些年来，我国学者和政策制定者已经开始关注此问题，并试图寻找我国二氧化碳排放和能源消耗增长背后的驱动力[2-4].

自20世纪70年代以来，碳排放或者能源消费的因素分解研究就成为国际能源问题研究的热点问题.其中，指标分解分析方法也被国际上能源与环境问题的政策制定所广泛接受.20世纪70年代末期，指数分解分析方法首次被引入用于研究能源消耗的结构变化问题研究.在20世纪80年代，Laspeyres指数的分解方法得到广泛应用，到了20世纪90年代，Divisia指数的分解方法则受到能源研究学者的追捧，逐渐成为应用最广泛的指数分解方法.Ang（1994，2004）通过对当时指数分解分析方法的比较研究，指出Divisia指数分解分析方法是最有效的方法[5-6]，2005年Ang（2005）又进一步给出了应用Divisia指数（LMDI）对能源问题进行分解分析的应用指导[7]，此后，LMDI（指数分解分析方法的一种）成为最受欢迎的指数分解分析模型，为广大能源问题研究学者所使用，如Hatzigeorgiou等（2008）[8]， Zhang（2003）[9]， Fisher-Vanden等（2004）[10]，Ma和Stern （2008）[11]， Acho和Schaeffer（2009）[12]， Zhang等（2011）[13]， Zhao等（2012）[14].其中一些研究是针对特定部门的分解，如Acho和Schaeffer、Zhang等、Zhao等；更多的则是针对整个宏观经济进行分解的.

而，虽然指数分解分析方法已经被广泛应用，但是这种方法还存在一定的问题和局限性.首先，指数分解分析方法是基于GDP（国内生产总值）计算的，而GDP为最终产出，不包括中间产出，能源消耗或二氧化碳排放是由总产出发生的，这里总产出为中间产出与最终产出之和，所以原来的用能源消耗与GDP的比值来计算能源强度的方式是不准确的.其次，指数分解分析方法不能用来分析投入产出表右侧最终需求方面的结构问题，这一问题对能源消耗或二氧化碳的排放都是显著影响.第三，在指数分解分析方法中，能源强度作用（或被称为效率作用、技术变化作用）实际上是在分解过程中不能被结构作用所解释的残值，由于还存在其他作用对能源效率产生影响，因此直接将结构作用的残值看作技术变化的作用是不准备的.相对于指数分解方法，结构分解方法引入投入产出理论，可以从经济总量和产业结构两个方向进行更为深入的分析.因此，结构分解方法更适用于分析整个国民经济的能源消费问题和二氧化碳排放问题.近几年来，由于结构分解方法在分解全民经济方面的优势，已经开始被一些学者用于分析能源效率和二氧化碳排放问题.Wood（2009）应用结构分解分析方法将澳大利亚1976～2005期间的温室气体排放量变化分解为以下10个驱动因素，分别是：产业效率、前向关联、产业结构、后向关联、最终需求结构、最终需求目标、收入水平、人口规模、出口结构和出口量.该研究表明，产业效率、最终需求结构、最终需求目标和出口结构等因素对温室气体排放量的增长起到抑制作用，而其他因素则起到了促进了温室气体的排放[15].Wachsmann等（2009）应用结构分解分析方法将巴西1970～1996期间的能源消耗量变化分解为8个驱动因素，分别是：能源强度、投入结构、产品结构、最终需求、收入水平、工业能源使用人口数、民用人均能耗和民用能源使用人口数.该研究表明：投入结构、产品结构、收入水平和能源使用人口数对巴西的能源消耗增长起到促进作用，其中收入水平和工业能源使用人口数这两个因素对能源消耗增长影响效果显著，达到了85.1%；而其他因素则对能源消耗增长起到了抑制作用[16].Lim等（2009）针对韩国1990～2003年期间的二氧化碳排放量变化情况进行了分解分析，将该期间韩国二氧化碳排放量变化分解为以下8个因素，包括：碳排放强度、能源强度、经济增长、最终需求、出口、最终产品进口、中间产品进口和生产技术，结果表明：能源强度、经济增长和出口三个因素对二氧化碳排放量增长起到促进作用，而其他5个因素则起到相反作用.在诸多因素中，经济增长对二氧化碳排放增长起到的作用最为明显[17].Cellura等（2012）[18]对意大利1999～2006年期间民用部门的二氧化碳排放量变化进行了结构分解分析，为了保证结果准备，作者分别使用Sun（1998）[19]提出的完全分解模型和Dietzenbacher和Los（1998）[20]提出的两极分解模型将意大利该阶段二氧化碳排放量变化分解为碳排放强度、里昂惕夫效用和最终需求三个驱动因素，结果表明：使用两种方法获得的分解结果比较接近，最终需求和列昂惕夫效用对二氧化碳排放起到促进作用，其中最终需求的作用最为显著，而碳排放强度的作用则是减少二氧化碳的排放.

近几年来也有学者开始应用结构分解模型来研究中国的能源消耗和二氧化碳排放问题.Zhang（2009）首先应用结构分解模型对中国1992-2006年期间的二氧化碳排放强度的变化情况分解为碳排放系数、能源结构、能源强度、投入结构、产品结构和分配结构6个驱动因素.研究表明：该期间二氧化碳排放强度有了明显的下降，下降由能源结构、能源强度、投入结构和产品结构的变化产生，其中以能源强度的影响最为明显，而其他两个因素则减缓了二氧化碳排放强度的下降[21].需要说明的是，该研究应用的数据为2002年以前，而2003年至2006年的数据为作者估计所得，并非官方数据，因此，其准确性值得商榷.Zhang（2010）的另一个研究是从供给的角度研究中国二氧化碳排放问题，应用了高斯投入产出模型和Dietzenbacher和Los提出的结构分解模型，Zhang将中国的二氧化碳排放量变化分解为经济活动、经济结构、需求分配结构和碳排放系数4个驱动因素，并指出经济活动和经济结构因素促进了中国二氧化碳排放量的增长[22].Peng和Shi（2011）研究了1992-2005年期间中国二氧化碳排放问题，并应用结构分解分析方法将二氧化碳排放量变化分解为排放强度、技术、最终需求和贸易4个驱动因素，并指出最终需求和技术变化推动了该时期中国的二氧化碳排放量增长，排放强度则减缓了二氧化碳的排放，贸易因素的影响不显著[23，24].Xia等（2012）应用两极分解模型的乘法形式对中国1987-2005年期间的能源强度进行了结构分解，在他们的研究中，能源强度被分解为能源投入系数、里昂惕夫系数、最终需求的产品结构、最终需求类型和最终能源消耗5个驱动因素.研究表明，中国能源强度在1987-2002年期间保持下降，原因在于某些产品的能源投入组合得到优化；而出人意料的是2002-2005期间中国能源强度有所上涨，主要是由于技术变化所造成的，具体到该研究中为里昂惕夫逆矩阵变化所导致的.但是该研究对这一变化并没有进行更为深入的分析[25].

本文在前人研究的基础上，结合有关碳排放量的计算方法，综合考量了能源结构、能源强度、能源效率及经济增长等4个因素对碳排放的影响，基于因素分解模型，应用对数平均权重的Divisia分解法（LMDI模型）分析中国2000～2009年一次能源利用的CO2排放及碳排放强度的变化，力求比较全面地反映各影响因素的作用机理并量化其贡献率，在此基础上提出优化我国节能减排政策的建议.

2 研究方法与数据说明

2.1 LMDI模型的构建

指标分解分析方法实质上就是将碳排放的计算公式表示为几个因素指标的乘积，并根据不同的确定权重的方法进行分解，以确定各个指标的增量分额.各种因素分解法对年度时间序列数据进行分析，一般使用扩展的Kaya恒等式（Kaya identity）形式（Kaya， 1990），将影响因素分解为规模、结构和技术三类.通行的分解方法主要有两种，一种是指数分解方法IDA（Index Decomposition Analysis），另一种是结构分解方法SDA（Structural Decomposition Analysis）.SDA 法与IDA 法最大的区别在于前者基于投入产出表，以消费系数矩阵为基础，可对各影响因素如产业部门最终需求、国际贸易等进行较为细致的分析，但对数据要求较高；而后者则只需使用部门加总数据，特别适合分解含有较少因素的、包含时间序列数据的模型，在环境经济研究中得到广泛使用.Hoekstra等（2003）对SDA 法与IDA 法在使用条件与使用方法上进行了比较，他们认为，相比于IDA，SDA 对数据有着更高的要求，这是其主要劣势；但SDA 的主要优势在于可凭借投入产出模型全面分析各种直接或间接的影响因素，特别是一部门需求变动给其他部门带来的间接影响，而这是IDA 法所不具备的.国内外大量研究实践表明，不论是理论背景、实用性、可操作性还是结果表达，对数平均权重的Divisia分解法（LMDI模型）都是一种极好的研究二氧化碳排放影响因素的方法.本文利用对数平均Divisia指数因素分解法（LMDI模型），将碳排放因素分解为能源结构、能源强度、能源效率及经济增长等4个因素来分解一次能源的人均碳排放量.其中，经济的增长受到资源、技术与体制的约束.

2.2 数据来源

能源消费的碳排放量包括化石能源终端消费碳排放与二次能源消费碳排放两部分.由于热力、电力等二次能源消费的碳排放均来自于其生产过程中化石能源的能量损失与能源转换，因此，能源消费碳排放总量即为各类化石能源的终端消费、二次能源转换化石能源及其能源损失所产生的碳排放量.一次能源包括煤炭、石油、天然气和水电，由于水电占的份额相对较小，而且没有二氧化碳排放，因此，本文中的一次能源包括煤炭、石油、天然气和水电、核电、其他能发电，将水电、核电、其他能发电归为一类，称为水核电.

碳排放计算中各类能源的碳排放系数采用国家发改委能源研究所采纳的碳排放系数，即原煤的碳排放系数为0.755 9，原油的碳排放系数为0.585 7，天然气的碳排放系数0.448 3，水核电的碳排放系数为0.能源实物量数据的标准量折算采用《中国能源统计年鉴2010》中的“一次能源生产量和构成”“国民经济和能源经济主要指标”和“综合能源平衡表”.并且，选定的数据按2000年不变价格折算.

从供应角度进行核算能源消费总量，能源消费总量=一次能源产量+回收能+（进口量-出口量）+（期初库存量-期末库存量）=一次能源产量+回收能+净进口量+库存减少量.

采用“物料衡算法”和“经验计算法”计算能源的碳排放量：

其中，E（CO2）表示能源消费导致的二氧化碳排放量，Ei表示第i种能源的碳排放量，Qi表示第i种能源的消费量，ri表示第i种能源的碳排放系数.

3 实证分析

通过利用LMDI模型，实证分析了2000-2009年中国一次能源利用的二氧化碳排放及碳排放强度变化情况.

从计算结果来看，2000～2009年我国能源消费碳排放总体呈增长趋势.从LMDI分解后的各影响因素结果来看，经济增长、能源结构和人口规模对碳排放的增加表现出正效应，而能源效率表现为负效应.从图1的各分解因素对碳排放的贡献率情况可知，经济增长对我国该阶段的能源消费碳排放贡献率最大，达到139.6182%，人口规模的贡献率为6.791%，能源结构的贡献率为0.355 4%，能源效率的贡献率为-46.388%.

可以看出：经济增长是我国该阶段碳排放增长的主导因素.具体来看，1999～2009年，我国GDP由1999年的107159.78亿元增长到2009年的284844.8亿元，增长了1.658倍，同期二氧化碳排放量增长了1.6倍，与经济规模几乎是同步增长.经济规模扩大引起的二氧化碳排放量得变化量呈现上升趋势.

能源结构的变化对碳排放增长表现为微弱负效应，说明我国的能源结构优化初见成效.2000年-2009年我国能源结构没有发生明显变化（见表2），因此能源结构的变化因素对二氧化碳减排的贡献较小.

人口规模对我国该阶段碳排放的增长也具有显著的影响.作为世界上人口最多的国家，人口绝对数量、劳动力人口的生产生活方式对我国该阶段碳排放总量的影响十分显著.特别是，21世纪以来，我国城乡居民生活水平大幅提高，对能源需求的数量和质量均有了更多或更高的要求，我国居民生产生活用能导致了二氧化碳排放持续快速增长[26].

能源效率变化对我国该阶段碳排放的的贡献率表现出明显的负效应.尽管我国节能减排工作取得了很大成绩，但是从总体上看，目前能源效率仍然较低，能源效率绝对值与先进国家之间还存在一定的差距.无论是体现在能源开采、加工转换、储运和终端利用过程中.

4 政策建议

为了解释中国近年来二氧化碳排放量快速增长的问题，本节应用LMDI分解分析方法中的因素分解方法来寻找2000～2009年期间的二氧化碳排放量增长的原因.本文将二氧化碳排放量变化分解为4个驱动因素，分别是：能源结构、能源强度、能源效率及经济增长等.本文研究表明：经济增长是我国碳排放增长的主导因素.但是作为发展中国家，经济增长是我国国民生存与发展的必要前提，所以，试图通过限制经济增长来约束碳排放量的增长是不切实际的.因此，减缓CO2排放增长应通过降低能源强度、降低能源消费结构中高碳能源比例、增加低碳能源消费，以及控制人口数量来实现.

“十二五”期间明确提出把大幅降低单位国内生产总值排放作为约束性指标，并加强积极应对全球气候变化、有效控制温室气体排放，统筹国内合理控制能源消费总量、提高能源利用效率、调整能源消费结构、提高森林覆盖率等相关工作，这是体现长远利益和人民意愿的国家战略意图，也是进一步明确并强化了地方政府控制温室气体排放责任的指标.同时，通过与国际间的对比发现，我国未来节能减排的潜力还十分巨大，而且中国在世界经济格局中的地位也越来越重要，从内部可持续发展的需要和国际外部压力来看，我国都应以更积极的姿态应对全球温室气体排放问题，采取更有效的措施控制和减少CO2排放，切实转变经济增长方式.但由于本文碳排放计算公式、分解方法以及数据来源等的不完善性，对一些隐含因素还不能做出完好的解释，仍需要相关研究者做进一步的探讨和研究.

参考文献

[1] 胡宗义，刘亦文，黄多.能源消费、碳排放与经济增长的统计分析[J].湖湘论坛，2012（4）： 80-85.

[2] 宋德勇， 卢忠宝. 中国碳排放因素分解及其影响因素研究[J]. 中国人口・资源与环境， 2009， 19（3）： 18-24.

[3] 郭朝先. 中国碳排放因素分解：基于LMDI分解技术[J]. 中国人口・资源与环境， 2010， 20（12）： 4-9.

[4] 尚红云， 蒋萍. 中国能源消耗变动影响因素的结构分解[J]. 资源科学， 2009， 31（2）： 214-223.

[5] Ang B W. Decomposition of industrial energy consumption： The energy intensity approach [J]. Energy Economics， 1994， 16（3）： 163-174.

[6] Ang B W. Decomposition analysis for policymaking in energy： which is the preferred method？ [J]. Energy Policy， 2004， 32（9）： 1131-1139.

[7] Ang B W. The LMDI approach to decomposition analysis： a practical guide [J]. Energy Policy， 2005， 33（7）： 867-871.

[8] Hatzigeorgiou E， Polatidis H， Haralambopoulos D. CO2 emission in greece for 1990-2002： a decomposition analysis and comparison of results using the arithmetic mean divisia index and logarithmic mean divisia index techniques [J].Energy， 2008， 33（3）： 492-499.

[9] Zhongxiang ZHANG. Why did the energy intensity fall in China’s industrial sector in the 1990s？ The relative importance of structural change and intensity change [J]. Energy Economics， 2003， 25（6）： 625-638.

[10]FisherVanden K， Jefferson G H， Liu H， et al. What is driving China’s decline in energy intensity？ [J]. Resource and Energy Economics， 2004， 26（1）： 77-97.

[11]Ma C， Stem D I. China’s changing energy intensity trend： a decomposition analysis [J]. Energy Economics， 2008， 30（3）： 1037-1053.

[12]Acho C， Schaeffer R. Decomposition analysis of the variations in residential electricity consumption in Brazil for the 1980-2007 period： measuring the activity， intensity and structure effects [J]. Energy Policy， 2009， 37（12）： 5208-5220.

[13]Ming ZHANG， Huang LI， Min ZHOU， et al. Decomposition analysis of energy consumption in Chinese transportation sector [J]. Applied Energy， 2011， 88（6）： 2279-2285.

[14]Xiaoli ZHAO， Na LI， Chunbo MA. Residential energy consumption in urban China： a decomposition analysis [J]. Energy Policy， 2012， 41（1）： 644-653.

[15]Wood R. Structural decomposition analysis of Australia’s greenhouse gas emissions [J]. Energy Policy， 2009， 37（11）： 4943-4948.

[16]Wachsmann U， Wood R， Lenzen M， et al. Structural decomposition of energy use in Brazil from 1970 to 1996 [J]. Applied Energy， 2009， 86（4）： 578-587.

[17]Lim H， Yoo S， Kwak S. Industrial CO2 emissions from energy use in Korea： A structural decomposition analysis [J]. Energy Policy， 2009， 37（2）： 686-698.

[18]Cellura M， Longo S， Mistretta M. Application of the structural decomposition analysis to assess the indirect energy consumption and air emission changes related to Italian households consumption [J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews， 2012， 16（2）： 1135-1145.

[19]Sun J W. Changes in energy consumption and energy intensity： A complete decomposition model [J]. Energy Economics， 1998， 20（1）： 85-100.

[20]Dietzenbacher E， Los B. Structural decomposition techniques： sense and sensitivity [J]. Economic Systems Research， 1998， 10（4）： 307-323.

[21]Yougou ZHANG. Structural decomposition analysis of sources of decarbonizing economic development in China； 1992-2006 [J]. Ecological Economics， 2009， 68（8-9）： 2399-2405.

[22]Yougou ZHANG. Supplyside structural effect on carbon emissions in China [J]. Energy Economics， 2010， 32（1）： 186-193.

[23]Yuan PENG， Cheng SHI. Determinants of carbon emissions Growth in China： A Structural Decomposition Analysis [J]. Energy Procedia， 2011， 5（3）： 169-175.

[24]胡宗义，刘亦文，唐李伟.中国能源消费、碳排放与经济增长关系的实证研究[J].湖南大学学报：自然科学版，2012，39（7）：84-88.

篇5

关键词：

出口商品碳排放量；碳排放强度；宁波；减排

中图分类号：F2

文献标识码：A

文章编号：1672-3198（2012）07-0070-03

碳关税是指对进口的排放密集型产品、高耗能产品征收特别的二氧化碳排放关税。近年来，各国以保护环境为由，力主对高耗能进口商品征收“碳关税”。限制碳排放正成为发达国家新的“绿色壁垒”。2009年6月26日，美国众议院通过气候法案，规定从2020年起开始实施“碳关税”，对包括中国在内的不实施碳减排限额国家进口的排放密集型产品征收特别的二氧化碳排放关税。法国则提出将对那些在环保立法方面不及欧盟严格的国家的进口产品征收巨额碳关税。

随着国际环境问题的日益严峻，WTO在环境和贸易问题的立场上也发生了微妙的变化，征收碳关税即将成为一种趋势。而从我国对外贸易结构来看，出口产品以劳动密集型和能源密集型产品为主，高耗能和高碳排放的商品占了主导地位。而提出开征碳关税的欧美等发达国家又是我国的主要市场，因此，我国的对外贸易即将面临碳关税壁垒的压力。在此情形下，有必要对出口商品的碳排放量进行研究，制订相应的减排措施，以降低出口成本，这无论在理论上，还是在实践上都具有重要意义。

基于这个目的，本文以全国外贸百强列第七位的宁波为数据样本，测算该地区主要出口商品的碳排放量，并分析如何减少出口商品的二氧化碳排放量的对策措施。

1 宁波主要出口商品碳排放量计算结果及分析

碳排放主要与能源消耗相关，是化石能源燃烧的副产品。根据世界资源研究所的标准，碳排放量主要指煤炭、石油、天然气等能源消耗所排放的二氧化碳当量。目前我国并未对碳排放量进行监测，因此很多数据均通过对能源消耗而计算得来。

本文采用美国橡树岭国家实验室（ORNL）提出的方法计算出口商品的化石燃料（主要指煤炭、石油、天然气等能源）燃烧释放的CO2量。

燃煤的碳释放量=耗煤量×0.982×0.73257

上式中：0.982为有效氧化分数；0.73257为每吨标准煤的含碳量。

在获得相同热能情况下，燃油的碳释放量=燃油折算成的标准煤当量×0.982×0.73257×0.813（燃油释放CO2量/燃煤释放CO2量）；

在获得相同热能情况下，燃气的碳释放量=燃气折算成的标准煤当量×0.982×0.73257×0.561（天然气释放CO2量/燃煤释放CO2量）。

在采用上述方法计算碳排放量过程中，仍存在一些技术上的问题，针对以上问题，本文作了如下处理：

针对宁波对外出口商品数据，笔者撷取了出口量前20位商品（前20位商品占总出口产品的比例高达50.4%），本文数据中，能源消费量、历年全市及各县（市）、区规模以上工业企业总产值源自宁波统计年鉴2006-2011年的数据，出口商品数据源自宁波外经贸局。出口商品所属行业的划分则根据质检总局对国民经济行业分类与代码来进行统计。

要计算宁波主要出口商品的碳排放量，可先将宁波主要出口商品进行分行业归类，然后，根据ORNL的方法对分行业的化石燃料燃烧释放二氧化碳量进行计算，以上结果得到各行业的二氧化碳排放总量，与各行业工业产值的比值就是行业碳排放强度（碳排放强度是指单位国内生产总值的二氧化碳排放量），与每个行业占行业出口生产总值的比例相乘，就可以得到各行业出口的二氧化碳排放量所占比例。

（1）2006-2010年宁波工业分行业碳排放强度的计算及结果分析。

碳排放这一指标主要是用来衡量一国经济同碳排放量之间的关系，如果一国在经济增长的同时，每单位国民生产总值所带来的二氧化碳排放量在下降，即碳排放强度在下降，那么说明该国就实现了一个低碳的发展模式。宁波主要出口商品分行业二氧化碳排放总量（见表1），与其工业产值的比值就是其碳排放强度（见表2）。

从表2可以看出，宁波各个行业碳排放强度呈现不断下降趋势。其中，2010年纺织服装与鞋帽制造业、纺织业、塑料制品业、电气机械及器材制造业、交通运输设备制造业的碳排放强度仅为2006年的百分之五十左右，有色金属冶炼及压延加工业和金属制品业仅为2006年的百分之三十，通信设备、计算机及其他电子设备制造业甚至达到了2006年的百分之二十。这与我国近几年来控制高耗能、高排放行业过快增长并提高相关产品的排放标准政策有关，比如2006年起，我国就提高了服装业污水的排放标准以及对企业清洁生产水平的审核；各种装备制造业也纷纷制定了行业的绿色标准。但也有部份行业碳排放强度五年来并未下降，如黑色金属冶炼及压延加工业、家具制造业、文教体育用品制造业、皮革、毛皮、羽毛（绒）及其制品业等。其中家具制造业的碳排放强度下降幅度小是因为国家对家具制造业及文教体育用品制造业等的排放标准实施较晚，自2011年起，这几个行业的主要污染物排放标准才有所提高；而黑色金属冶炼及压延加工业属于资源性产品的开采和压延，碳排放强度大于1，多年来没有下降，说明宁波对资源的开采过程中，对能源效率和结构问题关注不够，没在在资源开采的技术上有所突破，未能切实降低碳排放强度。

（2）主要出口商品分行业碳排放量所占比例计算及结果分析。

宁波主要出口商品分行业的二氧化碳排放总量，与每个行业占行业出口生产总值的比例（见表3）相乘，就可以推出各行业出口的二氧化碳排放量所占比例（见表4）。

根据表4，可以看出纺织业、纺织服装与鞋帽制造业、黑色金属压延制造业、造纸这四大行业所占比例最高，这四大行业对应的出口商品为：纺织纱线与织物及制品、服装及衣着附件、钢材、纸及纸板（未切成形的）。2006年到2010年，这几个行业二氧化碳排放占总碳排放量的比例高达40%，这与其行业的特性是密切相关的。以碳排放量比例排位第一的纺织业为例，纺织业位列国家“十一五”统计的10个高耗能工业部门的第一位，作为纺织工业重要部分的化纤行业则高度依赖石油资源，而且化纤行业还面临着高能耗、重污染的问题；就排位第二的纺织服装业而言，服装从原材料的制作到其自身的生产、运输、使用以及废弃后的处理，在其生命周期内的每一个环节均会排放出一定的二氧化碳以及消耗大量的能源；排位第三的黑色金属压延制造业所占出口比例并不高，在出口前二十种主要商品中排名末位，但因其在生产过程中，需要消耗大量的原煤、原油、汽油、煤油、柴油、燃料油、液化石油气，折合而成的标准煤高出其他行业好几倍，因此碳排放量高居不下；排位第四的造纸业是国家七大“三高”产业之一，资源、能源消耗高，需消耗大量的原煤、汽油、柴油、燃料油，污染严重，能耗效率低下。

2 结论与启示

本文根据宁波主要出口商品所属行业的能源消费量、工业产值和出口比例，计算出主要出口商品分行业的碳排放强度及碳排放量所占比例，结果发现：

从整体规模上看，二氧化碳排放规模并无下降的趋势。部份行业如交通运输设备制造业碳排放强度虽有一定程度的下降，但由于出口量的攀升，出口中的二氧化碳排放规模没有太大变化。而部份行业如纺织业、交通运输、文教体育用品制造业、专用设备制造业、皮革/毛皮/羽毛（绒）及其制品业、造纸及纸制品业的二氧化碳排放规模及碳排放强度均呈现平稳变化的态势。从出口商品结构来看，资源密集型的黑色金属压延制造业碳排放强度及出口规模多年来没有下降，二氧化碳排放量所占比例较高；劳动密集型的纺织业碳排放强度虽有所下降，但由于其出口规模略有所扩大，耗费能源没有明显下降，因此使得二氧化碳排放量所占比例一直为21%多，没有明显的下降趋势；技术密集型的电气机械及器材制造业或通信设备、计算机及其他电子设备制造业等本身碳排放强度较低，二氧化碳排放量较小，其碳排放量在出口行业中所占比例较低，对宁波出口商品整体减排所起的作用并不明显。

可以预见，随着全球减排意识的普及，碳关税未来将成为影响宁波出口商品的新绿色贸易壁垒。此外，我国的“十二五”规划提出到2020年，单位GDP二氧化碳排放（即碳排放强度）需比2005年下降40%-45%的目标，并将指标分解到各省市，纳入各省市的发展规划并作为约束性目标的要求。总体上来讲，“低碳”贸易势在必行，我们应及早制定相应的出口减排措施，增强出口产品的竞争力。

以宁波为例，需筛选出碳排放量高的行业进行重点减排，根据对表4主要出口商品分行业碳排放量所占比例的分析，当前宁波需对纺织业、纺织服装与鞋帽制造业、黑色金属压延制造业、造纸这四大重点碳排放行业进行减排。

首先是纺织业及纺织服装业。这两个行业出口比例与碳排放量所占比例均排前两位。在此可将宁波的纺织、服装业与同是我国纺织服装制造业最发达的深圳作比较。根据深圳统计年鉴的数据，深圳2009年、2010年服装业的碳排放强度分别为0.13、0.11，低于宁波。究其原因，深圳很早就对服装业进行转型升级，从低端的加工组装制造环节，不断地向价值链的两端（研发、设计、销售）升级，打造出了多个自主品牌，这样可以达到合理分配资源、降低成本的目的。另外，深圳服装企业致力技术创新以降低碳排放。如深圳的利华成衣集团花费百万资金改造纺织设备，改进工艺，推动了低碳纺织品的生产，如此循环利用节省下来的资金达280万元，远高出花费的资金。而宁波服装虽然出口量巨大，却仍以贴牌加工为主，自主品牌出口的交货值只占出口额的1%。贴牌加工模式实质上是生产发达国家外包的高能耗、高污染产品，这种对资源高强度、高密集化的使用将会大大提高纺织服装企业的出口成本，增加出口商品的碳排放量。

针对这二行业采取的措施如下：第一，从服装的面料入手，纺织及服装业所用面料主要是化学纤维，化学纤维的碳排放量极大，可尽量使用丝绸、棉麻等天然纤维等面料进行生产，并鼓励环保型、低能耗面料等新型面料的开发；第二，对纺织业的产品及设备进行技术创新。采用提高加工效率、降低消耗、节约染化料、改善生态环境的新工艺，生产批量小、个性化、附加值高的产品，提高出口产品的附加值。开发新型工艺设备和改造落后高能耗设备，当前纺织设备的热效率低，消耗能源量大，改造之后，不但可以增强产品出口的优势，还能节省能源与原料的消耗，以适应国外市场更高的进入标准；第三，加快产业升级和制度创新。将宁波纺织服装业从“贴牌生产”向原创设计、自创品牌、创立名牌转变，逐步调整升级为高设计含量、高附加值的创意型产业。第四，注重配套环节的节能减排。除了在生产过程中关注原料、工艺及设备，还要考虑其他环节如运输历程中的环境污染问题，即推行服装低能耗、低排放运输方式，在包装、运输、装卸、仓储等环节，充分考虑环境污染问题，使运输资源得到最大限度的优化。

其次，黑色金属压延制造业。针对这一行业的措施措施如下：一方面，注重技改投入，加快新产品研发，产品的开发以品种质量、节能降耗、环境保护为重点，研究能够增加载重量、节能，并减少二氧化碳排放量的轻型高强度钢材。钢材品种的改造提升有助于推进产品优化升级，增强钢材出口的优势；另一方面，钢铁产业为高能耗、高污染行业，出口的钢材碳排放量高，需调控钢铁制造产业规模，禁止盲目扩大产能，支持以提升质量、节省能源、改善工艺等为目的而扩建的钢铁项目，所有投资项目必须以淘汰落后产能为前提，以技术改造、产品升级为由；加强减排核查，加强对企业执行产品质量标准、能耗限额标准的监督检查，按期淘汰有关政策明确需淘汰的设备。

最后，造纸业。针对造纸业的措施如下：一方面，选择可再生木材原料。木材和纸产品是可再生和可循环使用的产品，使用林木原材料可以扩大生物质能源的使用，减少对化石燃料的依赖，减少二氧化碳的排放。着重发展新型生物经济和循环经济，采用全新技术对农业剩余物进行综合利用以制浆造纸。努力发展木浆、废纸浆等纤维原料，减少节能环保难度较大的草类原料比重；另一方面，选择可再生的燃料。在造纸的过程中，化石的燃烧会产生大量的二氧化碳，而农村、林地的剩余木材、加工剩余木材、产品废材及循环利用材以及制浆造纸业等所产生的废弃物等产品是可循环的生物质能源。可循环原料及燃料的使用可大大降低隐含在造纸业当中的碳排放量。

以上是针对碳排放量占出口比例较大的一些重点行业提出的减排措施。要想降低宁波出口商品的碳排放量，还可以鼓励有条件的出口企业申请相关产品的碳标签，即核算出商品从原料采购、运输、生产到销售过程中产生的温室气体排放量（碳足迹），用数据标示出来，以标签的形式告知消费者，从而影响消费决定，引导消费者选择较低碳足迹的环境友好产品，最终提高出口产品的竞争力，走低碳环保、可持续发展之路。对企业来说，引入碳标签，量化碳排放指标，并计算每个生产零部件、每个生产过程的碳排放数据，生产成本肯定会上升，但从长远来看，产品的低碳化实际上是成本的降低，利润的增加和国际市场占有率的上升。

另外，优化出口商品结构对降低出口商品的碳排放也有一定的作用。如技术密集型的电气机械及器材制造业或通信设备、计算机及其他电子设备制造业等本身碳排放强度较低，二氧化碳排放量较小，大力发展技术密集型的行业，增加其出口的比重，努力降低劳动密集型及资源密集型等占碳排放量比例较大的产品出口比重，是降低碳排放，避开碳关税的有效途径。

总之，只有顺应低碳经济发展模式，不断提升科技创新能力，抢先一步实现出口商品的低碳化，才能更好地应对国外低碳贸易壁垒，对外贸易才能在低碳时代获得更大的发展空间。

参考文献

［1］王海鹏，对外贸易与我国碳排放关系的研究［J］.国际贸易问题，2010，（7）.

篇6

作者简介：石岳峰，博士生，主要研究方向为农田温室气体排放。

基金项目：Climate, Food and Farming Research Network (CLIFF)资助；中国农业大学研究生科研创新专项（编号：KYCX2011036）。

摘要

农田是CO2，CH4和N2O三种温室气体的重要排放源, 在全球范围内农业生产活动贡献了约14%的人为温室气体排放量，以及58%的人为非CO2排放，不合理的农田管理措施强化了农田温室气体排放源特征，弱化了农田固碳作用。土壤碳库作为地球生态系统中最活跃的碳库之一，同时也是温室气体的重要源/汇。研究表明通过采取合理的农田管理措施，既可起到增加土壤碳库、减少温室气体排放的目的，又能提高土壤质量。农田土壤碳库除受温度、降水和植被类型的影响外，还在很大程度上受施肥量、肥料类型、秸秆还田量、耕作措施和灌溉等农田管理措施的影响。本文通过总结保护性耕作/免耕，秸秆还田，氮肥管理，水分管理，农学及土地利用变化等农田管理措施，探寻增强农田土壤固碳作用，减少农田温室气体排放的合理途径。农田碳库的稳定/增加，对于保证全球粮食安全与缓解气候变化趋势具有双重的积极意义。在我国许多有关土壤固碳与温室气体排放的研究尚不系统或仅限于短期研究，这也为正确评价各种固碳措施对温室气体排放的影响增加了不确定性。

关键词 农田生态系统；温室气体；秸秆还田；保护性耕作；氮素管理；固碳

中图分类号 S181 文献标识码 A

文章编号 1002-2104(2012)01-0043-06 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2012.01.008

人类农业生产活动产生了大量的CO2, CH4和N2O等温室气体，全球范围内农业生产活动贡献了约14%的人为温室气体排放量，以及58%的人为非CO2排放（其中N2O占84%，CH4占47%）[1]。在许多亚洲、拉丁美洲和非洲的发展中国家，农业更成为温室气体的最大排放源，同时由于人口快速增长带来了粮食需求的大量增加，使得未来20年中农田温室气体的排放量也会有所增加[2]。大气中温室气体浓度的升高可能引起的全球气候变化已受到各国的广泛重视。

农业生态系统中温室气体的产生是一个十分复杂的过程，土壤中的有机质在不同的气候、植被及管理措施条件下，可分解为无机C和N。无机C在好氧条件下多以CO2的形式释放进入大气，在厌氧条件下则可生成CH4。铵态氮可在硝化细菌的作用下变成硝态氮，而硝态氮在反硝化细菌的作用下可转化成多种状态的氮氧化合物，N2O可在硝化/反硝化过程中产生。在气候、植被及农田管理措施等各因子的微小变化，都会改变CO2，CH4和N2O的产生及排放。

而通过增加农田生态系统中的碳库储量被视为一种非常有效的温室气体减排措施。农田土壤碳库除受温度、降水和植被类型的影响外，还在很大程度上受施肥量、肥料类型、秸秆还田量、耕作措施和灌溉等农田管理措施的影响。通过增施有机肥、采用免耕/保护性耕作、增加秸秆还田量等措施，可以减少农田土壤CO2净排放量，同时起到稳定/增加土壤有机碳含量作用。农田碳库的稳定/增加，对于保证全球粮食安全与缓解气候变化趋势具有双重的积极意义[3]。中国农田管理措施对土壤固碳的研究主要集中在土壤碳的固定、累积与周转及其对气候变化的反馈机制，正确评估农田土壤碳固定在温室气体减排中的作用，加强农田碳汇研究具有重要意义。

1 农田固碳

土壤是陆地生态系统的重要组成成分，它与大气以及陆地生物群落共同组成系统中碳的主要贮存库和交换库。土壤碳分为土壤有机碳（soil organic carbon, SOC）和土壤无机碳（soil inorganic carbon, SIC）。SIC相对稳定，而SOC则时刻保持与大气的交换和平衡，因此对SOC的研究是土壤碳研究的主要方面。据估计，全球约有1.4×1012-1.5×1012t的碳是以有机质形式储存于土壤中，土壤贡献给大气的CO2量是化石燃料燃烧贡献量的10倍[4]，因此SOC的微小变化都将会对全球气候变化产生重要影响。同时，土壤碳库与地上部植物之间有密切关系，SOC的固定、累积与分解过程影响着全球碳循环，外界环境的变化也强烈的影响着地上部植物的生长与土壤微生物对土壤累积碳的分解。

Lal认为SOC的增加可以起到改善土壤质量，增加土壤生产力，减少土壤流失风险，降低富营养化和水体污染危害的作用，且全球耕地总固碳潜力为0.75-1.0 Pg•a-1, IPCC 第四次评估报告剔除全球农业固碳1 600-4 300 Mt a-1（以CO2计），其中90%来自土壤固碳[5]。农田生态系统是受人类干扰最重的陆地生态系统，与自然土壤相比，农田土壤在全球碳库中最为活跃，其土壤碳水平直接受人类活动的影响和调控空间大，农田土壤碳含量管理及对温室气体影响机制正日益受到学术界的广泛关注。农田管理措施是影响SOC固定、转化及释放的主要因素，同时还受土地利用方式、气候变化等多因素的共同影响，因此对农田碳库的评价及调整措施需全面考虑多种因素的交互作用。

2 农田固碳措施对温室气体排放的影响

近年来，农田土壤固碳的研究已经成为全球变化研究的一大热点。大量研究表明，SOC储量受诸多因素的影响，如采用保护性/免耕措施、推广秸秆还田、平衡施用氮肥、采用轮作制度和土地利用方式等，上述管理措施的差异导致农田土壤有机碳库的显著差别，并影响农田温室气体排放水平。

2.1 保护性耕作/免耕措施

保护性耕作作为改善生态环境尤其是防治土壤风蚀的新型耕作方式，在多个国家已经有广泛的研究和应用。中国开展的保护性耕作研究证明了其在北方地区的适用性[6]，并且已进行了保护性耕作对温室效应影响的相关研究。统计表明2004年全球范围内免耕耕作的面积约为95 Mha, 占全球耕地面积的7%[7], 并且这一面积有逐年增加的趋势。

常规耕作措施会对土壤物理性状产生干扰，破坏团聚体对有机质的物理保护，影响土壤温度、透气性，增加土壤有效表面积并使土壤不断处于干湿、冻融交替状态，使得土壤团聚体更易被破坏，加速团聚体有机物的分解[8]。免耕/保护性耕作可以避免以上干扰，减少SOC的分解损失[9]。而频繁的耕作特别是采用犁耕会导致SOC的大量损失，CO2释放量增加，而免耕则能有效的控制SOC的损失，增加SOC的储量，降低CO2的释放量[10]。West和 Post研究发现从传统耕作转变为免耕可以固定0.57±0.14 Mg C ha-1yr-1[11]。但对于保护性耕作/免耕是否有利于减少温室气体效应尚不明确，这是由于一方面免耕对减少CO2排放是有利的，表现为免耕可以减少燃油消耗所引起的直接排放；另一方面，秸秆还田以后秸秆碳不会全部固定在土壤中，有一部分碳以气体的形式从农田释放入大气[12]。

免耕会导致表层土壤容重的增加，产生厌氧环境，减少SOC氧化分解的同时增加N2O排放[13]；采用免耕后更高的土壤水分含量和土壤孔隙含水量（Water filled pore space, WFPS）能够刺激反硝化作用，增加N2O排放[14]；同时免耕导致的N在表层土壤的累积也可能是造成N2O排放增加的原因之一，在欧洲推广免耕措施以后，土壤固碳环境效益将被增排的N2O抵消50%以上[15]。但也有新西兰的研究表明，常规耕作与免耕在N2O排放上无显著性差异[16]，还有研究认为凿式犁耕作的农田N2O排放比免耕高，原因可能是免耕时间太短，对土壤物理、生物性状还未产生影响。耕作会破坏土壤原有结构，减少土壤对CH4的氧化程度[17]。也有研究表明，翻耕初期会增加土壤对CH4的排放，但经过一段时间（6-8 h）后，CH4排放通量有所降低[18]。

总之，在增加土壤碳固定方面，保护性耕作和免耕的碳增汇潜力大于常规耕作；在净碳释放量方面，常规耕作更多起到CO2源的作用，而保护性耕作和免耕则起到CO2汇的作用；在碳减排方面，免耕和保护性耕作的减排潜力均大于常规耕作；由于N2O和CH4的排放受多种因素的综合影响，因此耕作措施对这两种温室气体排放的影响还有待进一步研究。

2.2 秸秆管理措施

作物秸秆作为土壤有机质的底物，且作物秸秆返还量与SOC含量呈线性关系，因此作物秸秆是决定SOC含量的关键因子之一。秸秆还田有利于土壤碳汇的增加，同时避免秸秆焚烧过程中产生温室气体。因此，秸秆还田是一项重要而又可行的农田碳汇管理措施。秸秆还田以后，一部分残留于土壤中成为土壤有机质的来源，另一部分将会以CO2气体的形式散逸到大气中，因此，随着秸秆还田量的增加CO2排放也会增加。有研究表明，秸秆经过多年分解后只有3%碳真正残留在土壤中，其他97%都在分解过程中转化为CO2散逸到大气中[19]。秸秆还田会增加土壤有机质含量，而有机质是产生CH4的重要底物，因此秸秆还田会增加CH4的排放。综合考量，秸秆还田措施会引起CH4排放的增加，但直接减少了对CO2的排放，同时秸秆还田相对提高了土壤有机质含量，有利于土壤碳的增加，对作物增产具有积极作用。

秸秆还田措施对农业生态系统C、N循环的影响可表现为：一方面由于供N量的增加，可促进反硝化和N2O排放量的增加；另一方面表现为高C/N的秸秆进入农田后会进行N的生物固定，降低反硝化N损失；同时在秸秆分解过程中还可能产生化感物质，抑制反硝化[20]。我国采用秸秆还田农田土壤固碳现状为2389Tg•a-1，而通过提高秸秆还田量土壤可达的固碳潜力为4223Tg•a-1[3]，与国外研究结果相比较，Vleeshouwers等研究认为，如果欧洲所有农田均采用秸秆还田措施，欧洲农田土壤的总固碳能力可达34Tg•a-1[21]。La1预测采用秸秆还田措施后全球农田土壤的总固碳能力可达200Tg•a-1[22]。随着农业的发展及长期以来氮肥的过量投入，氮肥损失也是日益严重，可通过秸秆还田措施与氮肥的配合施用降低氮肥的反硝化作用及N2O的排放。但秸秆还田后秸秆与土壤的相互作用异常复杂，因此需要进一步开展秸秆施入土壤后与土壤的相互作用机理及田间实验研究。

2.3 氮肥管理措施

在农田生态系统中，土壤中的无机氮是提高作物生产力的重要因素，氮肥投入能够影响SOC含量，进而对农田碳循环和温室气体排放产生重要影响。长期施用有机肥能显著提高土壤活性有机碳的含量，有机肥配施无机肥可提高作物产量，而使用化学肥料能增加SOC的稳定性[23]。农业中氮肥的投入为微生物生长提供了丰富的氮源，增强了微生物活性，从而影响温室气体的排放。但也有研究在长期增施氮肥条件下能够降低土壤微生物的活性，从而减少CO2的排放[24]。有研究表明，CO2排放与土壤不同层次的SOC及全N含量呈正相关性，说明在环境因子相对稳定的情况下，土壤SOC和全N含量直接或间接地决定CO2排放通量的变化[25]。对农业源温室气体源与汇的研究表明，减少氨肥、增施有机肥能够减少旱田CH4排放，而施用缓/控释氮肥和尿素复合肥能显著减少农田土壤NO2的排放[26]。但也有研究表明，无机氮肥施用可减少土壤CH4的排放量，而有机肥施用对原有机质含量低的土壤而言可大幅增加CH4的排放量[27]。长期定位施肥实验的结果表明，氮肥对土壤CH4氧化主要来源于铵态氮而不是硝态氮，因为氨对CH4氧化有竞争性抑制作用。此外，长期施用氮肥还改变了土壤微生物的区系及其活性，降低CH4的氧化速率，导致CH4净排放增加[28]。全球2005年生产的100 Mt N中仅有17%被作物吸收，而剩余部分则损失到环境中[29]。单位面积条件下，有机农田较常规农田有更少的N2O释放量，单位作物产量条件下，两种农田模式下N2O的释放量无显著性差异[23]。尿素硝化抑制剂的使用可以起到增加小麦产量，与尿素处理相比对全球增温势的影响降低8.9-19.5%，同时还可能起到减少N2O排放的目的[30]。合理的氮素管理措施有助于增加作物产量、作物生物量，同时配合秸秆还田等措施将会起到增加碳汇、减少CO2排放的作用。同时必须注意到施肥对农田碳汇的效应研究应建立在大量长期定位试验的基础上，对不同气候区采用不同的氮肥管理措施才能起到增加农田固碳目的。

2.4 水分管理措施

土壤水分状况是农田土壤温室气体排放或吸收的重要影响因素之一。目前全球18%的耕地属水浇地，通过扩大水浇地面积，采取高效灌溉方法等措施可增加作物产量和秸秆还田量，从而起到增加土壤固碳目的[31]。水分传输过程中机械对燃料的消耗会带来CO2的释放，高的土壤含水量也会增加N2O的释放，从而抵消土壤固碳效益[32]。湿润地区的农田灌溉可以促进土壤碳固定，通过改善土壤通气性可以起到抑制N2O排放的目的[33]。土壤剖面的干湿交替过程已被证实可提高CO2释放的变幅，同时可增加土壤硝化作用和N2O的释放[34]。采用地下滴灌等农田管理措施，可影响土壤水分运移、碳氮循环及土壤CO2和N2O的释放速率，且与沟灌方式相比不能显著增加温室气体的排放[35]。

稻田土壤在耕作条件下是CH4释放的重要源头，但通过采取有效的稻田管理措施可以

减少水稻生长季的CH4释放。如在水稻生长季，通过实施一次或多次的排水烤田措施可有

效减少CH4释放，但这一措施所带来的环境效益可能会由于N2O释放的增加而部分抵消，

同时此措施也容易受到水分供应的限制，且CH4和N2O的全球增温势不同，烤田作为CH4

减排措施是否合理仍然有待于进一步的定量实验来验证。在非水稻生长季，通过水分管理尤

其是保持土壤干燥、避免淹田等措施可减少CH4释放。

许多研究表明，N2O与土壤水分之间有存在正相关关系，N2O的释放随土壤湿度的增加而增加[36]，并且在超过土壤充水孔隙度（WFPS）限值后，WFPS值为60%-75%时N2O释放量达到最高[37]。Bateman和Baggs研究表明，在WFPS为70%时N2O的释放主要通过反硝化作用进行，而在WFPS值为35%-60%时的硝化作用是产生N2O的重要途径[38]。由此可见，WFPS对N2O的产生释放影响机理前人研究结果并不一致，因此有必要继续对这一过程深入研究。

2.5 农学措施

通过选择作物品种，实行作物轮作等农学措施可以起到增加粮食产量和SOC的作用。有机农业生产中常用地表覆盖，种植覆盖作物，豆科作物轮作等措施来增加SOC，但同时又会对CO2，N2O及CH4的释放产生影响，原因在于上述措施有助于增强微生物活性，进而影响温室气体产生与SOC形成/分解[39]，从而增加了对温室气体排放影响的不确定性。种植豆科固氮植物可以减少外源N的投入，但其固定的N同样会起到增加N2O排放的作用。在两季作物之间通过种植生长期较短的绿被植物既可起到增加SOC，又可吸收上季作物未利用的氮，从而起到减少N2O排放的目的[40]。

在新西兰通过8年的实验结果表明，有机农场较常规农场有更高的SOC[41]，在荷兰通过70年的管理得到了相一致的结论[42]。Lal通过对亚洲中部和非洲北部有机农场的研究表明，粪肥投入及豆科作物轮作等管理水平的提高，可以起到增加SOC的目的[31]。种植越冬豆科覆盖作物可使相当数量的有机碳进入土壤，减少农田土壤CO2释放的比例[39]，但是这部分环境效益会由于N2O的大量释放而部分抵消。氮含量丰富的豆科覆盖作物，可增加土壤中可利用的碳、氮含量，因此由微生物活动造成的CO2和N2O释放就不会因缺少反应底物而受限[43]。种植具有较高C：N比的非固氮覆盖作物燕麦或深根作物黑麦，会因为深根系统更有利于带走土壤中的残留氮，从而减弱覆盖作物对N2O产生的影响[44]。综上，通过合理选择作物品种，实施作物轮作可以起到增加土壤碳固定，减少温室气体排放的目的。

2.6 土地利用变化措施

土地利用变化与土地管理措施均能影响土壤CO2，CH4和N2O的释放。将农田转变成典型的自然植被，是减少温室气体排放的重要措施之一[31]。这一土地覆盖类型的变化会导致土壤碳固定的增加，如将耕地转变为草地后会由于减少了对土壤的扰动及土壤有机碳的损失，使得土壤碳固定的自然增加。同时由于草地仅需较低的N投入，从而减少了N2O的排放，提高对CH4的氧化。将旱田转变为水田会导致土壤碳的快速累积，由于水田的厌氧条件使得这一转变增加了CH4的释放[45]。由于通过土地利用类型方式的转变来减少农田温室气体的排放是一项重要的措施，但是在实际操作中往往会以牺牲粮食产量为代价。因此，对发展中国家尤其是如中国这样的人口众多的发展中国家而言，只有在充分保障粮食安全等前提条件下这一措施才是可考虑的选择。

3 结语与展望

农田管理中存在显著增加土壤固碳和温室气体减排的机遇，但现实中却存在很多障碍性因素需要克服。研究表明，目前农田温室气体的实际减排水平远低于对应管理方式下的技术潜力，而两者间的差异是由于气候-非气候政策、体制、社会、教育及经济等方面执行上的限制造成。作为技术措施的保护性耕作/免耕，秸秆还田，氮肥投入，水分管理，农学措施和土地利用类型转变是影响农田温室气体排放的重要方面。常规耕作增加了燃料消耗引起温室气体的直接排放及土壤闭蓄的CO2释放，而免耕、保护性耕作稳定/增加了SOC，表现为CO2的汇；传统秸秆处理是将秸秆移出/就地焚烧处理，焚烧产生的CO2占中国温室气体总排放量的3.8%，而秸秆还田直接减少了CO2排放增加了碳汇；氮肥投入会通过对作物产量、微生物活性的作用来影响土壤固碳机制，过量施氮直接增加NO2的排放，针对特定气候区和种植模式采取适当的氮素管理措施可以起到增加土壤碳固定，减少温室气体排放的目的；旱田采用高效灌溉措施，控制合理WFPS不仅能提高作物产量，还可增加土壤碳固定、减少温室气体排放；间套作农学措施、种植豆科固氮作物以及深根作物可以起到增加SOC的目的，减少农田土壤CO2释放的比例；将农田转变为自然植被覆盖，可增加土壤碳的固定，但此措施的实施应充分考虑由于农田面积减少而造成粮食产量下降、粮食涨价等一系列问题。

在我国许多有关土壤固碳与温室气体排放的研究尚不系统或仅限于短期研究，因此为正确评价各种管理措施下的农田固碳作用对温室气体排放的影响增加了不确定性。本文结果认为，保护性耕作/免耕，秸秆还田，合理的水、氮、农学等管理措施均有利于增加土壤碳汇，减少农田CO2排放，但对各因素协同条件下的碳汇及温室气体排放效应尚需进一步研究。在未来农田管理中，应合理利用管理者对农田环境影响的权利，避免由于过度干扰/管理造成的灾难性后果；结合农田碳库特点，集成各种农田减少温室气体排放、减缓气候变化的保护性方案；努力发展替代性能源遏制农田管理对化石燃料的过度依赖，从而充分发掘农田所具有的增加固碳和温室气体减排的潜力。

参考文献(Reference)

［1］Prentice I C,Farquhar G D, Fasham M J R, et al. The Carbon Cycle and Atmospheric Carbon Dioxide［A］. Houghton JT. Climate Change 2001: The Scientific Basis, Intergovernmental Panel on Climate Change［C］. Cambridge: Cambridge University Press, 2001：183-237.

［2］Robert H B, Benjamin J D, et al. Mitigation Potential and Costs for Global Agricultural Greenhouse Gas Emissions ［J］. Agricultural Economics, 2008, 38 (2): 109-115.

［3］韩冰, 王效科，逯非, 等. 中国农田土壤生态系统固碳现状和潜力 ［J］. 生态学报, 2008,28 (2): 612-619. ［Han Bing, Wang Xiaoke, Lu Fei, et al. Soil Carbon Sequestration and Its Potential by Cropland Ecosystems in China ［J］. Acta Ecologica Sinica, 2008, 28(2): 612-619.］

［4］李正才, 傅懋毅, 杨校生. 经营干扰对森林土壤有机碳的影响研究概述 ［J］. 浙江林学院学报, 2005, 22(4): 469-474. ［Li Zhengcai, Fu Maoyi，Yang Xiaosheng. Review on Effects of Management Disturbance on Forest Soil Organic Carbon ［J］. Journal of Zhejiang Forestry College, 2005, 22(4): 469-474.］

［5］Lal R. Carbon Management in Agricultural Soils ［J］. Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change, 2007, 12: 303-322.

［6］高焕文，李洪文，李问盈．保护性耕作的发展 ［J］．农业机械学报，2008，39(9)：43-48．［Gao Huanwen, Li Hongwen, Li Wenying. Development of Conservation Tillage ［J］. Transactions of the Chinese Society for Agricultural Machinery, 2008, 39(9): 43-48.］

［7］Derpsch R. The Extent of Conservation Agriculture Adoption Worldwide: Implications and Impact ［M］. Nairobi, Kenya, 2005. 3-7.

［8］Paustian K, Andren O, Janzen H H, et al. Agricultural Soils as a Sink to Mitigate CO2 Emissions ［J］. Soil Use and Management, 1997, 13(4): 230-244.

［9］Follett R F. Soil Management Concepts and Carbon Sequestration in Cropland Soils ［J］. Soil Tillage Research, 2001, 61(1-2): 77-92.

［10］金峰, 杨浩，赵其国．土壤有机碳储量及影响因素研究进展 ［J］．土壤, 2000，(1)：11-17. ［Jin Feng, Yang Hao, Zhao Qiguo. Advance in Evaluation the Effect of Soil Organic Carbon Sequestration and the Effect Factors ［J］. Soil, 2000, (1):11-17.］

［11］West T O, Post W M. Soil Organic Carbon Sequestration Rates by Tillage and Crop Rotation: A Global Data Analysis ［J］. Soil Science Society of America Journal, 2002, 66: 1930-1946.

［12］胡立峰，李洪文，高焕文. 保护性耕作对温室效应的影响 ［J］. 农业工程学报, 2009, 25(5): 308-312. ［Hu Lifeng, Li Hongwen, Gao Huanwen. Influence of Conservation Tillage on Greenhouse Effect ［J］. Transactions of the CSAE, 2009, 25(5): 308-312.］

［13］Steinbach H S, Alvarez R. Changes in Soil Organic Carbon Contents and Nitrous Oxide Emissions after Introduction of NoTill in Pam Pean Agroecosystems ［J］. Journal of Environmental Quality, 2006, 35(1): 3-13.

［14］Six J, Ogle S M, Breidt F J, et al. The Potential to Mitigate Global Warming with NoTillage Management is Only Realized When Practiced in the Long Term ［J］. Global Change Biology, 2004, 10: 155-160.

［15］Smith P, Goulding K W, Smith K A, et al. Enhancing the Carbon Sink in European Agricultural Soils: Including Trace Gas Fluxes in Estimates of Carbon Mitigation Potential ［J］. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2001, 60(1-3): 237-252.

［16］Choudhary M A, Akramkhanov A, Saggar S. Nitrous Oxide Emissions From a New Zealand Cropped Soil: Tillage Effects, Spatial and Seasonal Variability ［J］. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2002, 93(1): 33-43．

［17］Prieme A, Christensen S. Seasonal and Variation of Methane Oxidation in a Danish Spurce Forest ［J］. Soil Biology Biochemistry, 1997, 29(8): 1165-1172．

［18］万运帆, 林而达.翻耕对冬闲农田CH4和CO2排放通量的影响初探 ［J］．中国农业气象，2004, 25(3): 8-10．［Wan Yunfan, Lin Erda. The Influence of Tillage on CH4 and CO2 Emission Flux in Winter Fallow Cropland ［J］. Chinese Journal of Agrometeorology, 2004, 25(3): 8-10.］

［19］王爱玲．黄淮海平原小麦玉米两熟秸秆还田效应及技术研究 ［D］．北京：中国农业大学，2000．［Wang Ailing. Effects and Techniques of Straw Return to Soil in WheatMaize Rotation of Huanghuaihai Plain ［D］. Beijing: China Agricultural University, 2000.］

［20］王改玲，郝明德，陈德立.秸秆还田对灌溉玉米田土壤反硝化及N2O排放的影响［J］.植物营养与肥料学报，2006.12(6):840-844.［Wang Gailing,Hao Mingde,Chen Deli.Effect of Stubble Incorporation and Nitrogen Fertilization on Denitrification and Nitrous Oxide Emission in an Irrigated Maize Soil［J］.Plant Nutrition and Fertilizer Science.2006,12(6):840-844.］

［21］Vleeshouwers L M,Verhagen A.Carbon Emission and Sequestration by Agricultural Land Use:A Model Study for Europe［J］.Global Change Biology,2002.(8):519-530.

［22］Lal R,Bruce J P.The Potential of World Grop Land Soils to Sequester C and Mitigate the Greenhouse Effect［J］.Enviornmental Science & Policy,1999.(2):177-185.

［23］王绍强, 刘纪远. 土壤碳蓄积量变化的影响因素研究现状 ［J］. 地球科学进展, 2002, 17 (4): 528-534. ［Wang Shaoqiang, Liu Jiyuan. Research Status Quo of Impact Factors of Soil Carbon Storage ［J］. Advance In Earth Sciences, 2002, 17 (4): 528-534.］

［24］Richard D. Chronic Nitrogen Additions Reduce Total Soil Respiration and Microbial Respiration in Temperate Forest Soils at the Harvard Forest Bowden ［J］. Forest Ecology and Management, 2004, 196: 43-56.

［25］李明峰, 董云社, 耿元波, 等. 草原土壤的碳氮分布与CO2排放通量的相关性分析 ［J］. 环境科学, 2004, 25(2): 7-11. ［Li Mingfeng, Dong Yunshe, Geng Yuanbo, et al. Analyses of the Correlation Between the Fluxes of CO2 and the Distribution of C & N in Grassland Soils ［J］. Environmental Science, 2004, 25(2): 7-11.］

［26］张秀君. 温室气体及其排放的研究 ［J］. 沈阳教育学院学报, 1999, 1(2): 103-108. ［Zhang Xiujun. Studies on Greenhouse Gas and Its Emission ［J］. Journal of Shenyang College of Education, 1999, 1(2):103-108.］

［27］齐玉春, 董云社, 章申. 华北平原典型农业区土壤甲烷通量研究 ［J］.农村生态环境, 2002, 18(3): 56-58. ［Qi Yuchun, Dong Yunshe, Zhang Shen. Methane Fluxes of Typical Agricultural Soil in the North China Plain［J］. Rural EcoEnvironment, 2002, 18(3): 56-58.］

［28］胡荣桂. 氮肥对旱地土壤甲烷氧化能力的影响 ［J］. 生态环境, 2004, 13(1): 74-77. ［Hu Ronggui. Effects of Fertilization on the Potential of Methane Oxidation in Upland Soil ［J］. Ecology and Environment, 2004, 13(1): 74-77.］

［29］Erisman J W, Sutton M A, Galloway J, et al. How a Century of Ammonia Synthesis Changed the World ［J］. Nature Geoscience, 2008, 1: 636-639.

［30］Bhatia A, Sasmal S, Jain N, et al. Mitigating Nitrous Oxide Emission From Soil Under Conventional and NoTillage in Wheat Using Nitrification Inhibitors ［J］. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2010, 136: 247-253.

［31］Lal R. Soil Carbon Sequestration Impacts on Global Climate Change and Food Security ［J］. Science, 2004a, 304: 1623-1627.

［32］Liebig M A, Morgan J A, Reeder J D, et al. Greenhouse Gas Contributions and Mitigation Potential of Agricultural Practices in Northwestern USA and Western Canada ［J］. Soil Tillage Research, 2005, 83: 25-52.

［33］Monteny G J, Bannink A, Chadwick D. Greenhouse Gas Abatement Strategies for Animal husbandry ［J］. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2006, 112: 163-170.

［34］Fierer N, Schimel J P. Effects of DryingWetting Frequency on Soil Carbon and Nitrogen Transformations ［J］. Soil Biology Biochemistry, 2002, 34: 777-787.

［35］Cynthia M K, Dennis E R, William R H. Cover Cropping Affects Soil N2O and CO2 Emissions Differently Depending on Type of Irrigation ［J］. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2010, 137: 251-260.

［36］Akiyama H, McTaggart I P, Ball B C, et al. N2O, NO, and NH3 Emissions from Soil After the Application of Organic Fertilizers, Urea, and Water ［J］. Water Air Soil Pollution, 2004, 156: 113-129.

［37］Linn D M, Doran J W. Effect of Waterfilled Pore Space on Carbon Dioxide and Nitrous Oxide Production in Tilled and NonTilled Soils ［J］. Soil Science Society of America Journal, 1984, 48: 1267-1272.

［38］Bateman E J, Baggs E M. Contributions of Nitrification and Denitrification to Nitrous Oxide Emissions from Soils at Different Waterfilled Pore Space ［J］. Biology Fertility of Soils, 2005, 41: 379-388.

［39］Jarecki M, Lal R. Crop Management for Soil Carbon Sequestration Critical Reviews in Plant Sciences ［J］Plant Sciences, 2003, 22: 471-502.

［40］Freibauer A, Rounsevell M, Smith P, et al. Carbon Sequestration in the Agricultural Soils of Europe ［J］. Geoderma, 2004, 122: 1-23.

［41］Reganold J P, Palmer A S, Lockhart J C, et al. Soil Quality and financial Performance of Biodynamic and Conventional Farms in New Zealand ［J］. Science, 1993, 260: 344-349.

［42］Pulleman M, Jongmans A, Marinissen J, et al. Effects of Organic Versus Conventional Arable Farming on Soil Structure and Organic Matter Dynamics in a Marine Loam in the Netherlands ［J］. Soil Use and Management, 2003, 19: 157-165.

［43］Sainju U M, Schomberg H H, Singh B P, et al. Cover Crop Effect on Soil Carbon Fractions under Conservation Tillage Cotton ［J］. Soil Tillage Research, 2007, 96: 205-218.

［44］McCracken D V, Smith M S, Grove J H, et al. Nitrate Leaching as Influenced by Cover Cropping and Nitrogen Source ［J］. Soil Science Society of America Journal, 1994, 58: 1476-1483.

［45］Paustian, K. et al. Agricultural Mitigation of Greenhouse Gases: Science and Policy Options［R］. Council on Agricultural Science and Technology Report, 2004. 120.

Advance in Evaluation the Effect of Carbon Sequestration Strategies on

Greenhouse Gases Mitigation in Agriculture

SHI Yuefeng1 WU Wenliang1 MENG Fanqiao1 WANG Dapeng1 ZHANG Zhihua2

（1. College of Resources and Environmental Sciences, China Agricultural University, Beijing 100193, China;

2. College of Resources Science & Technology, Beijing Normal University, Beijing 100875, China）

Abstract

Agricultural field is an important source for three primary greenhouse gases (GHGs), including CO2, CH4 and N2O. Unreasonable agricultural managements increase GHGs and decrease the effect of soil carbon sequestration. Agricultural activities generate the largest share, 58% of the world’s anthropogenic noncarbon dioxide (nonCO2) emission, and make up roughly 14% of all anthropogenic GHG emissions. And soil carbon pool is the most active carbon pools in ecosystems. In addition, soil carbon pool could be a source or sink of GHGs.

篇7

在全球变暖和国际碳减排压力的背景下，发展低碳经济成为我国实现经济社会可持续发展的重要途径。低碳经济的发展涉及到社会生活的不同产业层面，其中，农业活动在区域碳循环中具有重要的地位和作用，一方面，大气中20%的co2、70%的ch4和90%的n2o来源于农业活动及其相关过程[1]，另一方面，农作物生长过程可以吸收大量的碳，其碳储量达170 pg，占全球陆地碳储量的10%以上[2]。因此，国内外逐渐开展了关于农业和农田碳汇问题的研究[2-9]，但国内外相关研究对于农业活动是碳源或是碳汇还存在着争议，据cole[3]估计，在未来的50～100年内，全世界农田可固定20～30 pg碳，另据lal[4]研究，全球耕地总的固碳潜力为0.75～1.0 pg·a-1。刘允芬[6]通过研究发现，农业生态系统是碳汇而非碳源。方静云等[10]则认为，由于作物的收获期较短，作物生物量的碳汇效果并不明显。一些学者近年来开展了对我国不同区域农田生态系统碳源/汇的研究，如韩冰等[9]对我国农田土壤的固碳潜力进行了测算，认为我国农业措施的固碳潜力为182.1 tg·a-1，赵荣钦等[11]研究发现，中国沿海地区农田生态系统碳吸收总量为22 482.4万t，而且碳吸收明显大于碳排放。另外，罗怀良[12]和鲁春霞等[13]也曾对我国农田生态系统植被碳蓄积量进行了测算，段华平[14]对我国农田生态系统的碳足迹进行了分析。以上研究，对于了解农业生产的碳源/汇特征提供了较好的思路借鉴。

总体而言，以上研究侧重于对中国部分区域农田生态系统碳源/汇的测算，而对全国层面农业生产的碳收支及减排对策的研究还需要进一步加强。鉴于此，笔者采用1978─2009年的数据，分析了中国农业活动的碳收支状况及其变化特征，并探讨了不同省级区域的碳收支的差异，提出了农业生产的碳减排对策和建议。

1 农业生产的碳收支特征

在联合国气候变化框架公约（unfccc）里，源（source）是指向大气排放温室气体的任一活动或机制，汇（sink）是指将温室气体从大气中移除的任一过程、活动或机制。固碳（carbon sequestration）是指固定并确保碳储存以免碳排放到大气中[15]。

农业生产过程是一个复杂的系统，主要受人为因素控制。人类必须不断地从事各种活动，才能使农田生态系统健康运行。为使系统保持平衡并维持较高的生产力水平，必须通过多种途径投入人力、水以及用于各种农业机械的化石燃料等物质和能源，以补偿产品输出后所出现的亏损[16]，而这些过程需要有机碳的消耗，因此，从碳循环的角度而言，农业经营活动也是碳的输入输出过程。其中，农作物光合作用固碳和人工有机肥是主要的碳输入，而农田化肥生产，农业机械使用，农村用电和灌溉过程等的碳排放是主要的碳输出过程。因此，笔者就主要对农业生产的重要碳收支环节进行估算，以全面了解中国农业生产的碳源/汇状况。需要说明的是，尽管肥料、农业机械、农药等本身不含能量，但其制造或运作过程消耗了大量间接工业辅助能[19]，而这些物质和能量在农业生产中参与了循环，因此在生产过程或耗能过程中释放的碳也应看作是农田生态系统碳排放的途径之一。t. o. west [17] 称之为“全碳分析”（full c cycle analysis），即包括对能源使用、电、肥料、灌溉和农田机械的碳排放的估算。

2 研究方法

数据来源于《中国统计年鉴》1978─2009年全国各种农作物产量、种植面积数据和灌溉、施肥、农业机械、农村用电等农业投入统计数据。

（1）总碳排放（et）估算公式为：

et=ef+em+ep+ei

式中，ef，em，ep，ei分别为农田化肥生产，农业机械使用，农村用电和灌溉过程带来的碳排放。各项碳排放过程计算公式如下（其中a、b、c、d为系数，参照t.o. west[17]的转换系数）：

ef = gf × a

em = （am × b）+（wm × c）

ep = （wp × c）

其中，gf 为化肥使用量，am为农作物种植面积，wm为农业机械总动力，wp为农村用电总动力，c=0.18 kgc·kw-1，为灌溉面积，a=857.54 kgc·mg-1；b=16.47 kgc·hm-2，c=0.18 kgc·kw-1，d= 266.48 kgc·hm-2。

（2）总碳吸收（ct）估算公式为：

其中，i表示第i种农作物类型；cd为某种作物全生育期对碳的吸收量；cf为作物合成1 g有机质（干质量）所需要吸收的碳，yw为经济产量，dw生物产量，h为经济系数， 三者存在数量关系： dw = yw /hi，中国主要农作物经济系数和见文献[11]。

3 结果与分析

3.1 1978─2009年中国农业生产碳排放特征分析

就碳排放总量而言，自1978年以来呈明显增加趋势。由1978年的2 661.21万t增加到2009年的19 344.31万t（图1），增长了约6.27倍，年均增长率10%。农业生产碳排放的各项构成要素中，灌溉碳排放增长幅度较小，31年间仅增长了30%；农业机械碳排放和化肥使用碳排放呈现稳定的增长势头，而农村用电碳排放增势最为明显。这说明自1978年至2009年，我国农田基础灌溉设施变化不大，农田灌溉碳排放没有显著变化，而其他农业投入如化肥、农机使用等则持续增加，并且随着农业机械化程度的提高，农村用电量显著增加，尤其是1997年农村用电碳排放首次超越农业化肥使用碳排放，呈现出剧烈增长之势，这些变化都与我国农业机械化、现代化的发展密不可分。

3.2 1978─2009年中国农作物碳吸收特征分析

与碳排放逐年显著增加的趋势不同，我国农田生态系统碳吸收由1978年的 30 654.34万t增加到2009年的66 151.95万t，增加了115.8%，呈现出总体上升、稳中有变的发展趋势（图2）。碳吸收总量在90年代之前增势明显，此后则呈现上升缓慢、稳中有变的趋势。这主要是因为1978年我国农业政策发生了重大调整，的实施极大刺激了农民生产的积极性，随后几年间我国农作物单位面积产量增势显著，20世纪90年代以后由于国家政策、农业投入以及农作物播种面积、单位面积产量渐趋平稳，碳吸收总量也呈现平稳发展的势头。

1978─2009年，由于碳排放的增长显著，而同期农田生态系统碳吸收增长平稳，因此同期净碳汇呈稳中有降的发展趋势（图3），尤其从20世纪90年代末以来，下降趋势明显。

3.3 2009年中国各省区农业生产碳源/汇变化特征分析

利用2009年全国各省、直辖市以及自治区的农业生产相关统计资料，对各省区的碳源/汇变化特征进行横向对比分析，统计数据均来源于《中国统计年鉴》。

3.3.1 各省区碳排放变化特征分析 各省碳排放总量相比之下，江苏、广东2009年碳排放总量突破2 000万t，居全国之首；而浙江、河北、山东、河南4省碳排放总量突破1 000万t，居全国前列。这一方面是因为农作物播种面积较大，如河南省2009年农作物播种面积达1 418.1万hm2，居全国之首，因此，相应的农业投入如化肥施用、农田灌溉和农机使用带来的碳排放量较多；另一方面是农村用电量大所致，如江苏省2009年农业系统碳排放高达2 868.5万t，主要原因是由于其农村用电量大，因此碳排放总量大，其他如浙江、广东等沿海发达省也是如此。主要是由于这些地区农业相对发达，现代化水平较高，因此能源消耗量大（图4）。

转贴于

就各省碳排放总量内部构成要素而言，各构成要素对其碳排放总量的贡献各不相同。上海、浙江、广东、江苏等发达省市，农村用电碳排放占其碳排放总量的比例均在80%以上，其中以上海最为突出，高达94%，而西藏却不足10%。

3.3.2 各省区碳汇变化特征分析 2009年中国各省农田生态系统净碳汇量及地区差异很大。就净碳汇量而言，我国大部分省市农业生产碳收支基本持平并略有盈余，只有个别省市碳排放量大于碳吸收量，净碳汇出现负值。就净碳汇的地区差异来讲，以农业为主的中西部省市与沿海及经济发达省市存在较大差异。其中净碳汇量最大的河南省总量达到6 150.5万t，而最小的广东省则为负624.7万t，说明河南作为主要的农业大省，农作物播种面积大，农田生态系统碳吸收总量远远超过农业生产碳排放，因此具有很强的固碳能力。与此相反的是以广东、浙江、上海等省市为代表的沿海发达省市，因其农业投入高，和播种面积相近的其他省份比，其农业碳排放远远超过其农田生态系统的碳吸收量，出现了净碳汇及单位面积净碳汇均为负值的情况（图5、图6）。

4 中国农业生产的碳减排对策

4.1 推广节水农业，提高农田灌溉效率

我国农田水利设施不够完善，农田灌溉方式也依然沿用过去的随地“漫灌”方式，造成水资源的极大浪费。对此，一方面要因地制宜，在我国水资源短缺的北方地区大力发展旱作农业、节水农业，另一方面通过采用有效的渠道防渗技术及管道输水等方式，减少灌溉过程的水资源流失，同时积极使用喷灌、滴灌等先进的节水灌溉技术，注重农业灌溉用水的净化处理和回收再利用，不断提高灌溉效率，促进水资源的合理、有效和节约利用。

4.2 科学施肥，提高肥料利用率，增施有机肥

以往的过量粗放的化肥施用方式，一方面削弱了庄稼的生产能力，造成很大程度的资源、能源浪费，加剧环境污染；另一方面又破坏了土壤自身的物理性状，导致土壤板结，不利于农作物生长。因此，大力推广测土配方施肥和科学施肥，增施有机肥、厩肥，发展可持续农业，既满足庄稼生长的肥料需求、改善土壤性状，又能节省能源、保护环境、减少农民负担，因而具有极大的社会、经济和生态效益。

4.3 改变传统耕作方式，促进秸秆还田，提高土壤固碳效率

我国人多地少，应通过调整耕作制度， 采用恰当的耕作方式（如轮作）和保护性耕作措施来提高土壤有机碳稳定性，增加农田碳汇，另外要加强对农民的科学宣传教育，促进农作物秸秆还田。通过秸秆粉碎、沤制还田，推行过腹还田、发展沼气等各种措施，促进秸秆科学还田[18]。既培育土壤肥力，提高土壤有机质含量，又减少了秸秆焚烧造成的环境污染等负面效应，促进农业生产活动中的非经济产量的资源化利用。

4.4 提高农业生产率，促进农作物生育期碳吸收

改良土壤，加强水利设施建设，改善农业生产条件。改良作物品种，培育耐高温、抗干旱等极端气候及抗病虫害的优良品种，确保在新的生态环境下农牧产量的不断提高，扩大农作物生育期碳的吸收和存储。

4.5 促进土地集约节约利用，提高单位面积生产率

目前，我国农业生产用地存在很多利用和管理问题，由于分户经营而带来的户均农用地面积小，不利于农业生产的机械化和开展规模经营；经济发展较快的地区私自改变农用地用途或者撂荒、抛荒的问题较为普遍，土地集约化程度低，利用率不高，单位面积生产率较低。因此，要根据各地实情科学编制土地利用总体规划并确保实施，推行科学决策加快农用地流转进程，促进农村土地规模化、机械化经营；另外，通过对农民进行科技培训等多种渠道，促进农业生产科学化、现代化，以提高单位面积生产率。

5 结论与讨论

篇8

关键字：工业部门；减排成本；减排成本曲线；碳交易；方向性距离函数

DOI：10.13956/j.ss.1001-8409.

中图分类号：F426；X24文献标识码： 文章编号：

Abstract： From the perspective of industry emission reduction costs， this paper use the direction distance function to measure carbon reduce marginal cost among China's industrial sectors. Based on the marginal cost curve， we build a carbon trading modeling. According to China current carbon trading pilot emission allocation system， we distribute carbon emissions quota to industrial departments and discuss the influence of the carbon reduce cost and market transaction price in carbon trading market. The results show that： with the increase of emission reduction， the cost of emission reduction shows a rising trend. Lower emissions intensity means higher emission reduction cost. To achieve the reduction of 45% of the 2020 emission reduction targets， it will take three times more cost of reducing emissions than that of 40%.

Keywords： industrial sector； reduction costs； reduction cost curves； carbon trading； direction distance function

引言

伴随经济的高速增长，我国碳排放总量也在持续增长，环境承载能力已经达到上限，经济发展面临瓶颈，如何协调二氧化碳减排与经济发展这对矛盾是我国面临的主要问题。2009年我国就宣布在2020年单位国内生产总值的二氧化碳排放量要比2005年下降40%～45%，并将“加快推进资源节约和环境保护”纳入到国家经济发展战略上。2013年上海、深圳等七省市的碳交易试点陆续成立，现已进入到了配额发放与排放权交易阶段，经过一年多试点，在推动节能减排和带动低碳环保产业发展等方面取得了显著成效，但也存在诸如企业参与度不高、碳交易机制不完善、市场交易量小、流动性不均衡等问题。通过部门间减排成本测算构建碳交易模型，对完善我国碳交易机制、推进碳交易政策制定、测算实现2020年减排目标所需要付出的成本具有重要的理论和实践价值。

碳交易机制设计就是通过设定减排目标，按照分配的碳排放许可，企业在碳交易市场进行配额交易并形成交易价格。很多学者在减排成本测算、减排成本曲线拟合及碳排放权初始分配机制方面做了研究。减排成本有微观和宏观层面的定义。微观层面是指减少单位排放而需要增加的技术资金投入，主要用能源优化模型和MARKAL-MACRO模型等进行测算。如我国学者陈文颖等[1]通过建立MARKAL-MACRO模型测算了减排边际成本。吴力波等[2]构建了中国多区域动态一般均衡模型，模拟分析了省市边际减排成本曲线。但范英等[3]认为宏观减排成本（各生产单元通过各种手段进行节能减排时所导致的经济增长的损失）更能准确地反映不同行业和地区的经济联系。方向性距离函数由于能够识别出环境污染等坏产出不同于好产出的负外部性，被用来估算污染物等坏产出的影子价格[4]。如Fare等[5]测算了美国发电厂二氧化硫减排价格，发现影子价格呈增高趋势。涂正革[6]基于方向性环境生产前沿函数估算了我国各地区工业二氧化硫影子价格。刘明磊等[7]运用DEA产出距离函数测算了我国各省市二氧化碳减排成本。陈诗一[5]采用参数和非参数方法估计了我国不同工业行业二氧化碳平均影子价格。秦少俊等[8]构建了火电行业方向性生产前沿面函数，拟合出减排成本曲线。魏楚[9]基于参数化的方向距离函数，分析了我国城市二氧化碳边际减排成本。可采用二次曲线、对数函数、指数函数和幂函数 [10] [11] [12] 等对减排成本曲线进行拟合。很多学者都认同减排成本随着减排量的增加呈现单增的凸函数性质。我国学者陈文颖等[1]、李陶等[13]和崔连标等[14]、夏炎等[15]就分别使用二次函数、对数函数、指数函数刻画了边际减排成本曲线。在不完全竞争市场中，排污权的初始分配会影响排污权交易的效率，李凯杰等[16]对初始排放权分配机制的研究进行了归纳。碳排放初始分配主要有免费分配、有偿分配和混合分配三种形式。目前，使用比较多的是免费分配方式，如我国学者李寿德等[17]构建了多目标决策模型研究初始排污权免费分配问题。吴征帆等[18]提出了排污权免费分配结构设计框架。谢传胜等[19]对不同火电厂的碳排放权进行了免费分配。

综上，减排成本的测算主要是按照地区、城市或者某一具体行业展开的，针对行业间减排成本测算的相对较少，各地区生产技术结构相同的假设也不符合实际情况；按照地区进行的减排成本测算使各地区对碳交易机制和规则的制定不尽相同，不利于碳交易市场的建设和完善；基于历史排放数据的分配模式在实践中对碳交易市场的影响程度如何的研究也不多见。

基于此，本文以行业间减排成本研究为视角，把相同行业数据放在一起构造生产前沿面，提高了测算的准确性；采用方向性距离函数测算减排成本，将不同行业的减排强度和减排成本拟合出整个工业行业的减排成本曲线，使用坐标平移等方法测算不同部门的减排成本曲线；按照我国碳交易试点排放权分配办法，将初始碳排放权的配额模拟分配给工业各部门，以2020年的减排目标为约束，构建碳交易模型，讨论碳交易市场对行业间减排成本和交易价格的影响，这对在实践中完善碳交易机制具有一定的指导意义。

1.部门间排放权交易模型

1.1减排成本测算

宏观减排成本在距离函数中体现为减少一单位非期望产出对期望产出的影响。本文采用方向性距离函数处理含有非期望产出的单元效率测算，即根据各个单元目前投入产出数据的最优生产前沿面计算各个单元离这个面的距离。

假定生产单元共有K个，第k地区经济产值用y_k表示，二氧化碳排放量用b_k 表示，X_k=（x_k^E，x_k^L，，x_k^CS）代表第k地区能源消耗量、劳动投入及资本投入组成的投入向量。根据fare[4]的研究，产出集定义为：

上面的约束分别为测算的第i个单元的期望产出要小于生产前沿面的最优产出，非期望产出和投入要素则要大于生产前沿面的最少排放和投入，λ表示强度列向量，根据文献[4]的相关研究，我们需要假设产出为非规模递增，即λ的和要小于等于1。

要计算减排成本，必须求出方向性距离函数分别对好坏产出的导数，而这可以通过求出好坏产出限制条件所对应的拉格朗日乘子来计算，分别用f（.）和g（.）表示。Fare指出要估算非期望产出影子价格的绝对值，最直接的方法是假设好产出的价格p等于1元，那么第k个单元的影子价格其实就等于两个拉格朗日乘子之比。即

由此可以看出：碳交易价格p ?和行业i的实际减排量（A_i ） ?都与该行业的初始分配无关，与减排比例存在正相关关系，但是不同的减排额度分配会影响该行业的减排成本和社会总成本。

2.数据处理与结果分析

2.1 数据处理

本文的数据来源于2004～2012年《中国统计年鉴》和《中国工业统计年鉴》。文中涉及到的行业为39个工业部门。在投入向量中，把规模以上工业分行业固定资产净值年平均余额作为资本投入；以工业部门规模以上企业全部从业人员年终人数作为劳动投入；以能源消耗总量代替能源投入。在产出向量中，以相应行业工业总产值作为期望产出，把各种能源消耗（燃烧排放、电力和热力排放）采用排放因子法核算成二氧化碳排放量作为非期望产出。固定资本投入和工业总产值做了以2003年为基准的可比价调整。

免费分配有两种模式：一是基于历史排放进行分配，二是依据现实产量水平或排放量来分配。考虑到数据可得性和基于历史排放分配模式更容易被政府付诸实施，本文将行业间排放额分配方法设定为基于2009～2011年三年排放量免费分配的初始分配机制。假设至2020年工业总产值每年按8%的速度增长，将二氧化碳排放量预测至2020年，得到各个行业在2020年的碳排放强度。将2009～2011年各行业平均排放量作为权重系数，在计算出2020年需要的减排量之后，将减排配额分配给各个行业，计算出的减排配额约占各行业在2020年估计排放量的6%到10%。

2.2 碳排放强度与减排成本

依据减排成本核算模型，利用Lingo9.0求出2012～2020年间各行业的减排成本，核算出二氧化碳和减排成本研究跨度期间的平均值（见表1），测算的减排成本变动范围与陈诗一核算的结果比较接近。拟合出碳排放强度（自然对数值）和减排成本的曲线如图1所示，点的大小是根据方向性距离函数计算出的减排潜力，代表该生产单元达到生产前沿面时可以减少的排放比例。

从表1和图1可以看出：（1）减排成本随着排放强度的降低呈现了上升趋势，上升速度随着排放强度的减小而增加，呈现单增的凸函数性质；（2）减排潜力大的点多数来自排放强度高的数据点，其能源利用效率有很大的改善空间；（3）碳排放强度较高的如电力、热力的生产和供应业、石油加工、炼焦及核燃料加工业等行业，其排放强度均在3吨/万元以上，但每吨的减排成本都不足千元，而碳排放强度较低的如文教体育用品制造业、仪器仪表及文化、办公用机械等行业，其排放强度均在0.8吨/万元以下，但减排成本较高，在2-10万元之间，表明其减排空间要远远低于高能耗的行业。

2.3 碳交易下减排所需的成本

通过统计软件Eviews对减排成本曲线进行拟合，得到我国工业部门减排成本曲线：

P值均在0.05以下，在95%的置信区间拟合结果比较理想。利用碳交易模型，计算碳排放强度降低40%时的减排量与总成本，结果表明：（1）我国要实现2020年的减排目标，需要继续减排15.3亿吨二氧化碳，付出的社会总成本为2266亿元，约占当年估算工业总产值的0.16%，这个结论与崔连标的研究结果接近。碳交易价格为296元/吨，高于目前上海市实际38元/吨的价格，主要原因可能是目前的碳排放强度比2020年设定的标准高，另外论文使用的是宏观减排成本，可能要大于微观减排成本；（2）在行业间减排责任分配上，主要减排行业为电力、热力的生产和供应业、石油加工、炼焦及核燃料加工业、黑色金属冶炼及压延加工业、煤炭开采和洗选业，这几个行业均承担着千万吨以上的减排责任，其减排量分别为71668.64、59859.06、12468.03、4786.69万吨，减排成本相对较低，他们作为减排主力能够实现社会减排成本的最优化。但仪器仪表及文化、办公用机械、通用设备制造业、皮革、毛皮、羽毛（绒）及其制品业、印刷业和记录媒介的复制等行业的排放量比较低，分别为0.04、0.12、0.18、10.25万吨，减排成本较高，为了降低减排成本，他们会倾向于在碳交易市场上购买排放权配额；（3）减排45%时需要付出8593亿元减排成本，交易价格为580元/吨，较40%时有非常显著的增长；而减排35%时只需要付出877亿元减排成本，交易价格为184元/吨。

3.结论与建议

本文利用方向性距离函数测算边际减排成本，拟合出整个工业行业的减排成本曲线，使用坐标平移等方法测算不同部门的减排成本曲线；将初始碳排放权配额模拟分配给工业各部门，根据碳交易模型，探讨了碳交易市场对行业间减排成本和交易价格的影响。得出的结论如下：

（1）随着减排量的增加，减排成本呈现单增的凸函数性质；（2）工业部门间排放强度和减排成本差异较大。排放强度较高的如电力、热力的生产和供应业、燃气生产和供应业等行业，其减排成本较低，而排放强度较低的如纺织服装、鞋、帽制造业、通信设备、计算机及其他电子设备等行业，其减排成本较高；（3）要实现2020年减排40%的目标，工业部门需要再减排15.3亿吨二氧化碳，付出的社会总成本为2266亿元，交易价格为296元/吨。实现降低45%的减排目标，要比减排40%时多消耗近三倍的减排成本。

本文仅仅研究了基于历史免费分配模式下的碳交易模型，今后将对其他分配模式下的碳交易模型做进一步的探讨。

4.参考文献

陈文颖，高鹏飞，何建坤.未来二氧化碳减排对中国经济的影响[J].清华大学学报（自然科学版），2004，44（6）：744-747.

吴力波，钱浩祺，汤维祺.基于动态边际减排成本模拟的碳排放权交易与碳税选择机制[J].经济研究，2014（9）：48-61，148.

范英，张晓兵，朱磊.基于多目标规划的中国二氧化碳减排的宏观经济成本估计[J].气候变化研究进展，2010（3）：130-135.

陈诗一.工业二氧化碳的影子价格：参数化与非参数化方法[J].世界经济，2010（10）：93-111.

Fare R， Gross Kopf S. Characteristics of a Polluting Technology：Theory and Practice[J]Journal of Econometrics Current Developments in Productivity and Efficiency Measurement，2005，126（2）：469―490.

涂正革.工业二氧化硫排放的影子价格：一个新的分析框架[J].经济学（季刊），2009（10）：259―282.

刘明磊，朱磊，范英.我国省级碳排放绩效评价及边际减排成本估计：基于非参数距离函数方法[J].中国软科学，2011（3）：106-114.

秦少俊，张文奎，尹海涛.上海市火电企业二氧化碳减排成本估算―基于产出距离函数方法[J].工程管理学报，2011（6）：704-708.

魏楚.中国城市CO2边际减排成本及其影响因素[J].世界经济，2014（7）：115-141.

Jennifer M，SergeyP，John R. Marginal Abatement Cost and Marginal Welfare Costs for Greenhouse Gas Emissions Reductions： Results from the EPPA Model[R].Massachusetts Institute of Technology，Joint Program on the Science and Policyof Global Change，Report 164，2008.

NordhausW.D.The Cost of Slowing Climate Change：A Survey[J].Energy Journal，1991（12）：37-65.

CriquilP，Mima S，ViguierL.Marginal Abatement Costs of CO2 Emission Reductions，Geographical Flexibility and Concrete Ceilings： An Assessment Using the POLES Model[J].Energy Policy，1999（27）：585-601.

李陶，陈林菊，范英.基于非线性规划的我国省区碳强度减排配额研究[J].管理评论，2010（6）：54-60.

崔连标，范英，朱磊、毕清华，张毅.碳排放交易对实现我国“十二五”减排目标的成本节约效应研究[J].中国管理科学，2013（2）：37-46.

夏炎，范英.基于减排成本曲线演化的碳减排策略研究[J].中国软科学，2012（3）：12-22.

李凯杰，曲如晓.碳排放交易体系初始排放权分配机制的研究进展[J].经济学动态，2012（6）：130-138.

李寿德，黄桐城.初始排污权分配的一个多目标决策模型[J].中国管理科学，2003（6）：40-44.

篇9

Abstract： This article mainly investigates some technologies about carbon dioxide， just like carbon dioxide concentration， desulfurization by physical or chemical method before getting into the coke oven， high temperature hydrogenation desulfurization process in coking and the final desulfurization in coal gas for the sulfur recovery. This article focuses on the desulfurization in the process of Coking.

关键词： 焦煤入炉前脱硫；碳化过程加氢脱硫；回收煤气脱硫

Key words： desulfurization before getting into the coke oven；hydrogenation desulfurization in carbonization；recovery gas desulfurization

中图分类号：X5 文献标识码：A 文章编号：1006-4311（2013）07-0293-02

0 引言

目前世界上约85%的商业能源需求都是靠化石燃料来满足，要想迅速抛开化石燃料而不影响全球经济发展恐怕是不可能的，目前已经认识到化石燃料燃烧所排放的二氧化碳，可以通过富集和地质储存（CCS）而大大减少。本文主要从化石燃料利用的角度来阐述一下二氧化碳的减排、富集和储存技术的研究进展，发展现状和前景。

1 二氧化碳的减排

《京都议定书》大致从三个方面来促进二氧化碳的减排：一是应对全球变暖的政治策略，二是二氧化碳税和排放权交易，三是清洁发展机制（CDM）。对二氧化碳为主的温室气体减排技术的研究，目前主要分为源头控制和后续处理，包括减少温室气体排放技术、增加碳汇技术（陆地生态系统碳汇、海洋碳汇等），以及碳捕获和封存技术。国外研究人员提出了“稳定楔”理论，即15种减缓气候变化的温室气体减排技术，目的是在2050年前将全球大气中CO2的浓度保持在500mL/m3。要达到该目标至少需要综合运用15种技术中的任意7种。15种减排技术综合归纳起来主要有以下5种：

①提高能源效率和加强管理。表现在提高燃料的使用效能、减少车辆的使用、降低建筑耗能、提高发电厂效能等方面；②燃料使用的转换，以及CO2的捕获与封存。以天然气取代煤作燃料、捕获并储存发电厂CO2。③核能发电。用核能技术替代燃煤发电的技术。④可再生能源及燃料。如风能、太阳能、可再生燃料（生物质能）。⑤对CO2的吸收。森林和耕地对CO2的吸收作用。

国际能源局（IEA）指出，通过提高能效和增加可再生能源生产来减少CO2排放的潜力仍是有限的。CCS在10～20年内是可大大减少CO2排放有潜力的技术。因此，减少全球CO2排放的策略必须将以下几种组合采用：提高能效；更多地生产可再生能源；较多地实施CCS。减少CO2排放几大策略的潜力如图1所示。

因此，CO2的捕获和封存技术是当前该领域研究的热点，被认为是最具应用前景的温室气体减排技术之一。下面就主要介绍一下CCS的研究现状和进展。

2 二氧化碳的富集

目前，电厂和其他工业生产燃烧生成的二氧化碳主要以烟气的形式排出，烟气中二氧化碳的浓度在4-14%（V/V）左右，从原理上来说，这些烟气可以通过压缩至10MPa以上而被储存起来，从而减少二氧化碳的排放，但如此大的烟气量造成存储源的浪费，同时压缩烟气的能量消耗巨大，因此生产利于运输和储存的高纯度的二氧化碳就有利可图，这个过程被称为二氧化碳的富集。二氧化碳的富集与储存对于大型固定的排放源来说是最实用的，它所需求的支持运输网络的相关设施最简单并且构建起来最经济。化石燃料燃烧工厂的二氧化碳富集一般有四种工艺路线：

①燃烧后富集；②燃烧前富集；③在燃料氧化燃烧过程中富集；④化学链燃烧技术。

2.1 燃烧后富集 燃烧后富集是从化石燃料燃烧后的含有NOx和SO2的烟气中分离出二氧化碳的过程。图2是燃烧后富集CO2的工艺流程示意图。

由图可知，燃烧后富集是从燃料燃烧产生的烟气（CO2、NOx、SO2）中分离CO2，目前首选的技术是用化学溶剂（通常是用胺，如乙醇胺MEA）对烟气进行洗涤，化学溶剂与二氧化碳发生化学反应后形成一种化合物，然后对溶剂进行加热，化合物分解，分离出高纯度的CO2，同时达到化学溶剂再生的目的。

2.2 燃烧前富集 燃烧前富集是指，燃料与氧气或空气亦或水蒸气发生反应产生主要成分是一氧化碳和氢气的混合气体，这个过程被称为气化、部分氧化或重整。一氧化碳和氢气的混合气体通过催化转化也即水煤气变换反应使一氧化碳与水反应生成二氧化碳和氢气，然后二氧化碳被分离出来，氢气则作为燃气轮机联合循环系统的燃料，如整体煤气化联合循环系统（IGCC）。图3是燃烧前富集CO2的工艺流程示意图。

该工艺可以用于从天然气、石油或煤为燃料的系统，但是以石油和煤作燃料时，需要加装去除硫化物、氮氧化物和颗粒物等杂质的设备。和燃烧后分离相比，燃烧前分离需要处理的气体较少，所处理气体压力较高，二氧化碳浓度较大，这就减小了二氧化碳分离设备的尺寸，从而降低了投资成本。

显然，燃烧前富集工艺需要从根本上改变原有电厂设计的变化，但大多数燃烧前二氧化碳富集技术已经在制氨厂和其他工业过程中得到了证实，并且这些技术正在美国的Great Plains Synfuels电厂应用。另外对于一些不需要富集二氧化碳的电厂来说，此工艺还可以用来制造氢气，如采用IGCC的电厂。

在燃烧前富集工艺中生产的氢气可以作为燃料电池的替代燃料，虽然目前来说燃料电池和燃气轮机相比不具竞争力，但是从长远来看，随着化石燃料的减少，特别是对于小型发电厂和运输业而言，燃料电池的优势是不言而喻的。

对于燃烧前二氧化碳富集工艺，通过新技术的开发，节约成本和提高能源效率的空间是巨大的。

2.3 富氧燃烧富集 富氧燃烧富集二氧化碳是指，燃料在氧气和二氧化碳的混合气体中燃烧，而不是在空气中燃烧，因而产生的是一种富含二氧化碳的烟气。通常，氧气由空气分离装置提供，氧气和二氧化碳混合气体通过将部分烟气回流到燃烧室里生成。图4是在燃料氧化燃烧过程中富集CO2的工艺流程示意图。

该工艺燃烧炉使用氧气和二氧化碳混合气的目的是为了控制火焰温度，如果燃烧发生在纯氧中，火焰温度就会过高，不易控制，很可能会超出燃烧炉所承受的最高温度，但如果在燃烧炉里回流部分含有高浓度二氧化碳的烟气，就可以控制燃烧炉的温度，改善燃烧速度，从而提高热效率。这样产生的烟气富含二氧化碳，并且不含氮氧化物，部分回流到燃烧室，大部分被除去硫化物和颗粒物杂质后二氧化碳的浓度可接近90%，这样就不需要对其进行分离就可以直接进行压缩储存或运输。

这种工艺的优点在于不用任何除NOx的设备，还可以省去分离二氧化碳的设备和能耗，并且由于燃烧炉里氧气的浓度较空气燃烧来说高得多，这就可以大大减小燃烧炉的规模，进而后续如脱硫等工段的设备也相应减小，这样就更进一步减少了设备投资。由于不需要对二氧化碳进行分离，就大大降低了分离二氧化碳带来的能量消耗，节约了成本。

2.4 化学链燃烧技术富集 一些新的工艺方案试图避开在上述工艺中使用空气分离装置，因为它的能量需求大。化学链燃烧技术利用金属氧化反应来分离氧气，随着后来金属氧化物的减少，为化石燃料燃烧提供了所需的氧气。该技术把传统的燃烧分解为两个气固化学反应，燃料与空气不直接接触，是一种无火焰的燃烧方式。

该系统含有两个反应器：空气反应器和燃料反应器。在燃料反应器内金属氧化物与燃料气体发生还原反应并吸收热量，一般使用天然气、氢气等作为燃料气体。其反应式为：

（m+4n）MeO+2CnHm+ΔHred（m+4n）Me+mH2O+2nCO2 （1）

在燃料反应器内被还原的金属颗粒回到空气反应器并与空气中的氧气发生氧化反应放出热量，其反应式为：

Me+O2MeO+ΔHox （2）

式（1）与式（2）相加即为传统燃烧反应

CnHm+O2nCO2+m/2H2O+ΔH （3）

通常情形下，反应（1）吸收热量，反应（2）放出热量，这两部分热量的代数和即为反应（3）中的ΔH，即燃料进行传统燃烧时放出的热量。但是由于该种燃烧形式把一步化学反应转变成了两步化学反应来完成，实现了能量的梯级利用，提高了能源利用率。特别是，从燃料反应器内排出的二氧化碳和水蒸气可以直接通入冷凝器被冷却，在不需要额外消耗能量的情况下，把水蒸气冷凝成液态水，分离出高浓度的二氧化碳，便于进行下一步对二氧化碳的回收和处理。另外在燃烧过程中，燃料不与氧气直接接触，避免了燃料型NOx的生成。当燃烧温度低于1500℃时，热力型NOx生成极少，而空气侧反应温度较低，因而可以控制热力型NOx的生成。

化学链燃烧技术仍处于研究阶段，目前主要采用热重分析仪、流化床和固定床进行探索性研究，作为氧载体的金属物质主要有Fe、Ni、Co、Mn、Cu、Cd等。

3 二氧化碳的分离技术

上述的四种工艺路线都包括从气流中分离二氧化碳，目前有四种主要的二氧化碳分离方法[1-3]，选择哪一种方法取决于要富集的二氧化碳的状态（压力、浓度和量），这四种二氧化碳的分离方法分别是：吸收分离法；吸附分离法；膜分离法。

参考文献：

[1]裴克毅，孙绍增，黄丽坤.全球变暖与二氧化碳减排[J].节能技术，2005，23（03）：239-243.

篇10

关键词：次发达地区;碳排放;结构调整;路径选择

基金项目：本文为河北省社会科学基金项目：“河北省次发达地区经济结构调整研究――基于雾霾治理视角”（项目编号：HB14YJ013）

中图分类号：F127 文献标识码：A

收录日期：2015年1月29日

近年来，在环境问题日益严重的背景下，如何有效减少经济发展中的碳排放量已经成为了中国政府和社会需要解决的迫切任务。其中，以河北省、山西省为代表的华北地区日益严重的雾霾问题成为近期社会公众关注的焦点问题。面对空气污染，多数地区采取调整产业结构“退二进三”、调整能源结构等措施来降低经济发展过程中的碳排放强度。相对于发达地区，河北、山西等地区属于经济次发达地区，这些地区一方面对于加快经济发展速度具有更迫切的要求，面临着经济增长与环境保护的两难境界，另一方面对于现存的环境污染，又缺乏充足的治理资金。那么，在发达地区比较有效的减排措施对于次发达地区是否可行？本文拟以河北省为研究载体，从经济结构调角度探讨次发达地区低碳经济发展的实现路径与政策选择问题。这一问题的有效回答，对于次发达地区破解经济发展与节能减排困境，实现经济转型具有十分重要的现实意义。

一、次发达地区减排路径可能性分析

目前，中国处于城市化、工业化快速发展阶段，主要特征是经济增长速度快、能源需求增长快且具有刚性。这一特点决定了中国与发达国家的减排目标的差别，发达国家的减排是绝对量的减排，而中国的减排是与GDP相关的相对量减排，即在经济增长的过程中降低单位GDP的碳排放量（即碳排放强度）。根据前人的研究和发达地区的经验，降低单位GDP的碳排放量主要有两条途径：一是改进技术，提升能源使用效率;二是调整经济结构，提升低碳经济比重。

就能源使用效率而言，即通过推广使用节能技术，降低具体经济活动的能源消耗量，以此达到降低碳排放量的目的，这一途径是肯定无疑的。但是，我们知道技术进步的速度比较缓慢，且由于先进技术的高昂研发成本，使得先进技术全面推广使用更加艰难。因此，想通过技术进步在短期内达到降低碳排放的目的是不太现实的。相比于技术进步，经济结构调整的减排效应非常明显，在既定的能源利用技术水平下，通过降低高耗能经济的比重，可以在短期内迅速实现减排目的。经济结构包括很多维度，但是存在能源消耗强度不同的结构主要包括宏观的三次产业结构和能源消费结构等。进一步地，鉴于工业是第二产业甚至整个国民经济的能源消费大户，工业内部结构特征对碳排放的影响也不容忽视。

1、三次产业结构。由于不同的经济活动方式，各个产业的能源利用强度存在较大差异。按照能源消耗强度排序，分别是第二产业、第一产业、第三产业。近年来，中国碳排放量飞速增长主要来自第二产业，而第三产业的能源消耗与污染排放相对较少，且产出水平也更高。因此，各地政府希望通过“退二进三”达到降低碳排放和实现经济增长的双重目标。

2、能源消费结构。目前，经济生产过程终端能源消费主要是包括煤炭、石油、天然气等一次能源和电能。由于不同的成分和能量储存，各类能源在使用过程中的碳排放强度也不尽相同，根据国家发改委能源所的测算，煤炭的碳排放系数最高，其次是石油、天然气，电力为零排放。而现实情况是，由于较低的开采成本，煤炭已成为国民经济中最主要的能源种类，尤其是在资源型城市地区，这也是造成当前空气污染的主要来源之一。因此，若能源使用效率等其他因素不变，能源结构中的煤炭消耗比重下降对减少碳排放量具有比较明显的效果。

3、工业的轻重结构。根据生产内容及生产方式不同，工业又可以分为重工业与轻工业，重工业主要生产资料，轻工业主要生产生活消费品。由于不同的生产组织方式，轻工业的能源消耗强度要比重工业低得多，且就业弹性较高。因而，“避重就轻”的工业发展策略，既可以在发展工业的同时降低碳排放，还可以提升本地就业，成为比较理想的减排途径之一，尤其对于重工业比重较大的地区。

4、工业的要素投入结构。经济生产需要要素投入，主要包括资本和劳动。在生产过程中，以机械设备为形式的资本使用往往伴随着能源的大量消耗，因而那些资本密集度高的生产方式的能源消耗强度要远大于资本密集度低的生产方式，并且在一定程度上，两种要素之间可以相互替代。能源消耗强度的这一生产方式之间差异为节约能源提供了一种思路，即在一定范围内可利用劳动要素的投入来替代资本要素投入，尤其对于劳动要素比较丰富的次发达地区非常有利。

二、次发达地区减排路径可行性分析

上文分析表明，经济发展过程中减少碳排放量的可能路径主要有以下几条：降低第二产业比重、增加第三产业比重、提升轻工业比重、使用清洁能源、改善要素投入结构。然而，这些减排措施都适用于经济次发达地区吗？作为经济次发达地区，河北省还需要结合区域经济发展实际，寻找适合本地区的减排路径。

1、“退二进三”的减排策略难度较大。就河北省的经济发展水平现实而言，河北省仍然处于由农业社会向工业社会转型阶段，这一阶段的显著特征是第二产业的迅速发展成为经济增长的动力，经济结构变迁表现为第一产业比重在不断下降，二三产业比重不断上升;另一方面，处于次发达地区的第三产业的区域覆盖范围有限，主要依附于本地区经济发展（尤其是第二产业的发展），尚不具备完全独立发展的内生动力。因而，在保证经济增长速度不变的前提下，“退二进三”的减排策略在河北省实施难度较大。

2、“避重就轻”的工业发展方向势在必行。河北省是资源大省，依靠丰富的资源，重工业发展迅速，并且占据了工业总量的较大比重，甚至成为了经济增长的主动力。然而，由于严重的产能过剩和严格的环境保护规制，造成了钢铁、煤炭等相关产业的市场价格持续走低和生产成本大幅度上升，重工业的生存空间不断压缩。与此同时，以中小企业为主的河北省轻工业在近几年迸发出较强的增长动力，一方面表现为轻工业企业数量占到全省企业总量的80%以上，另一方面变现为轻工业已经成为了河北省县域经济发展的主要产业载体。因而，河北省工业的可持续发展路径应该是“避重就轻”，进行产业结构调整。

3、短期内能源消费结构调整难度较大。近年来，河北省各地方政府也都在大力推行“煤改气”等调整能源消费结构的政策措施，然而在当前形势下大幅度调整能源消费结构的难度仍较大。一方面天然气的供给能力有限，不能满足全社会的需求，不稳定的燃料供给也抑制了企业的使用积极性;二是煤炭与天然气的价格对比问题，“煤改气”后燃料成本上升进一步抑制了企业“煤改气”的积极性。因而，在短期内“气源”比较有限、基础设施不完备条件下，大幅度能源结构调整难度较大。

4、制造业应以劳动密集型产业或劳动密集型生产方式为发展方向。近年来，随着工资水平的不断上涨，发达地区制造业开始使用机器替代人工。然而，对于仍处于次发达阶段的河北省而言，劳动力资源仍十分丰富，仍具备发展劳动密集型产业的基础条件。一方面发展劳动密集型产业或劳动密集型生产方式，可以在一定程度上降低碳排放强度;另一方面河北省仍然存在大量农村剩余劳动力，发展劳动密集型产业或生产方式利于促进就业。因此，对于河北省而言，一方面的确需要顺应资本深化历史发展趋势，鼓励企业技术革新式的资本深化;另一方面可以通过政策引导，财政补贴等方式大力发展劳动密集型产业，减缓资本深化的进程。

三、结论及政策建议

本文以河北省为研究载体，从经济结构调整视角对次发达地区减排路径的可能性和可行性进行了分析，结果表明对于以河北省为代表的次发达地区切实可行的减排路径只有大力发展轻工业、鼓励发展劳动密集型产业等路径。这一研究结论对于次发达地区制定减排政策具有一定的参考价值。首先，次发达地区的经济发展阶段决定了“退二进三”的产业结构调整政策要慎行，第二产业仍是当前经济发展的主动力;第二，可以通过“避重就轻”的思路大力发展第二产业，既可以保增长又可以减少碳排放;第三，第二产业要以发展劳动密集型产业为主，既有利于减排，也有利于促进就业。

主要参考文献：

[1]郭俊华，刘奕玮.我国城市雾霾天气治理的产业结构调整[J].西北大学学报（哲学社会科学版），2014.3.

[2]林伯强，孙传旺.如何在保障中国经济增长前提下完成碳减排目标[J].中国社会科学，2011.1.

[3]张友国.经济发展方式变化对中国碳排放强度的影响[J].经济研究，2010.4.

[4]虞义华，郑新业，张莉.经济发展水平、产业结构与碳排放强度――中国省级面板数据分析[J].经济理论与经济管理，2011.3.

篇11

随着近些年来世界气候变暖趋势的增强，导致了诸多环境问题。如今，全球每年有18万至5.5万个物种成为濒危物种，每天都有150多个物种彻底地消失。低碳农业正是在积极应对气候恶化的情况下，针对目前农业领域的生产投资较大、能耗较高、污染较重等不足，这是从保护资源环境的视角所提出的。由于全球范围内的畜牧业以及种植业的大发展，加上农用机械、化肥、农药以及除草剂等大量运用，农业生产不仅得到了发展，而且农业源所排放的温室气体也在持续增加。据统计，全世界每年农业生产所释放的温室气体量达到了人为排放总量的30％左右，农业生产中所排放的CH4达到了人为排放量的一半左右，而N2O达到了大约60%。依据推测，一旦无法及时地控制温室气体的大规模排放，估计到了2030年，农业源CH4与N2O的排放量会比2010年分别提升60%与35%。因为我国能源生产大国与消费大国，而且同时还是农业大国，所以，积极发展低碳农业肯定具备了十分重要的意义。自从改革开放以来，我国农业建设已经取得了非常大的成绩，但还是未能从根本上改变粗放型经济发展方式。据统计，我国农业源排放中的CH4在我国CH4排放总量中达到了80%，而农业源排放中的N2O则达到了N2O排放总量90%左右。由于农业耕作力度的加大，对于耕地所造成的干扰变得愈来愈频繁，从而直接破坏了农田或者耕地的固有结构，导致土壤碳库的平衡受到了显著的影响，其对于大气CO2的贡献率有继续大幅提高之趋势。与此同时，农业还是最容易受到气候变化影响的一个产业，气候的变化导致水资源缺乏与燃料价格的波动均会直接造成粮食生产具有有效性以及稳定性。因此，世界粮农组织于2009年大力呼吁提升低碳农业的投资额度，认为低碳农业不仅能够遏制气候出现变化，而且还能提升发展中国家粮食的总产量。依据我国农科院的相关研究，证实温度一旦升高，农业用水就会减少，耕地面积也会下降，导致我国粮食生产水平不断下降。为此，国家号召各各业节能减排，而对于农业产业来说，必须发展低碳农业，这对于降低农业温室气体排放量，有效保护环境来说十分重要。

二、低碳经济时代下农村节能减排的主要途径

（一）更富效率地使用化肥

如果不再生产工业化肥，每一年都能为全球节省至少1%以上的石油能源。农业施肥则立足于影响植被生物量以影响到土壤中碳供应量以及微生物的活性，引发土壤碳库出现新的变化。运用对土壤增施相应的有机肥，能够切实减缓土壤中有机质的腐烂，有效缩短有机粪肥暴露的时间，从而减少土地耕作类活动，改进土壤水分的管理，可减少二氧化碳排放到大气中的量。同时，运用测土配方进行施肥，依据作物的需求进行施肥，能够较好地降低化肥使用量，切实避免农田的土壤当中出现氮肥的过剩；切实提升有机肥的使用量，改进农田土壤的通气性以及酸碱度；尽可能地降低农田土壤的耕作，积极栽培地面覆盖着的植物，从而降低碳的排放量。

（二）实施节水灌溉

运用滴灌与微喷灌技术以改进地面的灌溉技术，这是节水的最佳方式。具体来说，可运用以下两种方式：其一是实施土地平整与条田建设。那些平整度比较好的土地要比差的土地更加节水达10%至20%，这就是积极改善地面灌溉技术的一个最基本的条件；其二是要高度重视农业节水技术，要依据农作物的生长周期、需求饱和度等实施适时与适量的供水，从而实现节水、增产以及增效。与此同时，还应当积极推广喷灌与滴灌等新型节水技术，在最大限度上提升农村地区水资源利用率，进而极大地降低农业生产的成本。

（三）引入新型农作物的育种技术

要积极引入新的农作物品种，比如，可以培育抗高温与耐干旱，而作物生长发育期又比较长的那些品种，从而更好地应对全球气候的变化。要致力于推广那些高产农作物品种，加大多年生牧草的种植力度，全力栽培新的木本植物，持续牲畜放牧管理技术等，从而提升耕作土地当中的碳素数量。要通过积极培育新型氮素，更加高效地利用农作物来开发农业的新品种，这是一项适应于农业生产应对气候变化的重要方法。要积极开发与培育对氮素对于高效利用的重要类型，全面减少碳排放对农村环境所导的真正破坏，这就非常需要对了解全球温室气体排放良，并进行控制。

（四）运用畜禽健康养殖技术

畜禽的养殖是的农村地区温室气体十分重要的来源。通过从传统养殖方式往清洁养殖加以转变，建立起畜禽养殖场，这对于集约化的养场被，对污水实施无害化处理，更加合理地实施肥料化利用等举措，从而为适应气候的变化，降低气候变化所带来的影响。要建设固体粪便的有机肥厂。对于规模化畜禽养殖场，应当运用好氧、发酵等技术来处理固体进行粪便，并实施无害化处理，制成成有机肥，应当积极建设液体粪污较多的中小型沼气工程。要依据生态学中的整体、协调、循环及再生等原则，对没有采取清粪方式以提升畜禽养殖场的厌氧生物技术以及物理处理与这一技术相结合的新型治理方法，建立起用于液体粪的大中型沼气工程。

（五）推动沼气工程项目节能减排

沼气工程项目的温室气体减排量主要来源于两个不同的方面。一是运用沼气能够切实减少对于薪柴和化石燃料、电能之消耗，切实减少温室气体所具有的排放。同时，用在通过发酵而形成的沼渣则完全可以期待施用的常规化肥方法。在农村地区运用沼气，不仅除了省柴、省煤、省电以及省时以外，还能能降低烟雾与粪便处理费用，从未有利于对大理石实施环境保护。

（六）对秸秆资源进行综合利用

我国农作物秸秆的年产量大约达到了7亿多吨，而且农村中绝大部分秸秆是被焚烧，不仅严重污染环境，而且还浪费宝贵的资源。焚烧秸秆不但会直接排放出碳，而且还会加快土壤当中有机碳的分解和损失。通过秸秆还田则能够促使土壤当中的有机碳的降低。通过减少农田当中的碳排放，最为直接的措施是能够提升地面秸秆还田之比例。美国的秸秆还田率达到将近90%，而我国的秸秆还田率只能达到大约15%。在作物秸秆的综合利用当中，采取秸秆发电和秸秆碳化等是在秸秆还田处理之后更加适合于我国国情的高效化资源化处理方式。以秸秆为原料，可以制成多种不同类型的纤维板与木塑型材等，比如，以麦秸为主要原料，通过挤压成型作为定向结构的麦秸板，可以十分广泛地作在墙体、屋面以及地板底衬板上，是框架结构建筑当中用量最大的一种材料，不仅能够隔热，而且还能保温、隔音，并且还能防潮，加大房屋空间之体积，这样一来就能极大地降低高耗能钢材、水泥以及砖瓦之应用，还能降低森林砍伐率。

三、结束语

篇12

关键词 气候变化；CO2减排；政策模型；经济增长

中图分类号 P467 文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2008)06-0087-07

气候保护是一个国际性问题，气候保护政策的有效实施，离不开世界各国的共同努力。中国作为一个发展中国家，已经签署《联合国气候变化框架公约》，表明了在支持全球响应气候变化的国际行动中的支持态度。虽然到目前为止，中国并没有采取专门针对气候变化的对策，但是国内相关经济、能源、环境政策已经对温室气体排放的控制做出了很大的贡献［1］。作为发展中国家，如果近期就承担温室气体减排义务，我国的能源供应将受到制约。这表明我国目前的国家政策必然是不能过早的承诺减排义务，在相当长的一段时间内，需要坚持“节约能源、优化能源结构、提高能源利用效率”的能源政策。

但是，目前国际上要求我国减排温室气体的压力越来越大。气候保护会在一定时期对一国经济带来负面影响。中国作为发展中国家，在《京都议定书》中没有规定减排义务。但是一些发达国家，像美国,总是以发展中国家不加入碳减排为理由拒绝制定本国碳绝对排放量减少的目标。目前，国际上并没有达成得到所有国家共识的减排方案，随着《京都议定书》的 到期，《京都议定书》后的碳减排方案的谈判正在进行。为了争取谈判的主动性，需要对中国选择不同年份实施碳减排的气候保护政策进行评估。

美国二氧化碳的减排政策是影响全球气候变化的重要因素。而美国在二氧化碳减排问题上一再以美国实现议定书目标成本太大、气候变化问题上尚存在科学不确定性、《京都议定书》没有规定中国和印度等发展中国家的减排义务等各种借口拒绝批准《京都议定书》，并且提出《京都议定书》的替代方案，即美国总统于2002年2月14日在马里兰州的国家海洋与大气局（NOAA）宣布的一项新的环境方案――《晴朗天空与全球气候变化行动》，以取代规定了发达国家具体绝对减排量的减排目标。该替代方案与GDP直接挂钩，是基于温室气体排放强度的减排，允许在经济增长的同时，排放量有一定程度的增长，这是不妨碍美国经济发展的相对减排（强度减排）方案，其结果是温室气体排放增长速度的减少，而不是二氧化碳绝对数量的减少［2 ］。

虽然在布什总统的任期之内，迫于国内政治经济形势和利益集团的压力，美国的气候政策不会有所改变，但是从长期来看，由于气候保护可以和外交、经济增长、能源与环境、跨国投资和贸易等国际事务建立联系，如果美国自行孤立于国际社会气候保护进程之外，这绝对不符合美国长期的战略利益。可见，美国为了维护大国长期战略利益，不得不对其气候保护政策进行调整。因此，有必要针对中美两国在不同时间开始减排对各国经济和气候变化的影响进行研究。

为了研究气候保护政策在国家间的经济影响，进而为制定有效的减排方案提供理论基础，国际上气候保护政策的研究多转向多国模型研究。如OECD的GREEN模型［3］和LINKAGE模型［4］、美国西北国家实验室的SGM［5］ 模型，美国能源部的GCubed模型［6］，日本国家环境研究所的AIM等模型［7］。近年来，多国模型的一个重要发展方向是动态宏观经济模型。如RICE［8］ ，FEEMRICE［9］。20世纪90年代末以来，我国学术界也开展了对温室气体减排政策的模拟研究，建立了一些气候保护政策模拟模型，如CGE模型［10，11］，3E模型［12］，中国MARKALMACRO模型应用能源―环境―经济耦合的进行模拟分析［4］；中国SGM模型［13］，宏观动态模型［14，15］。当然还有其他一些优秀的工作，这里不一一讨论。由于《京都议定书》到2012年就要到期，后京都时代开始后，新的气候保护谈判就要开始，研究多国参与减排的政策模拟研究变得更为重要［16］。因此，为了在全球气候变化问题的谈判中提高主动性，有必要基于多国气候保护模型研究气候保护战略。本文建立了一个多国气候保护宏观动态经济模型，然后就中美两国在不同时间开始减排对各国经济和气候变化的影响进行了模拟研究。

1 多国气候保护宏观动态经济模型

本文的研究是基于一个多国气候保护的宏观动态经济模型。该模型主要基于两个气候保护模型。首先是RICE模型（a Regional dynamic Integrated model of Climate and the Economy)，主要是由Nordhaus从其原来的单国模型DICE基础上发展起来［8］。RICE模型是一个宏观动态模型，很多学者以该模型为基础建立面向不同研究内容的气候保护模型。该模型主要的贡献在于将气候和经济动态联系起来，可以评价不同减排政策的经济影响。其次是王铮,郑一萍,蒋轶红等(2004)建立的人地协调意义下的气候保护模型［14］。由于在RICE模型中，气候保护政策仅通过生产减少型保护来实现,而一国的气候保护政策往往是综合性的，除了考虑生产型减排，还包括能源替代型减排和增汇型减排。该模型是一个单国气候保护模型，但完全将三种气候保护政策同时考虑进来。本文建立的多国气候保护模型借鉴该模型，将三种气候保护政策同时纳入模型体系。同时，本文建立的多国气候保护模型还参照了Buchner,Carraro(2005)的FEEMRICE模型（FEEM是Fondazione Eni Enrico Mattei的缩写）［9］。因为在RICE模型中的碳贸易机制受到了许多限制，增加了模型的不确定性［17］。因此，在联系各国的经济时，我们参照FEEMRICE模型仅以气候将其连接。

由于模型涉及到大量公式，限于篇幅，这里不再给出。这里仅说明模型的基本结构（见图1）。多国气候保护模型将全世界分为六个国家(地区)，分别为中国，美国，日本，欧盟，前苏联地区，除上面几个国家以外的地区合称为“其它国家”。每个国家都以宏观动态经济模型为基础。

该系统是在Delphi 7.0的IDE环境中，使用Object Pascal语言编写而成的。模型流程(见图2)如下：首先从数据库中调用参数和部分需要的初值，并且即时输入政策参数（在一些情景控制率是外部输入，将另外一部分需要计算的初值计算出来，并存入数据库相应位置中；接着开始进入每一年各个变量的循环计算：一方面，先根据增汇型、能源替代型和生产型气候保护控制率以及上一年的GDP值和有效社会生产率计算出下一年的全国总排放量，将该排放量代入气候系统的计算方程中，最后得到有效社会生产率在受到该排放量影响之后的值；另外一方面，计算三种气候保护政策的经济投入成本，进而计算出当年的投资额和资本存量。然后，两条计算路线汇合，计算出下一年GDP。

2 模型数据说明与情景设置

模型是以2004年为基年开始计算的，因此，模型变量初值指的是2004年的初置。同时模型中的价值量以美元表示，如无特别说明，均是以2000年不变价美元表示。增汇的成本存在不确定性。按照Sedjo(2006)［18］的研究，我们将美国，日本，欧盟每增汇一吨碳的成本设为70美元，中国，前苏联，其他国家设为20美元。本文默认2004年为初始年。实际上由于美国抵制减排，世界性减排并没有开始，各种模拟（包括我们的），都是一种虚拟情景，在平推若干年后，得出一种趋势性估计。作为一个DSS，我们最后建立的系统，在修改初始参数后，理论上可以从任意年开始。

有关宏观经济变量的数据来自IEA(2007)［19］,中国统计年鉴(2005)［20］，气候变化参数来自RICE［8］。限于篇幅，这里不一一说明。需要特别说明的是控制成本参数，一般普遍认为全球变暖的破坏在发展中国家更为严重。根据OECD的估计，CO2排放量增长2倍，温度上升2.5℃时，中国的GDP大约损失4.7％［3］，No rdhaus（1999）估计到2090[CM)] 年全球气温上升3℃时，全球的平均GDP损失为36％，损失范围在0%～21％之间［8］。新近的研究表明损失会更大Eyckmans，Tulkens（2003），我们这里的取值来自FEEMRICE（见表1）［17］。

需要说明的是，这里的减排率并不是针对某一年的碳排放（例如与1990年碳排 放相比的减排率），而是针对当年实际应排放而言。从某种意义上来讲，是一种少增排率。这种碳排放控制率设定是宏观动态模型中常用的方法［8，17］。考虑到经济总量的不断增长和气候保护政策的连续性，模型中每年的减排率都比上一年增长1%。而且这里的减排政策是一种考虑了生产减少，增汇和能源替代的综合性政策。在模型中设定生产减少占20%，增汇和能源替代各占40%。当然我们开发的系统可以调整这个参数。

3 气候变化下中美两国不同时间开始减排的模拟分析

3.1 中国选择不同时间减排方案的研究

本节研究了在其它国家按照一定的减排率减排时，中国在不同年份参与减排的情景。在模拟中，设定美国，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排。我们设定了中国参与减排的四个情景，分别是从2010、2015、2020、2025年和2030年以15%的减排率开始减排。

情景0：中国不采取任何减排措施，美国，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

情景1：中国以2010年15%的减排率开始减排，美国，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

情景2：中国以2015年15%的减排率开始减排，美国，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

情景3：中国以2020年15%的减排率开始减排，美国，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

情景4：中国以2025年15%的减排率开始减排，美国，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

情景5：中国以2030年15%的减排率开始减排，美国，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

和前面的讨论中设定一样，这个减排率每年都会比上年递增1%。

3.1.1 中国不同时间减排情景下的各国GDP

模型对上面提到的三种情景做了模拟分析，模拟期间从2005-2100年，模型是递归动态模拟，一期为一年。

首先，通过计算，得到了各减排情景下各国的GDP如表2。

可以发现，相对不减排情况，中国在讨论的五个情景里参与减排都会给中国的经济带来损失，而且越早参与减排，GDP损失的越多(见表2)。世界其他国家都从中国的减排方案中获得了利益。相比中国不实施减排的情况，世界其他国家的GDP都是增加的。可以看出，各情景下除了其他国家受益最大，第二大受益国家就是美国，然后是欧盟，第四受益 国是日本，最后是前苏联。各情景下各国[CM)] 具体的累积GDP增加值见表2，这里不再一一赘述。 从全球总体来看，在情景1下，相比中国不减排的情景，全球的累积GDP增加了342 439.7亿美元；在情景2下，相比中国不减排的情景，全球的累积GDP增加了311 220.1亿美元；在情景3下，相比中国不减排的情景，全球的累积GDP增加了279 625.6亿美元；在情景4下，相比中国不减 排的情景，全球的累积GDP增加了247 707.4亿美元；在情景5下，相比中国不减排的情景，全球的累积GDP增加了215 599.4亿美元。

[BT4]3.1.2 中国不同时间减排情景下全球碳排放量和温度变化

和前面的讨论一致，中国越早进行减排，全球的碳排放量就越少。图3显示了各情景下2005-2100年的全球累计碳排放量。其中情景1相对情景0全球累计碳排放量减少9526GtC，情景2相对情景0全球累计碳排放量减少89.35GtC，情景3相对情景0全球累计碳排放量减少8356GtC，情景4相对情景0全球累计碳排放量减少7789GtC，情景5相对情景0全球累计碳排放量减少7233GtC。

与碳排放量的减少类似，各减排情景下的温度变化相对不减排情景要低（见图4）。情景1相对情景0降低0.093 9℃，其中情景2相对情景0降低0.087 9℃，其中情景3相对情景0降低0.082 1℃，其中情景4相对情景0降低0.076 4℃，其中情景5相对情景0降低0.070 8℃。因此，各减排情景里中国气候保护政策对2100年全球平均地表温度的影响在0.07℃～0.09℃之间。

3.2 美国选择不同时间减排方案的研究

和中国通过以不同开始减排的年份为标准设置情景一样，我们设定了美国在不同年份参与减排的五个情景。在模拟中，设定日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，中国，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；美国参与减排的五个情景，分别是从2010、2015、2020、2025年和2030年以20%的减排率开始减排，和前面的讨论中设定一样，从起始年开始，各国减排率每年都会比上年递增1%。同样我们也设定了一个美国不减排的基准情景（情景0*）。

情景0*：美国不采取任何减排措施，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，中国，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

情景1*：美国以2010年20%的减排率开始减排，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，中国，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

情景2*：美国以2015年20%的减排率开始减排，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，中国，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

情景3*：美国以2020年20%的减排率开始减排，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，中国，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

情景4*：美国以2025年20%的减排率开始减排，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，中国，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

情景5*：美国以2030年20%的减排率开始减排，日本，欧盟以2005年20%的减排率开始减排，中国，前苏联和其他国家以2005年15%的减排率开始减排；

3.2.1 各减排情景下的世界其它国家的GDP比较

相对不减排情况，美国在讨论的四个情景里参与减排都会给美国的经济带来损失，越早参与减排，GDP损失的越多。世界其他国家都从美国的减排方案中获得了利益。相比美国不实施减排的情况，世界其他国家的GDP都是增加的（见表3）。

可以看出，各情景下除了其他国家受益最大，第二大受益国家就是中国，然后是欧盟，第四受益国是日本，最后是前苏联。我们计算了五个情景下美国参与减排与不参与减排相比较的累积GDP损失（2005-2100年）：其中情景1*累积GDP损失208 528亿美元，情景2*累积GDP损失207 371亿美元，情景3*累积GDP损失205 768亿美元，情景4*累积GDP损失203 658亿美元，情景5*累积GDP损失200 953亿美元。相邻情景的差别不大。各情景下各国具体的累积GDP增加值见表3，这里不再一一赘述。从全球总体来看，在情景1*下，相比美国不减排的情景，全球的累积GDP增加了387 0953亿美元；在情景2*下，相比美国不减排的情景，全球的累积GDP增加了363 499.9亿美元；在情景3*下，相比美国不减排的情景，全球的累积GDP增加了337 284.9亿美元；在情景4*下，相比美国不减排的情景，全球的累积GDP增加了308 481.3亿美元；在情景5*下，相比美国不减排的情景，全球的累积GDP增加了277 219.8亿美元。

3.2.2 各情景下全球碳排放量和温度变化

和前面的讨论一致，美国越早进行减排，全球的碳排放量就越少。图5显示了各情景下2005-2100年的全球累积碳排放量。其中情景1*相对情景0*全球累计碳排放量减少9058GtC，情景2*相对情景0*全球累计碳排放图5 各情景下全球碳排放量量减少8635GtC，情景4*相对情景0*全球累计碳排放量减少8385GtC，情景5*相对情景0*全球累计碳排放量减少8107GtC。

与碳排放量的减少类似，各减排情景下的温度变化相对不减排情景要低（见图6）。情景1*相对情景0*降低0.09℃，情景2*相对情景0*降低0.088℃，情景3*相对情景0*降低0.086℃，情景4*相对情景0*降低0.083℃，情景5*相对情景0*降低0.08℃。因此，各减排情景里美国气候保护政策对2100年全球平均地表温度的影响在0.08 ℃～0.09℃之间。

3.3 中美两国选择不同时间减排方案的比较与分析

通过前面两节中国和美国分别选择不同时间开始减排方案的模拟研究，可以比较中国和美国的碳减排政策对国际碳减排进程的影响程度。尽管在情景模拟中中国的起始减排率为15%，美国的起始减排率为20%，但考虑到两国的实际经济差异，即便实际中两国都实施减排，减排程度肯定存在差异，所以这样的比较还是有意义的。

首先，从对世界温度的影响来看，两国实施减排与不实施减排的影响程度较为接近。中国实施减排与不实施减排对温度的影响在0.07℃～0.09℃之间，也就是说如果中国不实施减排相对于中国实施减排的情况，将使世界的温度上升0.07℃～009℃。而美国如果不实施减排相对于美国实施减排的情况，将使世界的温度上升0.08℃～0.09℃。

其次，从对全球累积GDP的影响来看，美国的减排政策对全球GDP的影响要大于中国的减排政策对全球的影响。各相应情景下，美国减排相对于不减排对全球累积GDP的影响都大于中国的相应影响。例如，美国从2010年开始减排相对于不减排，可以使全球累积GDP增加387 095.3亿美元，而中国从2010年开始减排相对于不减排，可以使全球累积GDP增加342 439.7亿美元。两者相差44 655.6亿美元。其他情景也是如此。

4 结 论

本文通过构建多国气候保护模拟系统，对中美两国不同时间开始减排的影响进行了探索性的研究。主要得到如下结论：

第一，在研究中国减排进入时间的问题时，模拟发现，相对不减排情况，中国在讨论的五个情景里参与减排都会给中国的经济带来损失，而且越早参与减排，GDP损失的越多。其中2010年累积GDP损失228 000亿美元，2015年损失217 693亿美元，2020年为207 764亿美元，2025年为198 207亿美元，2030年为188 959亿美元。

第二，模拟结果显示，世界其他国家都从中国的减排方案中获得了利益。相比中国不实施减排的情况，世界其他国家的GDP都是增加的。各情景下除了其他国家受益最大，第二大受益国家就是美国，然后是欧盟，第四受益国是日本，最后是前苏联。从全球总体来看，在情景1下，相比中国不减排的情景，全球的累积GDP增加了342 440.2亿美元；在情景2下，相比中国不减排的情景，全球的累积GDP增加了311 219.8亿美元；在情景3下，相比中国不减排的情景，全球的累积GDP增加了279 625.7亿美元；在情景4下，相比中国不减排的情景，全球的累积GDP增加了247 707.6亿美元；在情景5下，相比中国不减排的情景，全球的累积GDP增加了215 599.2亿美元。

第三，和讨论的中国进入方案相似，美国实施减排政策与不实施减排政策相比，本国的累积GDP会损失，而世界其他国家累积GDP会增加。

第四，中国和美国的减排政策对世界的影响是有差别的。从对全球累积GDP的影响来看，美国的减排政策对全球GDP的影响要大于中国的减排政策对全球的影响。各相应情景下，美国减排相对于不减排对全球累积GDP的影响都大于中国的相应影响。从对世界温度的影响来看，两国实施减排与不实施减排的影响程度较为接近。中国不实施减排相对于中国实施减排的情况，将使世界的温度上升0.07～009度。而美国如果不实施减排相对于美国实施减排的情况，将使世界的温度上升0.08～009度。

本文用宏观动态模拟的方法分析评价了中美两国不同时间开始实施气候保护政策的影响，然而，在真正实现计算的过程中，也发现了一些值得去进一步考虑和探讨的问题：首先，国家之间的联系在未来模型改进中需要进一步加强。这种联系包括经济贸易的联系，包括碳贸易的联系。其次，减排的成本问题需要进一步研究。气候保护不仅涉及到经济问题，还涉及到自然科学问题。不同的国家，不同的时期，不同的减排量，不同的减排方式，都存在不同的减排成本。在今后的工作中应当进一步完善参数的精确性或进行不确定分析。

参考文献(References)

［1］秦大河.我国气候与环境变化及其影响与对策［J］.理论动态,2006,(6):28～38.［Qin Dahe.The policy and Affection of China Climage and environment Change ［J］.The oretical Trends, 2006,(6):28～38.］

［2］潘家华.全球变化挑战经济全球化［J］.世界经济,2002,（3）：45～47.［Pan Jiahua.Global Change VS Global economics［J］.World Econom,2002,（3）：45～47.］

［3］OECD. The OECD Green Model: An Updated Overview［J］. Development Centre Working Papers,1997.

［4］Yu W S, Thomas W H, Paul V P ,James S E. Projecting World Food Demand Using Alternative Demand Systems［J］.Global Trade Analysis Project(GTAP) Working Paper,2002, Number 21.

［5］Edmonds J A , Pitcher

H M, Barns D, Baron R, Wise M A. Modeling Future Greenhouse Gas Emissions: The Second Generation Model Description［M］. New York: United Nations University Press,1993.

［6］Grubb M, Hope C,Fouquet R. Climatic Implications of the Kyoto Protocol: the Contribution of International Spillover［J］. Climatic Change, 2002, 54: 11～28.

［7］Masui T, Takahashi K. Tsuichda K. Integration of emission, climate change and impacts, The 8th AIM International Workshop［M］.Tsukuba, Japan,2 003.

［8］Nordhuas W D,Yang Z.Warming the World:Economic Models of Global Warming［EB/OL］.nordhaus.econ.yale.edu/dicemodels.htm,1999.

［9］Buchner B,Carraro C. Modelling climate policy: perspectives on future negotiations［J］. Journal of Policy Modeling, 2005, 227: 711～732.[ZK)]

［10］[ZK(#]贺菊煌, 沈可挺, 徐嵩龄.碳税与二氧化碳减排的CGE模型［J］.数量经济技术经济研究,2001,(10):39～47.［He Juhuang,Shen Keting,Xu Songling.Carbon Tax and CO2 Model［J］.Journal of Quantitative & Technical Economics 2002,(10) :39～47.］

［11］王灿,陈吉宁,邹骥.基于CGE模型的CO2减排对中国经济的影响［J］.清华大学学报（自然科学版）,2005,45(12):1621～1624.［Wang Can,Chen Jining, Zouji.］ Impact assessment of CO2 mitigation on China economy based on a CGE model［J］. Journal of Tsinghua University(Science and Technology), 2005,45(12):1621～1624.］

［12］张阿玲，郑淮. 适合中国国情的经济、能源、环境（3E）模型［J］.清华大学学报（自然科学版）, 2002, (12): 1616～1620.［ Zhang Aling,Zheng Huai. Economy, Energy, Environment Model for the Chinese Situation System［J］. Journal of Tsinghua University (Science and Technology), 2002, (12): 1616～1620.］

［13］陈文颖, 高鹏飞, 何建坤.用MARKALMACRO模型研究碳减排对中国能源系统的影响［J］.清华大学学报(自然科学版) , 2004, 44(3):342～346.［ Chen Wenying,Gao Pengfei,He Jiankun.Impact of Carbon Mitigation on China's Energy System Using China Markalmacro Model［J］. Journal of Tsinghua University(Science and Technology), 2005,44(3):342～346.］

［14］王铮,黎华群,张焕波,龚轶.中美减排二氧化碳的GDP溢出模拟［J］.生态学报，2007, 27 (9): 3718～3726.［Wang Zheng,Li Huaqun,Zhang Huanbo, Gong Yi. An analysis of the GDP spillover effects of carbon abatement between China and the United States［J］. Acta Ecologica Sinica,2007,27(9):3718～3726.］

［15］张焕波，王铮,郑一萍,何琼.不同气候保护政策的模拟对比研究［J］，中国人口•资源与环境,2008, 18(3): 24～30.［Zhang Huanbo,Wang Zheng,Zheng Yiping,He Qiong. The Contrastive Analysis of Different Climate Abatement Policies Based on Model Simulation［J］.Chins Poupulation Resources and Environment,2008, 18(3): 24～30.］

［16］Nijkamp P , Wang S L , Kremers H. Modeling the Impacts of International Climate Change Policies in a CGE Context: The use of the GTAPE model［J］. Economic Modelling, 2005, 22:955～974.

［17］Eyckmans J ,Tulkens

H.Simulating coalitionally stable burden sharing agreements for the climate change problem［J］. Resource and Energy Economics, 2003, 25:299～327.

［18］Sedjo R. Forest and Biological Carbon Sinks after Kyoto［EB/OL］.http: //weathervane.省略,2006.[ZK)]

［19］[ZK(#]IEA, 2007. IEA statistics［EB/OL］. 省略/Textbase/st ats/index.

［20］国家统计局.中华人民共和国统计年鉴［M］.北京：中国统计出版社,2007.［National Bureau of Statistics .China Statistical Yearbook［M］.Beijing:China Statistics Press,2007 ］

［21］胡初枝.中国碳排放特征及其动态演进分析［J］.，2008,(3):

38～42.［Hu Chuzhi. Character of Carbon Emission in China and Its Dynamic Devel opment Analysis ［J］. China Population Resources and Environment, 2008, (3): 38 ～42.］

［22］冯相昭. 中国CO2排放趋势的经济分析［J］.，2008, (3):

43～47.［Feng Xiangzhao. Economic Analysis of CO2 Emission Trends in China ［J ］. China Population Resources and Environment, 2008, (3): 43～47.］

Implementation of CO2

Abatement Policies on Different Time of China

and US Based on Model Simulation

ZHANG Huanbo1，2 WANG Zheng2，3

（1. School of Public Policy & Management, Tsinghua University, Beijing 100084，China；2. Institute of Policy & Management,

CAS, Beijing 100080,China；3. Geocomputation Key Lab of CEDD,

ECNU, Shanghai 200062,China）

篇13

关键词 增氧设备；合理利用；二氧化碳排放；减排效果；节能效益

中图分类号 S969.32+1 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2014）21-0195-02

2001年，政府间气候变化专门委员会（IPCC）首次提出并评估了不同升温情况下气候变化“五个关切理由（综合影响指标）”的风险水平，证明了温室气体导致了全球气候变暖[1]。2012年我国CO2排放总量为89.5亿t，占全球排放总量的28.3%[2]。农业温室气体排放占中国温室气体排放总量的17%[3]，根据《中国渔业年鉴2013》的统计数据[4]，2012年我国渔业经济总产值达17 321.88亿元，占当年国民生产总值（GDP）的3.3%，可想而知其产生的CO2排放量是不可忽视的。

我国每年渔业生产领域总能源消耗为1 754万t标准煤，其中水产捕捞、养殖和加工所占的比重分别为66%、21%和13%[5]。淡水和海水池塘增氧设备耗电量在养殖中所占比率高达53.7%[6]。2009年国家正式出台增氧机列入农机补贴系列，加速了增氧机的推广与使用。

增氧设备的合理利用和正确配置可以达到节能减排的效果，但一直以来没有对使用增氧设备带来的温室气体排放进行评估，在一定程度上影响和制约了渔业节能管理、技术推广和科学研究的有效进行。评估我国水产养殖中增氧设备温室气体排放的现状，正确使用和合理配置增氧设备，可以为渔业节能工作提供数据支持，在一定程度上也可以为行业管理部门的决策提供参考。

1 研究方法

1.1 基本思路

随着我国渔业生产现代化程度的不断提高，水产养殖中养殖设备的利用越来越多，渔业生产的能源消耗主要来自捕捞和养殖行业，徐 皓等[6]对渔业能耗的分类测算表明，我国渔业生产能源消耗折合标准煤1 935.2万t，其中养殖占到近20%。

本文对2012年增氧设备排放的CO2量进行估算，然后结合相关研究结果对合理利用增氧设备进行分析，探讨增氧设备合理利用与配置对节能所做出的贡献，利用Oak Ridge National Laboratory（ORNL）[7]提出的CO2排放量的计算方法对CO2减排量进行估算和分析。并在此基础上，对增氧设备的CO2排放强度进行计算，从而评估目前我国增氧设备的能效。

1.2 计算方法

1.2.1 CO2排放量的计算公式：

QC=QE×FC×C×ξ（1）

公式（1）中[7]：QC为碳量（t）；QE为有效氧化分数，为0.982；FC为每吨标煤含碳量，为0.732 57；C为耗煤量；ξ为1 kW・h电折算为0.356 kg标煤[8]。

Q■=QC×ω（2）

式（2）中：Q■为CO2释放量；ω为碳换算CO2常数，为3.67（以CO2的碳含量为27.27%计算）。

1.2.2 CO2排放强度的计算公式。CO2排放强度指的是单位GDP的CO2排放量，该指标反映的是能源利用效率，可以很好地引导各国提高能源利用效率，向低碳经济转型。其计算公式如下[9]：

二氧化碳排放强度=■（3）

2 结果与分析

2.1 2012年我国增氧设备CO2排放总量

根据《中国渔业统计年鉴2013》提供的数据：2012年池塘养殖面积为809万hm2，其中淡水及海水池塘养殖面积分别为591万hm2和218万hm2，单位面积年耗电量分别为9 837.66（kW・h）/hm2和46 875.00（kW・h）/hm2[10]。淡水和海水池塘养殖中增氧设备耗电占总耗电比分别为53.7%和63.2%[6]，由此推算出我国淡水和海水池塘养殖中增氧设备的单位面积年耗电分别为5 282.82（kW・h）/hm2和29 625.00（kW・h）/hm2。由此可见，池塘养殖增氧设备效能的提高对池塘养殖的发展有着重要作用。

由公式（1）、（2）计算可以得到2012年我国水产养殖增氧设备的单位面积CO2排放量和排放总量（表1）。

我国2012年水产养殖中池塘养殖增氧设备的CO2排放总量为10 461.83万t，我国2012年全国CO2排放总量为89.5亿t。可计算得到，我国池塘养殖增氧设备的CO2排放量占我国CO2排放总量的1.17%。

2.2 增氧设备合理选用与配置的节能效益

2.2.1 增氧设备的正确选用的CO2减排估算。叶轮增氧机具有增氧、曝气和搅拌水体等功能，也是水产养殖取得高产高效的必备装备之一，它能将整池水体维持在一个合理的溶氧浓度和温度[11]。叶轮式增氧机的市场占有率为65%[12]，那么保守估计叶轮增氧机占所有增氧设备所带来的CO2排放量的65%，那么2012年我国池塘养殖使用叶轮式增氧机产生的CO2排放量为6 800.19万t。

前期研究通过对3 kW叶轮式增氧机、1.5 kW水车式增氧机、1.1 kW射流式增氧机及2.2 kW曝气式增氧机在自然状态下的增氧能力及效果进行研究比较。由研究结果可知，3 kW叶轮式增氧机可使距增氧机10.0、1.5 m深处水体溶解氧增速约0.86 mg/（L・h），单位功率增氧值0.287 mg/（L・h）。而在相同试验条件下，1.1 kW射流式增氧机的单位功率增氧值为0.436 mg/（L・h），是叶轮式增氧机的1.5倍之多。利用公式（1）、（2）计算可知在达到相同的增氧量的条件下，若用射流式增氧机取代叶轮式增氧机，2012年叶轮式增氧机产生的二氧化碳可以减少2 323.92万t，相当于当年增氧设备排放二氧化碳的22.21%。

由此看来，叶轮式增氧机的增氧能效还有很大的提升空间。用射流式增氧机来取代或部分取代叶轮式增氧机，可以有效实现能源的高效利用。

2.2.2 增氧设备的合理配置的CO2减排估算。顾兆俊等[13]通过研究在日照条件下养殖池塘表层水和底层水溶氧量的变化差异，分别使用叶轮式增氧机和耕水机进行了水体溶解氧的调控试验，并对这2种养殖机械的调控效果和经济效益进行了比较，结果表明：在白天日照条件下，在0.46 hm2的养殖池塘中，3 kW叶轮式增氧机开启2.0～2.5 h与开启60 W耕水机8～9 h后效果相当。

为使水环境保持理想的状态，完成晴朗白天（6：00―18：00）池塘增氧目的，3 kW的叶轮式增氧机需要工作6 h。而达到同等增氧量可以用60 W的耕水机工作替代，即将耕水机与增氧机结合使用，在白天开启耕水机，晚间使用增氧机。以每年池塘有200 d需要增氧，其中140 d为晴天来计算，用该方法结合增氧，达到相同的增氧效果，池塘年节约的电量达2 419.2（kW・h）/hm2，利用公式（1）、（2）计算可知该电量相当于4.5 t二氧化碳排放量。

按目前叶轮式增氧机使用率占总的增设备65%计算，设使用增氧机的养殖面积为80%，若将耕水机与叶轮式增氧机结合使用替代叶轮增氧机的单独使用，2012年池塘养殖增氧设备排放的二氧化碳可减少2 061.17万t。占我国2012年水产养殖中池塘养殖增氧设备的二氧化碳排放总量的19.70%。

由此看来，根据各类养殖机械的功能特点，适时、合理、经济地使用养殖机械进行水体环境的调控，不仅能促进各类鱼类生长，提高养殖经济效益的有效措施，而且能显示出明显的环境优越性。

2.3 二氧化碳排放强度

从排放量来看，虽然水产养殖增氧设备带来的二氧化碳排放量占我国二氧化碳排放总量的比例仅为1.17%，但排放总量并不能很好地反映出我国水产养殖业的二氧化碳排放情况，更加合理的指标是二氧化碳的排放强度。2012年美国的全国GDP为15 6760亿美元，全年二氧化碳排放量为52.7亿 t，利用公式（3）可知其二氧化碳排放强度为0.34 kg/美元。

根据《中国渔业年鉴2013》提供的数据，我国2012年海水和淡水养殖生产总产值（GDP）为17 321.88亿元，淡水养殖产值为4 194.82亿元。

由公式（3）可得，2012年我国池塘养殖增氧设备的二氧化碳排放强度=10 461.83×10 000×1 000/4 194.82×108÷6.285 5=1.57 kg/美元（以2012年1美元=6.285 5元人民币计算），为美国二氧化碳排放强度的4.62倍。

从排放强度来看，我国池塘养殖增氧设备由于技术和设备的能源消费强度大，致使我国水产养殖增氧设备的二氧化碳排放强度相对较高。据相关数据显示，2010年在全国池塘养殖中增氧机械的总配套功率达18亿 kW之多，且由于养殖控制技术落后，导致能耗损失达40%，是二氧化碳排放强度高的原因之一。这也说明，我国水产养殖业产值的增加更大程度上依赖于能源的消耗，而不是技术的进步。

3 结论与讨论

3.1 结论

（1）仅从达到相同增氧效果方面考虑，若用射流式增氧机取代叶轮式增氧机，那么2012年叶轮式增氧机产生的6 800.19万t二氧化碳可以减少为4 476.27万t，减排量为2 323.92万t，相当于当年增氧设备排放二氧化碳的22.21%。

（2）若要达到相同的增氧效果，将耕水机与叶轮式增氧机结合使用，即在白天开启耕水机，晚间使用增氧机，相比单独使用叶轮式增氧机，2012年池塘养殖增氧设备排放的（下转第199页）

（上接第196页）

二氧化碳可减少2 061.17万t。占我国2012年水产养殖中池塘养殖增氧设备的二氧化碳排放总量的19.70%。

（3）我国池塘养殖增氧设备的二氧化碳排放强度为1.57 kg/美元，是美国二氧化碳排放强度的4.62倍。

3.2 本研究不足之处

（1）造成增氧设备二氧化碳排放强度高的主要原因包括：渔民对增氧机的合理使用和正确配置认识不够。

（2）目前对增氧机合理配置的研究不多，在养殖过程中为减少排放，多种增氧机结合使用的情况并不多见。

本文的局限性在于仅仅从理论上得出不同增氧机结合使用达到相同增氧效果达到减排目的，而增氧设备的实际使用要受到多种因素影响，包括养殖对象、场所，以及增氧量、时间等。为达到保护环境、节约能源的目的，针对不同养殖需要，有针对性地研究多种增氧设备结合使用应提上日程[13]。

4 参考文献

[1] 徐文彬.了解气候变化风险 推动灾害风险管理――解读IPCC第五次评估第二工作组报告[N].中国气象报，2014-5-22（3）.

[2] 中国碳排放交易网.2012年全球的二氧化碳排放量创历史新高[EB/OL].[2013-07-03].http：///.

[3] 董红敏，李玉娥，陶秀萍，等.中国农业源温室气体排放与减排技术对策[J].农业工程学报，2008，24（10）：269-273.

[4] 农业部渔业局.中国渔业年鉴2013[M].北京：中国农业出版社，2013：3.

[5] 徐皓，张祝利，张建华，等.我国渔业节能减排研究与发展建议[J].水产学报，2011（3）：472-480.

[6] 徐皓，刘晃，张建华，等.我国渔业能源消耗测算[J].中国水产，2007（11）：75-76.

[7] MARLAND G，BODEN T A，GRIFFIN R C，et al.Estimates of CO2 emissions from fossil fuel burning and cement manufacturing：Based on the United Nationals energy statistics and the U.S.bureau of mines cement manufacturing data[M].Oak Ridge，Tennessee：Carbon Dioxide Information Analysis Center，Oak Ridge National Laboratory，1989.

[8] 赵翰森，李慧.高价能源促进电力行业高效节能[C]//2009中国能源发展报告.北京：社会科学文献出版社，2009：123-161.

[9] 何建坤，张希良.与限控CO2排放有关的若干指标分析[J].中国人口资源与环境，2004，14（1）：23-26.

[10] 车轩，刘晃，吴娟，等.我国主要水产养殖模式能耗调查研究[J].渔业现代化，2010，37（2）：9-13.

[11] 江山.水产养殖中如何正确使用增氧机[J].水产养殖，2010（6）：24.

篇14

关键词：经济对外依存度；人均碳排放；Granger因果关系检验

一、引言

国际学术期刊《自然-地球科学》在2013年9月21日文章指出，2013年中国CO2排放高达100亿吨，超过了美国和欧盟的总和。然而，中国的人均碳排放量达到7.2吨，仍然不如美国的16.4吨。福建省在工业化、城镇化的快速发展阶段，短期内能源需求快速增长的现状难以改变。福建省缺煤、少油，受资源约束，福建省的能源以省外调入为主，且能源消费量增长高于经济增长， CO2排放量越来越大。Grossman在上世纪率先研究许多国家的环境污染物排放差异，结果表明长期环境污染与GDP增长之间呈倒U型关系。王琛采用倒U型的EKC模型对中国的CO2排放与GDP增长的相关性进行了分析，结果表明中国人均CO2排放与人均GDP并不服从标准的倒U型关系，而是表现为不太明显的N型趋势[1]。

相关研究表明：西方国家是隐含碳排放的净进口方，而发展中国家大多处于净出口的位置[2]。陈然的研究发现，我国对外贸易的模式不合理。产品出口主要是化石燃料，原料半成品和高能耗的金属制品，属于粗放型的经济发展方式，具有明显的高能耗、高排放的特点，产生了较高的CO2排放。我国在国际产业分工体系中充当的是终端加工制造者的角色，导致了我国以加工贸易为主的贸易方式[3]。本论文选用出口额用于分析福建省的对经济对外依存度与碳排放的关系，因为出口额更能反映国外消费产品在我国生产过程中的“碳转移”现象。

二、二氧化碳排放量测算

国际上统计的各国CO2排放只需三组数据，a）化石燃料消费量；b）化石燃料的构成比例；c）水泥生产量。即：CO2排放=能源的碳排放+水泥的碳排放化石能源CO2排放测算可以根据化石燃料的燃烧量以及建议排放系数来计算。化石燃料燃烧的CO2排放量的计算公式为：

ECO2=∑iSi×Fi×E 1

式1中，ECO2 为化石燃料的CO2排放量；E为能源的消耗总量；Si 为i种能源在能源消耗总量中的比重；Fi 为i类能源的碳排放系数。根据1994年的国家标准，水泥的碳排放系数为Fc= 0.5230tCO2/t水泥。水泥生产过程中产生的碳排放计算公式为：

EC=FC×C 2

其中Fc为水泥生产的CO2排放系数，C为水泥生产量。根据上述公式以及碳排放系数计算出福建省2004-2013年10年间二氧化碳排放量，如表1所示。

表1：福建省碳排放量

三、二氧化碳排放因素分析

（一）从福建省的能源结消费结构分析

福建省的能源消费中，低碳排放的天然气消费逐年增加，到2013年已占能源消费比重的5.5%，但无法对CO2减排做出太大贡献。从2004-2011年，煤炭消费一直是福建碳排放的主因，虽然期间有波动，总体保持在50%左右。值得注意的是，福建省的水泥产量和水泥生产过程的二氧化碳排放呈总体增加趋势，这和国家今年来房地产行业迅猛发展的引致需求有关。

（二）其他因素分析

随着福建省经济的发展，福建省人均碳排放表现出持续增长。与此同时，福建省万元GDP的碳排放量基本呈下降趋势，从2005年的0.79t/万元一直下降到2013年的0.52t/万元，这充分说明：福建省的能源利用效率在不断提高，单位GDP的能源消耗减少。从产业结构的角度看，高耗能的工业产出占GDP的比重基本保持稳定，2010年以后基本维持在43%的水平。福建省的城镇化率从2004年的47.6%逐步提高到2013年的60.8%，在城镇化的推进中，建设基础设施消耗大量水泥和其他工业产品，也使得CO2排放量增加。另外，外商直接投资FDI的增加也在一定程度上加剧了福建省的碳排放。

四、经济对外依存度与福建省碳排放关系的实证研究

研究福建省碳排放与经济对外依存度之间的关系，数据来源《2014年福建省统计年鉴》。因变量为碳排放量，关于自变量的选取，总结其他学者的研究成果，经济对外依存度采用出口总额/GDP来（EX）表示。

1.单位根检验 研究时间跨度为2004-2013年，时间序列数据可能不平稳，可能造成“伪回归”现象，为了有效的检验数据的特征，利用Dichey-Fuller（ADF）方法检验EX和TC的平稳性。由于自然对数变换能消除时间序列中存在的异方差，故取各变量的自然对数，分别记为LEX和LTC。涉及的检验均借助Eviews7完成。根据单位根检验结果得知EX和AC分别在5%、1%的显著水平下一阶差分平稳，即一阶单整。

2.协整检验 检验结果显示，在95%的可信度条件下，经济对外依存度与人均CO2排放存在1个协整方程，两者存在长期整合关系。

3.Granger因果分析检验 福建省的人均CO2排放和经济对外依存度不存在Granger因果关系[4]。

五、结论

本文对福建省的人均CO2排放和经济对外依存度之间的关系进行了协整分析和Granger因果检验，检验结果表明：福建省经济对外依存度与福建省人均碳排放在考察期间呈现增长趋势，并且两者存在长期协整关系；但无法确定两者之间的因果关系。发达国家在我国整体的“碳转移”现象，在福建省的影响并不显著。

导致这一结果的原因可能有：1.福建省的产业结构中，轻工业所占的比重较大，特别是轻纺工业；2.在福建省所有的碳排放量中，水泥生产中的二氧化碳排放量占了相当大的比例，这在福建省城镇化过程中加速基础投资建设的趋势下，短期内无法得到改善。（作者单位：福建师范大学经济学院）

参考文献：

[1] 王琛.我国碳排放与经济增长的相关性分析.综合管理，2009.

[2] Wang T.， Waston J. Who Owns China’s Carbon Emissions [J].Tyndall Briefing Note，2007（23）.