溫室氣體排放的定義精選(五篇)

序言：作為思想的載體和知識的探索者，寫作是一種獨特的藝術，我們為您準備了不同風格的5篇溫室氣體排放的定義，期待它們能激發您的靈感。

篇1

關鍵詞：能源效率協同效益；氣候變化政策協同效益；定量方法；國際實踐

中圖分類號：X-1 文獻標識碼：A DOI： 10.3969/sn1003-8256.2013.03.001

概要

提高能源生產和消費的效率并改用低碳的能源可大幅減少二氧化碳的排放量和減少其對氣候變化所造成的影響。越來越多的研究發現，這些措施也可以直接減少許多由氣候變化以外因素所引起的但是有危害人類健康和環境的可能性。協同效益指除主要政策目標以外，由該政策方案帶來的其他正面影響。進行政策分析時，要對政策方案的實施成本以及實施后對社會帶來的積極影響進行預測和比較分析。實施節能減排政策方案之所以會面臨政治阻力，原因之一是很難對政策方案能帶來的益處進行量化。一方面，氣候變化減緩政策帶來的好處往往是全球范圍內的、長期的、以及不確定的。由于實施成本高，能源價格補貼往往減損能效政策可能帶來的成本效益。另一方面，實施這些政策方案除可直接改善空氣污染情況，其產生的協同效益（如健康狀況獲得的改善、農業生產力的提高、基礎設施損壞情況的減少、當地的生態系統獲得改善），通常是短期的、當地可以直接受惠的。其效果相比于減緩氣候變化政策帶來的好處，確定性要高，成本效益通常也高于節能本身的成本效益。所以，如果提高能效和減緩氣候變化的政策能夠納入協同效益概念，這些政策的公眾接受度可得到大幅度的提高。對發展中國家而言，政策方案能否盡早被接受 尤其重要。因為在發展過程中如不考慮協同效益，可能因為固守在次優的技術與基礎設施，長遠來看，成本反而更高。

提高能效和燃料轉換效率是溫室氣體減排戰略的一部分。過去二十年，很多研究顯示這兩方面帶來氣候變化以外的好處，多半介于這些政策方案實施成本的30%到超過100%。國際上，政策制定者對于分析能效政策和燃料轉換效率政策同時納入對溫室氣體和非溫室氣體兩方面影響的探討愈來愈感興趣。歐盟、美國與日本已開發出一套相當成熟的方法。

1 協同效益定量方法的一般步驟

本報告使用定量方法計算節能減排政策的協同效益時，采取四個步驟：（1）計算政策的基本情景與其他可能發生的情景以及彼此在排放量上的差異。（2）使用空氣污染擴散模型或以簡化的方式對污染物濃度進行描述和比較。（3）對每個情景可能會產生的影響進行預測和相互比較（例如使用人口經過調整的C-R方程，找出對健康的影響）。（4）計算這些影響產生的經濟效益，并與其它政策方案情景的實施成本進行比較，從而預估由特定的污染物造成的成本。

2 協同效益的模型、指南和應用研究

通常，協同效益的定量工作可分為三類：（1）協同效益模型；（2）事前的政策評估方法；（3）由學者建立的框架，意在改善這方面的研究，并將協同效益應用到更多的地區和政策方案上。 表ES-1將協同效益定量方面的幾個重點模型、指南和框架做了摘要。

3 降低不確定性和簡化方法

協同效益的理論和研究仍在發展中，即使是最先進的研究，在許多方面仍然存在著不足。用于預測能耗與溫室氣體排放增長情況的模型在開發時就包含了高度的不確定性，這是因為能源需求量的增長與經濟環境的變化會受到很多因素的影響。所以對這兩方面進行的預測，從科學的角度而言并不是十分精確的。數據的有效性是引起不確定性的重要因素，尤其是將流行病學中的數據，應用到數據采集地點以外的地區。但是，政策制定者經常面臨不確定性，即便協同效益研究也含有不確定性，因此，不確定性不應該成為進一步發展與使用協同效益分析方法的阻力。敏感性分析可以作為探討不確定性來源的重點戰略，我們建議所有的協同效益研究都應該包括敏感性分析。

此外，用于簡化協同效益分析的幾種方法已證明對發展中國家有助益。 根據事前確定的評分標準進行的定性影響評估，可作為評估潛在協同效益的第一步，從而研究人員可以確定問題的優先順序，然后決定要使用何種定量方法。簡化定量工作，可使用簡化的線性方程和指標如吸入因子來替代大氣擴散模型。但使用時要注意，因為會大幅降低輸出的準確性和透明度。限縮研究范圍有幾種做法，例如限制協同效益分析只能用在優先考慮地區（如重點都會區）；在大范圍的地區使用解析度較高的模型以找出平均的影響幅度；只研究重點污染物如十微米懸浮微粒物質（PM10） 和二點五微米懸浮微粒物質（PM2.5）；對人口結構的描述不必過于詳盡、縮小調研的人口類型和人口數（例如只調研成人，并視這些人具有同質性）；以及面對交通運輸等復雜的行業部門時，則要根據經驗法則。要簡化分析方法，也可從影響層面的檢驗數量下手。嘗試對生態系統造成的高度不確定影響進行定量分析和計算成本效益，協同效益分析可以僅專注于流行病學上已知對人類健康危害最大的部分。一個建議的做法是：開發一套與當地相關、涵蓋所有流行病相關數據的數據庫，某些領域已有針對地方所開發的模型。這類模型僅專注于優先重點行業部門與技術并考量經驗法則、缺省值以及適用于當地的經濟效益標準。不過，經驗較豐富的國家在推廣國際最佳實踐模型軟件工具包，如中國和印度等發展中國家使用的“溫室氣體―空氣污染相互作用和協同效益模型”（GAINS）時，收獲通常比較多。再者，制定一本全國適用的指南 （參見美國和日本近幾年的做法），將有助于將協同效益研究納入國家政策方案的做法標準化和將輸出結果標準化，從而利于不同研究間的相互比較。

最后，由于針對影響程度進行成本效益分析和采用簡化方法的爭議很多，在應用到不同對象時，研究結果可能有很大的出入。對健康影響進行定量分析的最新方法，如Disability-Adjusted Life Years （DALYs） 和 Quality-Adjusted Life Years （QALYs）有望消除關于成本效益方面的爭議，并建立一套統一的、具全球可比性的影響評估方法。一些簡易的協同效益計算方法對中國與其他發展中國家有幫助作用，不過，在采用大多數的簡易方法前，必須先投入大量心力進行標準化，從而確保使用簡化方法但不會導致研究結果的錯誤或者相互矛盾的問題出現。

表ES-1協同效益定量方面的幾個重點模型、指南和框架摘要

模型、指南或研究 類別 模擬空氣污染物 建模步驟

溫室氣體-空氣污染相互作用和協同效益模型

（英文簡稱GAINS） 模型 二氧化硫（SO2）、氮氧化物（NOx）、氨 （NH3）、揮發性有機污染物（VOCs）、總懸浮顆粒 （TSPs）、粒子狀物質 （PM10和 PM2.5）、二氧化碳（CO2）、 甲烷（CH4）、一氧化二氮（N2O）、六氟化硫（SF6）、烴（HFCs）和 全氟化碳（PFCs） 一個由上至下的模型，可對空氣污染排放活動進行預測；

使用者可從中選擇多個污染控制技術、節能措施、燃料轉換措施，模型可據以預測排放水平；

使用大氣擴散模型進行排放水平預測，用以找出新的濃度；

對多方面的影響進行建模：包括通過曝露于細顆粒和地面臭氧方法，從而減少對人體健康的負面影響；通過注入大量酸化和營養素豐富的化合物，從而減緩對植被的破壞；京都議定書考慮減少六種溫室氣體的排放量。人類健康損害的計算基礎是減損的壽命、統計學上減損的壽命與每年死于非命的人數。

改善空氣質量的簡易互動模型

（英文簡稱SIM-Air） 模型 PM10、PM2.5、NOx、SO2、VOCs、CO2. 1. 使用者自己可對推升排放量的活動，進行預測；

2. 一個由下至上的模型，使用者可選擇不同的交通工具、節能技術和措施、不同的燃料、改變排放源的地點；

3. 使用者可將排放數值輸入外部污染物擴散模型，從而找出新的濃度；

4. 可計算對人類健康的影響和超過空氣污染限度的程度；可計算健康影響的經濟效益。

綜合全球系統模型

（英文簡稱IGSM） 模型 CO、VOCs、 NOx、 SO2、NH3、炭黑和有機碳、CO2、CH4、 N2O、SF6、 HFCs、PFCs. 一個由上至下的模型，可對空氣污染排放活動進行預測；

使用者可選擇不同種類的燃料、節能技術和措施、污染控制技術、能效以外的技術、調整家庭活動和技術、選擇碳封存和整體煤氣化聯合循環發電系統（IGCC）技術，從而預測溫室氣體排放水平；

使用大氣擴散和海洋系統模型，進行排放水平預測，從而找出新的濃度；

對環境質量改善進行建模，并模擬改善后對主要生產力的影響，但未對健康造成的影響進行建模。

美國環保署綜合環境戰略計劃

（英文簡稱IES） 事前評估指南 CO2、PM10、PM2.5、臭氧、SO2、 CO、NOx、鉛 使用多種井然有序的方法，對排放量進行預測；

使用者可選擇不同的技術和措施，多半是應用于交通運輸部門的空氣污染控制技術或活動；

使用空氣擴散模型或更簡化的方法；

根據當地或其他地區的有關于影響方面的數據，計算對人類健康的影響；也可用于計算成本效益。

日本氣候變化項目協同效益定性評估方法手冊 事前評估指南 SOx，、NOx、煙塵、粉塵、CO2.

使用者評估影響時，可選擇要使用定性或定量方法；

使用者進行定量分析時，可選擇不同的技術和活動，并依據數據輸入要求選擇合適的計算公式 ；

模型提供空氣、水和廢棄物污染方面措施的輸出值，但不對影響評估使用擴散模型或定量分析。

黃金標準程序模型 事前評估指南 NOx、 SOx、 鉛、一氧化碳、 O3、持久性有機污染物 （POPs）、 汞（Hg）、氯氟烴 （CFCs）、鹵素、可吸入的懸浮顆粒物（RSPM）、NH3、PM10、揮發性有機物、 TSP、灰塵、異味

符合技術和活動（可再生能源、能效或對廢棄物的處理）相關規定的CDM 項目開發人員，可在黃金標準程序模型項目注冊內設立一個項目賬戶；

項目規劃人員與當地社區合作，根據多項評估影響程度的標準，確立社區欲達成的目標；

申設項目賬戶一旦獲準，項目開發人員可根據項目指南，設立基準線并規劃如何對影響程度進行計算；

項目開發人員針對各項標準，建立監測系統；項目獲得當地社區或第三方審計人員核準后，該項目會收到由注冊區寄出的證書。

讓交通運輸協同效益方法成為主流：交通運輸政策評估指南 事前評估指南 NOx、PM、 CO、CO2 使用者會看到多個由下至上的建模方程，這些方程可計算實施交通運輸相關技術、更換燃料種類和方法（如狀態切換措施）后所產傷的協同效益；

在入選措施的執行力度上，將取自經驗或來自使用者的數據，套入方程中，從而預估排放量或調整的活動內容；

使用者可使用簡易的定量公式，對影響程度進行評估。

氣候成本項目 事前評估中

應用研究 SO2、 NOx、VOCs、 NH3、PM2.5 使用由上至下的” 溫室氣體-空氣污染相互作用和協同效益模型，對推升排放量的活動，進行預測；

使用不同的節能技術、換用不同的燃料、使用傳統的污染控制技術等技術措施，要符合既有的節能規定以及控制非溫室氣體污染的相關規定；

使用大氣擴散模型；

計算對人類健康、實體基礎建設與主要農業生產力等方面的影響，并計算經濟效益。

歐洲環保署對溫室氣體減排政策在空氣質量方面的協同效益之分析 事前評估中

應用研究 NOx、 SO2、PM10、PM2.5、CO2、CH4、N2O、SF6、HFCs、PFCs、NH3、非甲烷揮發性有機化合物 一個由上至下的模型，用于預測推升排放量原因；

一個由上至下的模型，可根據二氧化碳排放量上限、用盡所有可用的技術、持續使用空氣污染控制技術等條件，預測排放量的變化；

使用空氣污染擴散模型，從而找出新的濃度；

每個情景涵蓋的影響層面包括：人類健康、植被受損面積、由于酸化受損的森林面積、由于水體富營養化受損的土地面積。有關于人類健康影響方面的經濟效益計算。

ExternE 項目模型 事前評估中

應用研究 SO2、NOx、PM10、PM2.5 、非甲烷揮發性有機化合物、NH3、 特定重金屬、 CO2、 CH4、 N2O、SF6、 HFCs、PFCs 能耗需求數據來自”政府間氣候變化灣門委員會”（IPCC）的估測值；

使用者可根據換用不同燃料，選擇能夠符合用能需求的燃料組合；

使用大氣、土壤、水污染擴散模型；

就健康、農業生產量、造林進度、地球暖化與其他危害方面，進行定量分析；并對健康、農業、實體基礎設施成本、氣候變化和對生態系統的破壞等方面造成的影響，進行成本效益分析。

看不見的能源成本 學術框架 SO2、NOx、PM2.5、PM10 根據現有的用能需求，對四個行業部門的發電做法，進行建模，并對建模結果互為比較；

根據使用的燃料組合，計算工廠的用能和排放量；

使用大氣擴散模型分析排放量；

對人類健康、谷物與木材的收成情況、建筑材料、休閑、能見度、生態系統服務與氣候變化等方面的影響，進行評估。

中國模型內的溫室氣體減排政策的協同效益 學術框架 PM、 SO2、NOx、CO2 根據發電成本，使用混合模型對用能需求與用能需求趨勢，進行預測；

由于本模型對價格做出約束，所以可以根據選用的技術，預測排放量；

使用大氣擴散模型估算排放量；

使用吸入因子找出健康受損程度并從成本效益角度進行分析。

美國電力行業減碳政策使用Future模型進行協同效益評估的相關資源 學術框架 NOx、SO2 一個由上至下的模型，用于找出電力需求量；

更換燃料種類造成排放量的變化；根據對碳價格的預期和必須符合污染相關規定的前提下，高效發電技術的執行情況；

使用大氣擴散模型，找出污染物濃度的變化情況；

對人類健康的影響程度進行建模與成本效益分析；其他影響包括減少使用傳統污染控制技術的成本。

參考文獻：

篇2

本文總結了八個國家或地區碳排放權交易體系的覆蓋范圍，參考國際經驗提出了確定國內碳排放權交易體系覆蓋范圍的主要原則，并結合我國實際情況，對我國建立碳排放權交易體系的覆蓋范圍提出了相關建議。

一、溫室氣體種類和排放類型

（一）歐盟溫室氣體排放交易機制（EU ETS）

分三階段實施，覆蓋范圍逐步擴大。第一、二階段控制溫室氣體類型僅為CO2，排放類型為化石燃料燃燒排放和過程排放（能源作為還原劑等原材料用途所產生的二氧化碳排放、石灰石和其它碳酸鹽分解產生的二氧化碳排放、煉鋼降碳過程排放）。第三階段控制溫室氣體類型增加了N2O和PFCs，排放類型在前兩階段的基礎上增加了三種過程排放，即石油加工和合成氨生產過程的CO2排放、硝酸和己二酸生產過程的N2O排放和電解鋁生產過程的PFCs排放。

（二）美國加州碳交易機制

除包括京都議定書所規定的六種溫室氣體CO2、CH4、N2O、SF6、HFCs和PFCs之外，還包括 NF3和其他氟化物。排放類型為納入工業設施的化石燃料燃燒排放和各種過程排放、從州外購入電力所對應的排放。

（三）澳大利亞碳價格機制

納入京都議定書六種溫室氣體中的四種，分別是二氧化碳（CO2）、甲烷（CH4）、氧化亞氮（N2O）和熔煉鋁的過程中所產生的全氟碳化物（PFCs）。排放類型為燃料燃燒排放、工業生產過程、采礦業逃逸氣體及廢棄物處理的排放。

（四）新西蘭碳交易市場

納入京都議定書六種溫室氣體中的四種，分別是二氧化碳（CO2）、甲烷（CH4）、氧化亞氮（N2O）和全氟碳化物（PFCs）。排放類型為燃料燃燒排放、工業生產過程、采礦業逃逸氣體及廢棄物處理的排放，此外，第一產業是新西蘭的支柱產業，因此還包括了農業和林業排放源。

（五）東京都碳排放總量控制和交易體系

僅包括二氧化碳（CO2）。排放類型包括化石燃料燃燒排放、凈外購電力和熱力所對應的排放。由于東京都的交易體系內沒有發電廠，因此不存在重復計算問題。

（六）韓國碳排放市場

覆蓋京都議定書中的六種溫室氣體CO2、CH4、N2O、HFCs、PFCs、SF6。排放類型包括了燃料燃燒排放、工業生產過程、農業排放、廢棄物處理的排放、以及間接排放（由于公開可獲得的資料有限，估計是指凈外購電力所對應的排放，但不清楚韓國碳市場主管部門如何考慮重復計算問題）。

（七）美國區域溫室氣體計劃（RGGI）

只針對電力行業的二氧化碳排放。排放類型為化石燃料燃燒排放。

（八）魁北克的限額交易

涵蓋了CO2和其它6種溫室氣體（CH4，N2O，HFCs，PFCs，SF6，NF3）。排放類型包括了燃料燃燒排放、礦后逃逸、工業生產過程、農業排放、廢棄物處理的排放、以及輸配電企業從省外購入電力所對應的排放。

二、排放源邊界

國外主要碳排放權交易體系覆蓋的排放源邊界均定義為設施。但實際上，設施是一種廣義的定義，各體系對于設施的定義中均提出，地理邊界接近、提供同一產品生產或服務的一系列小規模設施可以打捆定義為一個設施。這種廣義的“設施”的定義，實際上與“企業”的定義是比較類似的。而且在提交溫室氣體排放報告、參與碳交易以及履約方面，最終都要將設施對應至企業（運營者）名下。

三、覆蓋的行業

（一）歐盟溫室氣體排放交易機制（EU ETS）

分三階段實施，覆蓋的行業范圍逐步擴大。第一階段覆蓋了發電、供熱、石油加工、黑色金屬冶煉、水泥生產、石灰生產、陶瓷生產、制磚、玻璃生產、紙漿生產、造紙和紙板生產。第二階段增加了航空部門。第三階段又增加了鋁業、其它有色金屬生產、石棉生產、石油化工、合成氨、硝酸和己二酸生產。按照我國國民經濟行業分類國家標準來看，至第三階段，EU ETS覆蓋的行業包括電力熱力生產和供應業、石油加工業、化學原料和化學制品制造業、黑色金屬冶煉和壓延加工業、有色金屬冶煉和壓延加工業、非金屬礦物制品業、造紙和紙制品業、航空運輸業等行業。

（二）美國加州碳交易機制

分兩階段實施，覆蓋的行業范圍逐步擴大。第一階段覆蓋了發電、熱電聯產、電力進口商、水泥、玻璃、制氫、鋼鐵、石灰、制硝酸、石油和天然氣、煉油、造紙行業，第二階段進一步納入了燃料供應商。按照我國國民經濟行業分類國家標準來看，加州ETS覆蓋的行業包括電力熱力生產和供應業、石油加工業、化學原料和化學制品制造業、黑色金屬冶煉和壓延加工業、非金屬礦物制品業、造紙和紙制品業等六大行業。

（三）澳大利亞碳價格機制

按照我國國民經濟行業分類國家標準來看，澳大利亞碳價格機制覆蓋的行業包括電力熱力生產和供應業、采礦業（石油和天然氣開采、有色金屬礦采選）、石油加工業、黑色金屬冶煉和壓延加工業、有色金屬冶煉和壓延加工業、非金屬礦物制品業、廢棄物處理、交通運輸業（鐵路、國內航空航運）等行業。

（四）新西蘭碳交易市場

按照我國國民經濟行業分類國家標準來看，新西蘭ETS覆蓋的行業包括農業、林業、電力熱力生產和供應業、采礦業（石油和天然氣開采、有色金屬礦采選）、石油加工業、有色金屬冶煉和壓延加工業、非金屬礦物制品業、廢棄物處理、航空運輸業（自愿參與）等九大行業。

（五）東京都碳排放總量控制和交易體系

制造業和服務業（建筑）。與其他ETS不同的是，東京都地域范圍內沒有電廠和高耗能工業，因此覆蓋的主要是服務業的公共建筑以及少量的輕工業廠房。

（六）韓國碳排放市場

電力生產、工業、交通、建筑、農業及漁業、廢棄物處理、公共事業。其中工業領域包括了電子數碼產品、顯示器、汽車、半導體、水泥、機械、石化、煉油、造船、鋼鐵十個行業。與EUETS相比，未納入有色金屬冶煉和壓延加工業，但增加了服務業（建筑、廢棄物處理）、農業及漁業、輕工業。

（七）美國區域溫室氣體計劃（RGGI）

只包括電力行業。

（八）魁北克的限額交易

覆蓋的行業包括電力熱力生產和供應業（發電、供熱、電網、熱網）、采礦業、石油加工業、化學原料和化學制品制造業、造紙和紙制品業等五大行業。

四、覆蓋對象的門檻標準

（一）歐盟溫室氣體排放交易機制（EU ETS）

兩種門檻標準：①容量門檻：20MW的燃燒設施；②產能門檻：鋼鐵行業（每小時產量2.5t以上）、水泥行業（熟料為原料每天產量500t以上或石灰石及其它為原料每天產量50t以上）、玻璃行業（每天產量20t以上）、陶瓷及制磚行業（每天產量75t以上或磚窯體積超過4m3且磚窯密度超過300kg/m3）、造紙行業（每天產量20t以上）、石棉（每天產量20t以上）。

（二）美國加州碳交易機制

排放量門檻：年排放量超過2.5萬噸二氧化碳當量。

（三）澳大利亞碳價格機制

排放量門檻年排放量超過2.5萬噸二氧化碳當量。

（四）新西蘭碳交易市場

三種門檻標準：①排放量門檻：利用地熱發電和工業采熱溫室氣體排放超過每年4000噸；②產能門檻：每年開采2000噸煤以上；③能耗門檻：燃燒1500噸廢油發電或制熱；每年購買25萬噸煤或2000TJ天然氣以上的能源企業。

（五）東京都碳排放總量控制和交易體系

能耗門檻：年能耗超過1500公升原油當量（相當于1846kg標準煤）。

（六）韓國碳排放市場

排放量門檻：單個設施每年排放超過2.5萬噸二氧化碳當量，或具有多個設施的企業每年排放超過12.5萬噸二氧化碳當量。

（七）美國區域溫室氣體計劃（RGGI）

容量門檻：25MW的發電設施。

（八）魁北克的限額交易

未檢索到。

五、覆蓋范圍的確定原則

從世界8個主要國家和地區碳市場的發展經驗來看，確定碳排放權交易體系的覆蓋范圍應考慮以下兩方面原則：

（一）參與方原則，需要具體考慮

排放特征：與國家或地區的產業結構和能源結構有很大關系，涉及到覆蓋溫室氣體的種類、排放類型和行業范圍。

數據基礎：考慮關鍵數據是否可獲得以及數據的準確性。

減排潛力：建立碳排放權交易體系的目的是深度挖掘不同行業的減排潛力，并通過市場機制實現這些減排潛力。

減排成本：考慮碳排放的價格以及減排成本，分析對相關企業生產成本的影響，并與自上而下的模型研究對接，進一步分析對國民經濟的影響。

（二）管理者原則，需要具體考慮

政策協調：主要指與國家或地區已的節能、低碳發展及環保等政策措施相協調。

管理成本：管理機構的監督成本、交易成本等。

避免泄漏：考慮碳價的傳導途徑以及主要用能設施間的可替代性，避免碳排放從交易體系覆蓋范圍之內向體系之外轉移。

六、對我國碳排放權交易體系覆蓋范圍的建議

（一）氣體種類和排放類型

全國ETS建設初期僅包括CO2和HFC23。CO2我國最主要的溫室氣體，占全國溫室氣體排放總量的80%左右。HFC23是HFC22生產過程的副產品，我國僅有少數大型企業從事HFC22生產，這些企業大都具有參與清潔發展機制（CDM）國際合作的經驗，排放數據易于監測。

具體的排放環節包括：

1、化石燃料燃燒導致的CO2排放：約占全國溫室氣體排放總量的72%。

2、過程排放：具體包括鋼鐵生產CO2排放、水泥生產CO2排放、玻璃生產CO2排放、石油加工CO2排放、化工生產CO2排放、HFC22生產過程的HFC23，約占全國溫室氣體排放總量的8%―10%。

3、外購電、熱所對應的排放：與統計制度、節能政策、企業核算與報告指南的一致性，將此部分排放計入消費側。我國目前電力、熱力價格不能向下游用戶傳導，工業鍋爐等通用設備可以實現煤改電、氣改電，或通過外購熱力代替自有鍋爐供熱，因此如果不覆蓋外購電、熱所對應的排放較易造成ETS體系內外的碳泄漏。

（二）排放源邊界

與統計制度接軌，與已有節能和碳排放控制政策協調，覆蓋企業（法人）邊界。可操作性較強：

企業法人統計制度，主要能源和原材料的消耗有相關發票或憑據進行交叉核對，較容易解決數據缺失問題。

企業的生產系統由主要生產系統、輔助生產系統、附屬生產系統三部分組成，覆蓋企業邊界有助于挖掘輔助生產系統和附屬生產系統的節能減碳潛力。

企業實施精細化管理，在各種生產設施之間實現成本有效的節能和碳排放控制。

（三）覆蓋行業和門檻

可參考歐盟經驗分階段進行。

第一階段（2015―2020年）：電力、熱力生產和供應業（發電、電網、供熱）、石油加工（煉油）、化學原料和化學制品制造業（含HFC22生產）、非金屬礦物制品業（水泥生產、平板玻璃生產、陶瓷生產）、黑色金屬冶煉和壓延加工業（鋼鐵生產）、有色金屬冶煉和壓延加工業（鋁冶煉、鎂冶煉、其他常用有色金屬冶煉）、造紙和紙制品業、民航業年能耗1萬噸標準煤或年溫室氣體排放量2萬噸二氧化碳當量的企事業單位，以及省、自治區、直轄市規定的重點排放單位納入交易體系；其余2010年溫室氣體排放達到1.3萬噸CO2_eq，或2010年綜合能源消費量達到5000 tce 的法人單位，按照《關于組織開展重點企（事）業單位溫室氣體排放報告工作的通知》（發改氣候〔2014〕63號）要求，核算和報告本單位溫室氣體排放情況。

篇3

關鍵詞畜禽；溫室氣體；時空變化；LMDI模型

中圖分類號S168文獻標識碼A文章編號1002-2104（2016）07-0093-08doi：10.3969/j.issn.1002-2104.2016.07.012

20世紀90年代以來，全球氣候變化成為人類經濟社會可持續發展所面臨的重大挑戰，畜禽溫室氣體排放日益受到社會各界的關注。聯合國糧農組織（FAO）2006年的報告顯示，每年由牛、羊、馬、駱駝、豬和家禽排放溫室氣體的CO2當量占全球排放量的18%[1]。而世界觀察研究所2009年的報告指出，全球牲畜及其副產品排放溫室氣體的CO2當量約占全球總排放量的51%[2]，幾乎是FAO估算量的3倍。可見，畜禽已成為重要的溫室氣體排放源，而畜禽溫室氣體主要源于動物腸道CH4排放、動物糞便處理過程中產生的CH4和N2O[3]，從動物類型來看，反芻動物產生的溫室氣體排放最多，其次為豬，最少的是雞[4]。

國內外學者對畜禽溫室氣體排放量的測算及其影響因素進行了大量研究。在畜禽溫室氣體排放測算方面，董紅敏[5]等采用OECD的測算方法對中國三個時點（1980年、1985年、1990年）的反芻類動物CH4排放量進行了估算；FAO[1]利用IPCC的方法和系數，估算了中國2004年主要畜禽的溫室氣體排放量；Zhou[6]等測算了中國1949-2003年畜禽的溫室氣體排放量；胡向東[7]等測算了中國2000-2007年以及各省區2007年畜禽溫室氣體排放量，結果表明，2000-2007年中國畜禽溫室氣體排放量總體呈下降趨勢，各省區畜禽溫室氣體排放量呈現區域集點；閔繼勝[8]等測算了中國1991-2008年以及各省份畜牧業溫室氣體排放量，結果表明，1991年以來，中國畜牧CH4和N2O排放量均呈先升后降的趨勢；尚杰[9]等測算了1993-2011年中國畜禽溫室氣體排放量，結果表明，中國畜禽的CH4排放量整體呈波動上升趨勢，N2O排放量持續增加。在畜禽溫室氣體排放的影響因素方面，譚秋成[10]研究表明，由于技術進步和技術效率的提高，單位肉類和牛奶排放的溫室氣體均有大幅度下降；陳瑤[11]等研究表明，經濟因素是影響我國畜牧業溫室氣體排放的最大因素，短期內效率因素是我國畜牧業低碳化發展的最主要誘因，而從長期來看勞動力因素是我國畜牧業低碳化發展的最主要因素；尚杰[9]等研究表明，動物腸道發酵CH4、N2O排放的影響因素主要取決于動物種類、飼料特性、飼養方式和糞便管理方式等。

以上研究取得了有價值的結論，為本文深入研究提供了重要的參考數據和研究方法。但存在以下可以改進之處：一是研究對象大多側重于國家層面畜禽溫室氣體排放量的測算，全面把握中國畜禽溫室氣體排放變化規律，不僅從總體上刻畫其演變特征，更要分析區域差異；二是關于畜禽溫室氣體排放成因研究未及深入展開，考慮到畜禽溫室氣體排放的區域差異性，有必要對各地區畜禽溫室氣體排放的影響因素進行分析，以便找到進一步降低畜禽溫室氣體排放的方向和對策。基于此，本文測算分析了1991-2013年中國畜禽溫室氣體時空變化規律，并運用LMDI模型從溫室氣體排放強度、農業產業結構、農業經濟水平和農業勞動力等方面進行因素分解，揭示畜禽溫室氣體排放時空變化的成因。

陳蘇等：中國畜禽溫室氣體排放時空變化及影響因素研究中國人口?資源與環境2016年第7期1研究方法及數據來源

1.1畜禽溫室氣體排放量的測算方法

畜禽溫室氣體排放主要包括畜禽胃腸道內發酵的CH4、畜禽糞便處理產生的CH4和N2O和畜禽飼養過程中對化石能源等消耗產生的CO2[12]。鑒于畜禽生產過程中化石能源消耗相關數據的缺乏，本文選取牛、羊、馬、騾、驢、駱駝、生豬、家禽和兔等動物作為研究對象，測算中國及各省（區、市）畜禽溫室氣體排放量，其具體的測算方法如下：

式中，C、CCH4和CN2O分別為畜禽溫室氣體排放量、CH4和N2O排放量；21和310分別為CH4和N2O轉化為CO2當量的轉化系數；Ni表示第i種畜禽的平均飼養量；αi和βi表示第i種畜禽的CH4和N2O排放因子。由于畜禽飼養周期不同，需要對畜禽年平均飼養量進行調整，參考胡向東[7]的計算方法。當出欄率大于或等于1時，畜禽年平均飼養量用出欄量除以365再乘以其生命周期，主要有生豬、家禽和兔，生命周期分別為200天[7]、55天[13]和105天[7]；當出欄率小于1時，畜禽年平均飼養量用本年末的存欄量表示，為消除單個時間點的影響，采取畜禽上年年末存欄量和本年末存欄量的平均數表示。借鑒已有研究關于各畜禽的溫室氣體排放系數，CH4排放系數來源于2006年IPCC國家間溫室氣體排放指南[14]，N2O排放系數來源于胡向東[7]，具體的排放系數見表1。

1.2畜禽溫室氣體排放影響因素的LMDI分解

因素分解方法作為研究事物變化特征及其作用機理的一種分析框架，在環境經濟研究中得到廣泛的應用。通行的分解方法主要有兩類，一類是指數分解方法（Index Decomposition Analysis，IDA），另一類是結構分解方法（Structural Decomposition Analysis，SDA）。SDA方法利用投入產出表，以消費系數矩陣為基礎，對數據要求較高；而IDA方法只需部門加總數據，適合分解含有較少因素的、包含時間序列數據的模型。IDA方法包括Laspeyres指數分解與Divisia指數分解等，但兩者分解不徹底，存在分解剩余項，Ang[15]等在綜合比較了各種IDA方法基礎上，提出了對數平均迪氏指數法（Logarithmic Mean Divisia Index，LMDI），該方法最大特點在于不會產生分解剩余項，且允許數據中包含零值。因此，本文選用LMDI從溫室氣體排放強度、農業產業結構、農業經濟水平和農業勞動力等方面量化分解影響畜禽溫室氣體排放的因素[16]。結合現有研究成果，將畜禽溫室氣體排放分解為：

C=CLS×LSAGRI×AGRIP×P（2）

式（2）中，C為畜禽溫室氣體排放量，LS為畜牧業產值，AGRI為農林牧漁業總產值，P為農業勞動力的數量。對各個分解因素進行定義，定義EI=C/LS為畜禽溫室氣體排放強度，即畜禽溫室氣體排放量與畜牧業產值之比；定義CI=LS/AGRI為農業產業結構，即畜牧業產值占農林牧漁業總產值比重；定義SI=AGRI/P為農業經濟水平，即農業勞動力的人均農林牧漁業產值。則（2）式可進一步表述為：

C=EI×CI×SI×P（3）

由于LMDI的“乘積分解”和“加和分解”最終結果一致，而后者能較為清晰的分解出影響因素，因此，本文采用

放系數腸道發酵1.0068.0051.4018.0010.0046.005.000.254-糞便管理3.5016.001.501.640.901.920.160.080.02N2O

排放系數糞便管理0.531.001.371.391.391.390.330.020.02注：非奶牛取黃牛和水牛的平均值；羊取山羊和綿羊的平均數；家禽取雞、鴨、鵝和火雞的平均數。“加和分解”的方法（詳細推導過程可參閱Ang[17]etc）：

ΔC=Ct-C0=ΔEI+ΔCI+ΔSI+ΔP（4）

式（4）中，C0為基期畜禽溫室氣體排放總量，Ct為T期溫室氣體排放總量，ΔC為畜禽溫室氣體排放總量變化。這種變化可分解為：ΔEI表示單位畜牧業產值排放溫室氣體變化，即強度效應；ΔCI表示單位農林牧漁業總產值的畜牧業產值變化，即結構效應；ΔSI表示人均農林牧漁業總產值變化，即經濟效應；ΔP表示農業勞動力變化，即勞動力效應。由此，畜禽溫室氣體變化直接受制于4種因素的變化。其具體表達式分別為：

若ΔEI、ΔCI、ΔSI和ΔP的系數為正值，說明該效應對畜禽溫室氣體排放起到促進作用，反之，則起到抑制作用。

1.3數據來源及整理

本文以生豬、牛、馬、騾、驢、駱駝、羊、兔和家禽為研究對象，選取30個省（區、市）（其中重慶市數據合并到四川省數據內）畜禽的出欄量、存欄量、畜牧業產值、農林牧漁業總產值以及農業勞動力數量等數據，這些數據來自于《中國農業年鑒》、《中國農村統計年鑒》、《中國畜牧業年鑒》。考慮到產值不具有縱向可比性，因此本文中的畜牧業產值和農林牧漁業總產值以1990年為基準年，換算為可比的實際產值。

2結果分析

2.1中國畜禽溫室氣體排放時序變化

2.1.1畜禽溫室氣體排放的階段變化

依據畜禽溫室氣體排放測算公式、各個畜禽溫室氣體排放系數和畜禽的出欄、存欄相關數據，量化測算了中國1991-2013年的畜禽溫室氣體排放情況，并將其轉化為CO2當量（圖1）。圖1表明，1991-2013年畜禽溫室氣體排放大致分為3個階段，在此基礎上，各階段溫室氣體排放總量變化及各效應的影響程度見表2。

第一階段（1991-1996年），畜禽溫室氣體排放量快速上升。由1991年的2 746.82萬t上升到1996年的3 746.16萬t，增加了999.34萬t。該時期經濟效應是促進溫室氣體排放最主要推動力為2 254.88萬t；其他對溫室氣體排放起到抑制作用，其中強度效應抑制作用最大，為-939.47萬t，其次是勞動力效應和結構效應，分別為圖11991-2013年中國畜禽溫室氣體排放

總量變化趨勢

第二階段（1997-2006年），畜禽溫室氣體排放量穩定上升。受金融危機、通貨緊縮等因素影響，1997年畜禽平均飼養量較上一年大幅度下降，強度效應抑制作用為-451.53萬t，經濟效應抑制作用為-202.35萬t，實現了492.17萬t畜禽溫室氣體的減排，隨后逐年增加，到2006年畜禽溫室氣體排放總量達到峰值，為4 228.50萬t，增加了482.34萬t（需要說明的是：這里峰值出現的時間與胡向東等測算的結果不同，主要原因是后者2006年畜禽數據根據第二次農業普查結果進行了調整，而本文畜禽數據來源于《中國農業年鑒》，以保證數據來源的統一性）。該時期經濟效應對溫室氣體排放促進作用最大，為801.21萬t，其次是強度效應，為171.18萬t。勞動力效應和結構效應對溫室氣體排放起到不同程度的抑制作用，分別為-329.14萬t和-160.91萬t。

第三階段（2007-2013年），畜禽溫室氣體排放總量呈波動下降趨勢。受飼養周期、飼料成本上漲、畜禽疫病（豬藍耳病）及南方冰雪災害等多種因素影響，2007年和2008年散戶平均飼養量顯著下降，強度效應抑制作用顯著，分別為-845.23萬t和-731.03萬t，實現了830.70萬t畜禽溫室氣體的減排。隨后國家出臺了一系列支持畜禽轉型發展的政策，中國畜禽發展方式在逐年轉變，到2013年畜禽溫室氣體排放總量為3 542.48萬t，減少了686.02萬t。該時期強度效應對溫室氣體排放抑制作用最大，為-1 933.07萬t，其次是勞動力效應和結構效應，分別為-255.96萬t和-133.83萬t；而經濟效應促進作用顯著，為1 636.84萬t。

總體來看，1991-2013年，經濟效應對畜禽溫室氣體排放促進作用最大，為4 692.93萬t；而強度效應抑制作用最大，為-2 701.36萬t，其次是勞動力效應和結構效應，分別為-771.85萬t和-424.06萬t。

度呈顯著的波動性（見圖2）。從強度效應累計貢獻值演變趨勢來看，該效應對抑制畜禽溫室氣體排放的貢獻呈倒“U”，且近幾年其抑制作用呈增強趨勢。1991-1997年，在國家宏觀調控和環境治理影響下，強度效應抑制作用不斷加強，累計減少了1 391.00萬t溫室氣體；1998-2006年，受國際環境、高致病性禽流感以及國內農業政策支持乏力等因素影響，規模化畜禽養殖進程緩慢[18]，強度效應抑制作用放緩；2007-2013年，隨著畜禽業以散養模式為主向現代養殖模式（專業戶模式和規模化模式）轉變，畜禽規模化養殖推進為溫室氣體排放的實施提供可能[7]，強度效應抑制作用呈增強趨勢，該時期累計實現1 933.07萬t畜禽溫室氣體的減排，占其總效應的281%。

勞動力效應是僅次于強度效應，是抑制畜禽溫室氣體排放的另一重要因素。該效應累計貢獻值呈波動下降趨勢，抑制作用越來越明顯。隨著城鎮化和工業化的深入推進，農業比較效益顯著降低，農業勞動力不斷轉移到非農產業，農業勞動力減少導致散養戶大量退出，為畜禽規模化養殖提供可能；此外，伴隨著畜禽養殖的規模化發展和管理模式的不斷創新，對從事畜禽勞動力的素質有更高要求，進而導致轉移更多的畜禽從業勞動力，單位勞動力產出大大增加，促進了畜禽溫室氣體的減排。1991-2013年，勞動力效應實現了771.85萬t畜禽溫室氣體的減排。

結構效應累計貢獻大致呈現低水平徘徊再高水平徘徊再波動下降階段性特征，對畜禽溫室氣體排放的抑制作用也越來越明顯。1991-1997年，結構效應對畜禽溫室氣體排放累計貢獻處于低水平，年均累計貢獻為-54.35萬t；1998-2003年，1998年發生的長江全流域特大洪災，西南地區、長江中下游地區畜禽養殖遭受巨大破壞，全國畜牧業產值占農業總產值較1997年下降了2.28%，結構效應累計凈貢獻為-290萬t，隨后幾年受農業結構調整的影響，畜禽發展緩慢，結構效應累計貢獻處于較高水平，年均為-269.24萬t；2004-2013年，結構效應的抑制作用越來越明顯，但波動性較大。主要是因為，一是伴隨著農業產業結構調整，畜牧業產值占農業總產值由2004年2471%下降到2013年22.10%，下降了2.61%；二是城鎮居民日益增長的畜禽產品消費，畜牧業在農業結構中的地位進一步提升。在這雙重影響下，該時期結構效應的抑制作用波動較大。

經濟效應累計貢獻總體上經歷了先快速上升再緩慢下降再逐步上升的變化趨勢。1991-1996年，市場化改革取得重大進步，農業得到了快速發展，經濟效應累計貢獻快速上升，增加了2 254.88萬t畜禽溫室氣體；1997-2000年，受亞洲金融危機、通貨緊縮及自然災害等因素影響，農業發展外部環境不佳，經濟效應累計貢獻緩慢下降，減少了502.53萬t畜禽溫室氣體。2001-2013年，經濟效應累計貢獻逐步上升，基本呈指數增長的趨勢，增加了 2 940.57萬t畜禽溫室氣體。主要是因為，隨著經濟增長和人均收入穩定提高，城鄉居民膳食結構發生變化，對動物性食品的消費需求不斷增加，從而帶動畜牧業的發展，畜禽溫室氣體排放不斷增加。由此可見，未來一段時間內，伴隨經濟繼續平穩發展和城鄉居民收入倍增計劃的實施并得到實現，經濟效應依然是導致畜禽溫室氣體排放的最主要因素。

2.2中國畜禽溫室氣體排放的空間分異

2.2.1畜禽溫室氣體排放的空間比較

由于中國各省（區、市）資源稟賦差異及畜牧業結構不同，畜禽溫室氣體排放呈現不同的空間差異，受篇幅限制，本文只列出部分年份畜禽溫室氣體排放位居前10位的省（區、市）（表3）。

從表3可以看出，1991-2013年，畜禽溫室氣體排放大省（區、市）沒有顯著變化，排名前10位省（區、市）畜禽溫室氣體排放量占全國排放總量的比重約為57%-60%，說明中國畜禽溫室氣體排放的區域集中度較高。其中，四川和河南一直占據中國畜禽溫室氣體排放前三名，對畜禽溫室氣體排放貢獻最大。山東、云南和內蒙古等省（區、市）的畜禽溫室氣體排放也一直靠前。

2.2.2畜禽溫室氣體排放各效應的空間差異

從1991-2013年中國省域強度效應來看（表4），除天津強度效應對畜禽溫室氣體排放起促進作用外，各省（區、市）均起到抑制作用。其中，四川、青海和云南規模化養殖處于發展階段[18]，強度效應提升空間大，從而表現出對畜禽溫室氣體排放抑制作用顯著，分別為-279.56萬 t、-221.94萬 t和-212.59萬 t。除北京、上海、海南和寧夏因行政區劃原因，強度效應對畜禽溫室氣體排放抑制作用較小外，遼寧、吉林和黑龍江規模化畜禽養殖程度較高，但缺少對規模化養殖的畜禽排泄物處理設施的改進[18]，強度效應的抑制作用較小，分別為-17.98萬 t、-25.38萬 t和-27.87萬 t；剩余20個省（區、市）強度效應對畜禽溫室氣體排放抑制作用介于-200～-30萬 t之間。

從結構效應來看，山東、四川和黑龍江屬于糧食主產區，隨著國家出臺了一系列促進糧食生產的政策，畜牧業占農業比重不斷下降，分別下降了43.77%、22.51%和

從經濟效應來看，各省（區、市）經濟效應對畜禽溫室氣體排放均起到促進作用，但作用強度有差異。四川、河南、內蒙古、山東、云南、湖南和河北畜禽溫室氣體排放位居全國前10位（見表3），屬于畜牧業大省，但畜禽養殖方式仍以傳統成分占主導，高投入、高排放發展模式依舊普遍存在，經濟效應促進作用較大，分別為612.98萬 t、313.64萬 t、271.28萬 t、269.47萬 t、234.54萬 t、220.69萬 t和220.20萬 t；而天津、上海和北京經濟發展水平相對較高，但土地面積小，用于養殖空間有限，畜禽養殖方式向集約化、標準化轉變[12] ，經濟效應促進作用較小，分別為10.18萬 t、11.88萬 t和13.97萬 t；海南促進作用也較小，為1289萬 t；剩余19個省（區、市）對畜禽溫室氣體排放促進作用介于60-200萬 t之間。

從勞動力效應來看，新疆、黑龍江和內蒙古作為全國畜禽產品的主要來源地，畜禽產品又是勞動密集型產品，為滿足日益增加的畜禽產品需求，勞動力投入不斷增加，分別增加了172.84萬人、182.7萬人和49.92萬人，勞動力效應對畜禽溫室氣體排放促進作用顯著，分別為7291萬 t、3113萬 t和1882萬 t；、云南、海南、遼寧、吉林和山西對畜禽溫室氣體排放促進作用介于0-10萬 t之間。四川、湖北、江蘇和山東經濟發展水平較高，非農就業機會多，畜禽養殖比較效益低，勞動力大量流出，造成散養戶空欄或轉產，為規模化畜禽養殖提供了可能，勞動力效應抑制作用顯著，分別為-17055萬 t、-5610萬 t、-5294萬 t和-4686萬 t；剩余17個省（區、市）對畜禽溫室氣體排放抑制作用介于-40-0萬 t之間。

3結論與討論

本文基于LMDI模型系統分析了1991-2013年中國畜禽溫室氣體排放時空變化及其因素貢獻，揭示了強度效應、結構效應、經濟效應和勞動力效應對畜禽溫室氣體總效應的貢獻，并識別了不同時段以及省域畜禽溫室氣體排放量變化的顯著性貢獻因素。結果表明：

（1）從時間維度來看，1991-2013年，中國畜禽溫室氣體排放經歷了先快速上升后穩定上升再波動下降的變化特征，總體呈上升趨勢。經濟效應對畜禽溫室氣體排放表41991-2013年中國省域畜禽溫室氣體排放影響因素分解

效應和結構效應。期間，經濟效應促進作用的累計貢獻呈指數增長，而強度效應抑制作用的累計貢獻呈倒“U”，是近幾年畜禽溫室氣體增長趨勢有所減緩的主要原因，勞動力效應和結構效應抑制作用不斷加強。

（2）從空間維度來看，中國畜禽溫室氣體排放的區域集中度較高，四川、河南、山東、云南和內蒙古等省（區、市）畜禽溫室氣體排放一直位居全國前列。省域各效應作用方向和程度差異顯著，四川、青海和云南強度效應抑制作用較大，遼寧、吉林和黑龍江抑制作用較小；山東、四川和黑龍江結構效應抑制作用顯著，新疆和青海促進作用明顯；四川、河南、內蒙古、山東、云南、湖南和河北經濟效應促進作用較大，天津、上海、海南和北京促進作用較小；四川、湖北、江蘇和山東勞動力效應抑制作用顯著，新疆、黑龍江和內蒙古促進作用明顯。

強度效應、結構效應、經濟效應和勞動力效應空間上的疊加，形成了畜禽溫室氣體排放總效應的空間差異。未來中國畜禽溫室氣體減排的空間發展策略有以下幾點：①四川、青海和云南等省（區、市）提高畜禽養殖的規模化、集約化和標準化，在減少散戶養殖方式同時降低單位畜禽溫室氣體排放水平，有效提升畜禽養殖產出效率；遼寧、吉林和黑龍江等省（區、市）應制定特定性綜合措施，強化畜禽糞便清潔處理技術的研發與應用。②新疆、青海、云南、陜西和江西等省（區、市）應充分發揮資源稟賦優勢，優化農業產業結構，實行農牧業有機結合型畜牧業。③四川、河南、內蒙古、山東、云南、湖南和河北等省（區、市）要切實轉變農業生產方式，加快推進低碳農業發展，實現農業生產中經濟、社會、生態效益三者統籌兼顧，促進畜牧經濟與氣候資源環境的全面協調可持續發展。④新疆、黑龍江和內蒙古等省（區、市）草地資源豐富、奶牛業較為發達，因此，積極發展飼料加工業和牛奶加工業，推動農業勞動力轉移。

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[16]郭朝先. 中國碳排放因素分解： 基于LMDI分解技術[J]. 中國人口?資源與環境， 2010，20（12）： 4-9.[GUO Chaoxian. Decomposition of Chinas carbon emissions： based on LMDI method[J]. China population， resources and environment， 2010， 20（12）： 4-9.]

篇4

關鍵詞：碳金融；農業經濟；低碳經濟

改革開放以來，中國經濟持續穩定增長，城鄉居民收入不斷增加，工業發展迅速，然而由于長期以來我中國的經濟增長方式都是以犧牲資源環境為代價的粗放型生產方式，經濟增長質量不高，資源環境壓力巨大，溫室氣體排放量高居世界前列。環境問題已經成為制約我國經濟社會可持續發展的重要課題。中國作為主要的發展中國家，在構建和諧社會、推動經濟快速發展的同時，妥善處理環境問題不僅是對世界的貢獻，也是解決中國可持續發展問題的關鍵。減少溫室氣體排放量既是《國際氣候變化框架公約》和《京都議定書》的要求，也是中國轉變經濟增長方式和可持續發展的要求。

一、碳金融的產生及概念

1.碳金融的產生

《京都議定書》最重要的成果是它明確了碳排放的總量目標和分解指標，對附件一國家（主要是發達國家）的溫室氣體排放量作出了具有法律約束力的定量限制。《京都議定書》還規定了三個靈活機制：聯合履約機制（Joint Implementation，JI）、清潔發展機制（Clean Development Mechanism，CDM）和國際排放貿易機制（International Emission Trading，IET）。在《京都議定書》的約束下，每個國家的二氧化碳排放權成為一種稀缺資源，具有了商品的屬性。由于二氧化碳對全球氣候影響的無差異性（即不同地區排放的二氧化碳具有相同的增溫效果），以及各國進行碳減排的成本不同，碳排放權因此具有了價值，從而在減緩氣候變化領域形成了以二氧化碳排放權為交易對象的市場，并直接催生出碳金融市場。世界銀行2006年將提供給溫室氣體減排量購買者的資源定義為碳金融。由此看來，廣義的碳金融是指與二氧化碳排放有關一切經濟、金融活動。

1.2碳金融的概念

碳金融是由低碳經濟的發展而催生出的一個全新的金融概念。世界銀行對碳金融的定義為：“碳金融是指向可以購買溫室氣體減排量的項目提供資源”。①由于其“可以購買溫室氣體減排量的項目”將碳金融局限于《京都議定書》規定的清潔發展機制（CDM）和聯合履約機制（JI），而只有這兩個機制才能獲得“經核證的減排量”（CERs），因此世界銀行的對碳金融的定義具有一定的局限性。索尼亞·拉巴特（Sonia Labatt）和羅德尼·懷特（R·R·White）從環境金融的角度出發，認為碳金融是指在碳約束社會下的一種對金融風險與機會的探索，并通過市場機制轉移環境風險并實現環境目標。

筆者認為，狹義的碳金融是指各利益主體（包括政府、企業以及環境保護組織等）間對溫室氣體（尤指二氧化碳）的排放權或排放配額進行交易的金融活動；廣義的碳金融則是圍繞“碳排放”的一切金融活動，既包括碳金融的市場體系和服務體系，也包括財政、金融、監管等各方面的政策支持體系。

二、研究碳金融在農業經濟中的理論意義

2.1碳金融研究的理論意義

現代金融理論從誕生至今已經具備了一套較為完備的理論框架，確立了其在經濟金融領域中的正統地位，并且在此基礎上逐漸向其他領域滲透。碳金融是現代金融發展的一個重要趨勢，它是對傳統金融的延伸和升華。碳金融研究涉及的內容非常廣，本文的研究定位在碳金融如何在農業經濟中發揮作用，以期在這方面發現其價值。

2.2碳金融是應對全球氣候危機問題的雙贏解決方案

碳金融是全球各國政府、各利益集團應對氣候變化這一公共問題的博弈結果，它創造性的將溫室氣體排放量轉化為一種金融產品，并通過金融市場相互交易機制使買賣雙方獲益，從而將環境保護的義務轉化為一種經濟活動，使其具有盈利性，大大削弱了各國經濟發展與溫室氣體減排的矛盾，刺激各國以經濟利益為目的，將溫室氣體減排由呼吁和倡導轉變為實際行動。

2.3碳金融是我國向低碳經濟轉型的核心支柱

我國的經濟快速增長給環境帶來了很大的影響，尤其是產業結構和能源結構的不甚合理，直接導致我國溫室氣體的大量排放。若我國繼續保持快速的經濟發展，傳統的粗放型經濟增長模式將無法實現可持續發展，因此，要保證我國經濟的長足發展，必須發展“低污染、低能耗、低排放”的低碳經濟。

三、碳金融研究對中國農業經濟發展的意義

中國是一個農業生產大國，現代經濟的崛起雖然改變了重農輕工的經濟結構，在很大程度上提高了人民的生活水平，然而農業在國民經濟中的地位仍是舉足輕重的，因為它為人民提供滿足最基本需求的食物，是其他行業無法取代的。中國近幾十年來的經濟發展迅速，但是粗放發展模式也帶來了資源枯耗和生態環境破壞等嚴重的負面效應，這些負面效應不光嚴重影響到城市生活環境，對農村的影響更是有過之而無不及。農村生態環境本就脆弱已成為環境保護的盲區。解決農村生態環境污染的問題，既要治理好其他產業對農村生態環境的影響，也要改變傳統的對生態環境有破壞的農業生產方式，發展低排放、低污染、高效率的低碳農業。碳金融的研究成為我國由粗放式經濟發展向低碳模式的轉變的方法之一，同時也為傳統的高碳農業向低碳農業發展轉型提供了開辟了新的途徑。

注解：

①http：///Router.cfm Page=FAQ&ItemID=24677#4

參考文獻：

[1]孫敬水.計量經濟學（第二版）[M].北京：清華大學出版社，2009.

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關鍵詞 旅游；低碳經濟；低碳發展；氣候變化

中圖分類號 X22 文獻標識碼 A

文章編號 1002-2104(2012)08-0166-06 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2012.08.026

低碳旅游是發展低碳經濟的重要組成部分，也是協調旅游業發展與控制溫室氣體排放的必然選擇。在實現低碳發展的過程中，各國、各地區因為不同的資源條件和社會經濟發展狀況，對什么是低碳、如何實現低碳發展有不同的要求。正確認識低碳旅游概念是開展低碳旅游規劃，實現旅游行業低碳發展的前提。實現低碳旅游發展的途徑主要有5個方面，既包括節能、提高能源利用效率等常規的工作方式，也包括使用排放配額“抵消”已經產生的溫室氣體排放等途徑。各地需根據實際情況制定低碳旅游發展規劃，充分利用自身優勢，揚長避短，既實現行業發展并促進地方低碳經濟發展進程，同時為保護氣候環境，實現氣候安全做出力所能及的貢獻。

1 低碳旅游的背景

化石燃料燃燒產生CO2排放，自工業革命以來呈現劇烈增加的趨勢。全球與化石燃料相關的CO2排放，從1920年的34億t，增長到2007年的295億t，增長了8倍［1］。根據不同情景下氣候模式的預估值，未來幾十年全球溫室氣體排放將繼續增加［2］。《聯合國氣候變化框架公約》指出，為保證氣候安全，各國應加強合作，“大氣中溫室氣體的濃度穩定在防止氣候系統受到危險的人為干擾的水平上。使生態系統能夠自然地適應氣候變化、確保糧食生產免受威脅并使經濟發展能夠可持續地進行”［3］。減緩氣候變化，防止因人為排放溫室氣體導致的氣候安全問題，成為國際社會協同應對氣候變化的關注重點。《京都議定書》規定了發達國家締約方在京都議定書第一承諾期（2008-2012年）相對1990年的溫室氣體排放水平每年整體減排5.2%，發展中國家此間相對寬松；而在2012年后國際氣候制度談判中，要求發展中國家采取減緩行動的壓力也將越來越大。經濟發展、社會進步，修路建橋、蓋學校、建醫院以及建住房等都需要消耗能源，也必然會產生溫室氣體排放。如何在發展與控制溫室氣體排放之間找到出路，實現對兩者的兼顧，國際社會提出了低碳發展和建立低碳經濟的構想。

低碳經濟術語的首次正式出現是在2003年2月24日由英國時任首相布萊爾發表的《我們未來的能源——創建低碳經濟》的白皮書。英國在《能源白皮書》中指出，英國將在2050年將其溫室氣體排放量在1990水平上減排60％，從根本上把英國變成一個低碳經濟的國家。2006年10月，由英國政府推出、前世界銀行首席經濟學家尼古拉斯?斯特恩牽頭的《斯特恩報告》指出，全球以每年GDP 1%的投入，可以避免將來每年GDP 5%-20%的損失，呼吁全球向低碳經濟轉型［4］。2007年政府間氣候變化專門委員會（IPCC）第四次評估報告指出，全球未來溫室氣體的排放取決于發展路徑的選擇。2009年，中國環境與發展國際合作委員會（CCICED）報告把“低碳經濟”界定為“一個新的經濟、技術和社會體系，與傳統經濟體系相比在生產和消費中能夠節省能源，減少溫室氣體排放，同時還能保持經濟和社會發展的勢頭”［5］。

低碳經濟是一個宏觀的概念，實現低碳經濟需要由社會經濟的所有行業、多個單元齊頭并進、共同推進實施。旅游業，是第三產業也是國民經濟的一個重要組成部分，其發展模式也必須與國民經濟及其他產業部門配合，走低碳發展之路。“低碳旅游”在2009年5月世界經濟論壇“走向低碳的旅行及旅游業”的報告中提出并受到關注。該報告由世界旅游組織以及國際航空、海運和陸路運輸組織聯合研究完成。報告顯示，世界旅游業(包括與旅游業相關的運輸業)碳排放占全球總量的5%，其中運輸業占2%，純旅游業占3%［6］。報告同時也提出旅游業的減排目標，在未來15-20年內，將旅游業包括相關運輸業的碳排放總量年增長控制在2.7%以內，并最終向整個行業的碳中和方向邁進。

隨著低碳經濟、低碳發展在全球的快速推廣和實施，低碳旅游也被越來越多提及并研究制定相關的發展規劃和行動。但什么是低碳旅游，低碳旅游的實現途徑以及低碳旅游與生態旅游、綠色旅游的區別等問題，尚存在不同看法。

2 低碳旅游的概念