温室气体来源范文

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通过对污水处理系统的有机物转化过程的追踪，确定了污水处理系统温室气体的直接排放源为污水处理过程有机物的降解。根据污水处理系统的温室气体排放与回收的实际情况，将污水处理系统中的温室气体排放分类具体到五类，分别为：物质类温室气体排放、能耗类温室气体排放、物耗类温室气体排放、碳汇类温室气体回收及资源类温室气体回收。分别对每类温室气体的排放及回收路径进行分析，得出了各类温室气体的排放及回收关键因素。

【关键词】

污水处理；温室气体

一、国内外污水处理系统碳排放现状

城镇污水处理行业是我国现代化进程中不可或缺的一部分，它承担着城镇污水处理和减排的重要作用，但是在运行过程中仍然不可避免会产生温室气体。我国目前已建成污水处理厂3136座，处理能力达10575万立方米/日，污水处理厂年电耗超过80亿KWh，并逐年呈2.7%的趋势增加。污水处理厂是削减COD最主要的手段，因此污水处理过程也产生了大量的碳排放。

碳排放是关于温室气体排放的一个总称或简称。温室气体中最主要的气体是二氧化碳，因此用碳（Carbon）一词作为代表。本文中的所提到的碳排放都指温室气体排放。城镇污水处理系统是一个不容忽视的较大的温室气体分散排放源，且城镇水处理系统中的温室气体排放是一个复杂的过程，都来自于一些分散的排放源。就污染物去除过程而言，主要有CO2、CH4和N2O的排放，对能量供给及物质消耗过程来说，能量及药品的生产与运输会引起CO2排放。

本章将采用污水处理系统过程碳追踪与碳平衡相结合的方法，研究城镇污水处理系统的碳循环与转化规律；并结合碳排放与碳减排，将污水处理系统的温室气体排放分为五类，针对每类温室气体排放，分析其温室气体排放或回收的路径，提出核算城镇污水处理系统碳排放的构成要素与关键指标，可以为建立城镇污水处理系统碳核算方法提供理论依据。

二、污水处理系统温室气体排放源清单的建立

大多学者将污水处理系统中温室气体的排放分为两类，一类是直接排放，指污水处理过程中在现场直接向大气中排放的CO2、CH4和N2O；另一类是间接排放，指污水处理所消耗的能量和物料的生产过程中在其生产场地及运输过程引起的温室气体排放。

由于目前温室气体减排工作已经在污水处理行业开展起来，在建立温室气体排放清单时，应将温室气体的减排量也纳入温室气体核算。目前，国际上主要从以下两个方面着手努力以控制大气中CO2等温室气体浓度的持续升高：一是减少温室气体排放，具体通过降低能耗、提高能效以及能源替代等途径来实现；二是通过生物措施增加温室气体吸收、固定，主要借助造林、再造林等措施来实现。

根据温室气体的排放途径及减排方式，将污水处理系统中温室气体的主要排放源分为五类：物质类温室气体排放，即污水处理系统中，由于有机物转化等直接引起的温室气体排放；能耗类温室气体排放，即污水处理系统中的总能耗，在生产过程中引起的温室气体排放；药耗类温室气体排放，即污水处理系统中的药品消耗，在其制作和运输过程中引起的温室气体排放；资源类温室气体回收，即由于污水处理系统的资源回收利用或者资源的节约，间接减少的温室气体排放；碳汇类温室气体回收，即污水处理系统中的污水生态处理工艺中，由于其主体植物生物固碳而引起的温室气体的回收。

其中，物质类温室气体排放主要来源于：污水生物处理过程有机物的好氧分解、污水生物处理过程微生物内源呼吸代谢、投加的外加碳源分解、污水生物处理过程有机物厌氧消化、生物处理过程的硝化反硝化、污泥厌氧消化、污泥好氧消化及污泥处置等有机物转化过程。能耗类温室气体排放主要来源于污水运输、污水提升、曝气及其它能源消耗。物耗类温室气体排放主要来源于污水处理系统中投加的消毒剂、外加碳源、混凝剂及其它药品的消耗。资源类温室气体回收主要来源于污水处理厂回收利用沼气抵消的部分能源消耗，污水处理系统的源头节水及尾水回用，实现了污水处理系统的低碳运行，可以减轻污水处理厂的处理负荷，并降低污水处理系统中市政污水运输及处理部分的能耗，间接减少了温室气体的排放。碳汇类温室气体回收主要来源于污水处理系统中稳定塘、人工湿地等污水生态处理工艺中，主体植物由于生物作用对温室气体的回收及固定。

三、污水处理系统温室气体排放路径及关键因素

矿物燃料燃烧的能源活动为CO2的主要排放源。矿物燃料在燃烧过程中，其中的大部分碳直接氧化成CO2。另有一部分碳虽然以CH、CH4和其它非甲烷碳氢化合物形式而排入大气，但一般经过8~10年的时间就能在大气中氧化成CO2。还有一部分碳则以机械不完全燃烧的形式损失掉。则能源的生产与利用是大气污染的主要产生源。

追溯到能源的产生环节，污水处理系统的所有能源消耗都会间接引起温室气体的排放，包括污水运输的能耗、污水处理的能耗及污泥处理处置的能耗。

其中污水处理的流程主要为提升格栅沉砂池初沉池生物处理池二沉池消毒，该过程有多处的能源消耗，总结如下：

①泵房

污水在运输到污水处理厂必须经过提升环节，泵房提升是耗能过程，其电耗一般占全厂电耗的15%~25%。

②格栅

栅渣的机械粉碎处理是耗能过程。

③沉砂池

能量消耗的主要是砂水分离器和吸砂机，以及曝气沉砂池的曝气系统，多尔沉砂池和钟式沉砂池的动力系统。

④初沉池

主要的能耗设备是排泥装置，比如链带式刮泥机，刮泥撇渣机，吸泥泵等。

⑤曝气系统

污水处理的好氧生物处理过程，需要进行曝气，曝气设施是好氧处理工艺中能耗最多的部分，是污水处理单元的能耗大户。鼓风曝气系统动力消耗量一般占全厂总电耗的40%~50%。

⑥二次沉淀池

能耗主要是用在污泥的抽吸和污水表面漂浮物的去除上，能耗相对较低。污泥处理处置的主要流程为浓缩消化脱水最终处置，该过程也将有大量的能源消耗，总结如下：

①污泥浓缩

污泥浓缩工艺主要有重力浓缩、气浮浓缩和机械浓缩等，其主要目的是缩小污泥的体积，为污泥进一步处理做好准备。目前常用的为重力浓缩，其运行费用低，动力消耗小。

②污泥消化

污泥消化工艺主要有厌氧消化和好氧消化。厌氧消化是指利用厌氧微生物的作用，在无氧和一定的温度条件下，使部分有机物进行分解生成沼气等产物，达到稳定的目的。好氧消化是指利用剩余污泥的自身氧化作用，类似于活性污泥法，采用较长的污泥泥龄。目前应用较多的仍是厌氧消化，污泥消化过程中要保持一定的温度来满足微生物的正常生长，在冬季需要消耗大量的热能。

③污泥脱水

污泥脱水采用的方法主要有干化和机械脱水，其主要目的是进一步缩小污泥的体积。污泥干化通常采用自然干化和机械加热干化，自然干化需要较大的占地面积和管网等，前期投资较高；机械加热干化需要消耗大量的电能。机械脱水是通过加药然后经过机械设备脱水，其主要目的是最大程度地降低污泥重量，缩小污泥体积。污泥脱水过程中也消耗了大量的药剂和电能。据统计，在污泥处理阶段，污泥脱水的实际使用功率占总使用功率的89%，是主要能耗单元。

④污泥输送

污泥最终处置或利用时，都需要对污泥进行短距离或长距离的输送。污泥输送有管道输送及卡车输送两种方式，两种输送方式都需耗能，能耗大小主要取决于输送的距离。

⑤污泥处置

污泥处置主要采用污泥填埋、焚烧及土地利用等方式，因处置方式的不同，其能耗也不同能耗较大的处置方式是污泥焚烧。由于能耗的产生环节会间接引起温室气体的排放，则能耗类温室气体排放的关键因素是污水处理系统的总能耗量。

四、总结

通过对污水处理系统的有机物转化过程的追踪，可以界定污水处理系统温室气体的直接排放源为污水处理过程中有机物的降解与转化，再分别对污水处理中各过程有机碳及有机氮的转化过程进行追踪，建立质量平衡式，明确了污水处理过程中有机碳的生物降解过程及有机氮的硝化反硝化过程为温室气体的直接排放源。

根据污水处理系统的温室气体排放与碳减排的实际情况，将污水处理系统中由于植物碳汇及降低能耗所引起的温室气体减排也纳入到温室气体清单范围内，将污水处理系统中的温室气体排放分类具体到五类，分别为：物质类温室气体排放、能耗类温室气体排放、物耗类温室气体排放、碳汇类温室气体回收及资源类温室气体回收。

参考文献：

［1］高广生.气候变化的本质与应对策略［J］.今日国土，2012（5）：2427

［2］黄耀.中国的温室气体排放、减排措施与对策［J］.第四纪研究，2006，26（6）：722732

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中图分类号：TE08 文献标识码： A

一、污水处理过程中温室气体排放研究的意义

污水处理厂主要温室气体的排放源是能量消耗、药品消耗和生物转化，其中能量消耗及药品消耗引起的GHG（温室效应气体）排放量占总排放量的50% -70%。在典型的二级城市污水处理厂电耗中，污水提升占10%-20%，污水生物处理（主要用于曝气供氧）占50%-70%，污泥处理占10%-25%。污水处理的生物处理阶段的能源消耗最多，引起的温室气体排放量最高。

根据《2006年IPCC国家温室气体清单指南》将N2O排放量折算为CO2当量排放量，则2003一2009年污水处理的N2O排放量约占温室气体排放总量的50%。污水处理中产生的N2O 90%来源于生物处理的脱氮过程，且脱氮过程的需氧量占生物处理过程总需氧量的50%，曝气供氧类能耗也将占生物处理过程总曝气供氧类能耗的50%。因此脱氮过程是污水处理厂的温室气体的排放主要来源。

分析传统脱氮过程温室气体的排放来源和产生途径，可以明确脱氮过程中温室气体排放的关键因素，提出降低温室气体排放的措施。分析各种新型脱氮工艺的特点，并结合脱氮过程温室气体排放的关键因素，可得出各种新型脱氮工艺的温室气体排放情况，通过比较选出温室气体排放量较低的脱氮工艺，指导污水处理行业的低碳运行。

污水处理温室气体排放研究的最终目的是寻求温室气体减排途径，但污水处理温室气体的排放问题不可能仅通过一项措施的实施得到根本解决，需要根据实际情况，综合考虑当地的自然地理及经济条件、实际的污水水质水量情况、污水处理工艺类型及运行条件等因素，确立合理可行的温室气体减排方案。

二、污水处理过程中的温室气体排放现状

1、污水处理中N2O的排放

目前污水脱氮过程中排放的N2O总量约为(0.3-3)×109t/a，已知的污水处理过程中的N2O源与汇不能平衡，约有40%的源还不清楚；Kampschreu等对前人研究的总结表明，小试污水脱氮可能有0%-90%的氮转化为N2O释放，污水厂污水脱氮中转化为N2O释放的氮为0%-14.6%；N2O是不完全硝化或不完全反硝化的产物，影响N2O产生与释放的因素有DO、C/N及微生物种群等，同时污水厂的设计与运行条件对N2O的释放也有很大的影响。

污水厂N2O的排放主要是活性污泥单元，其它可能排放N2O的单元包括沉砂池、初沉池和二沉池。研究表明，污水厂排放的N2O中活性污泥单元、沉砂池和污泥储存池分别占90%、5%和5%。其中，沉砂池排放的N2O随下水道污水中NO2浓度增加而增加。

污水厂排放N2O产生于处理工艺中的缺氧阶段。在缺氧阶段，小部分N2O直接排放，大部分溶解于水中；在曝气阶段，溶解的N2O因曝气作用而逸出，但由于N2O在水中有相对较高的溶解度，从水中逸出速率很慢，其整个释放过程会延续至出水流入河流后，且曝气阶段的释放量远小于出水释放量。

2、污水处理中CH4的排放

污水厌氧处理产生的污泥量少，能耗低，而且所产生的CH4可以回收利用。采用厌氧工艺的污水厂排放的CH4按其来源可分为进水中溶解的CH4和厌氧环境生成的CH4，其中进水中溶解的CH4主要来自于污水在管道输送过程中的厌氧反应。

污水厂郊区化造成污水输送距离长，管道中的厌氧环境会在污水输送过程中产生大量CH4。Guisasola等和Foley等研究了污水管道中CH4的形成，发现水力停留时间HRT越长或污水接触管道的表面积与体积比（A/V）越大，污水管道中产生的CH4越多。污水溶解性COD=200 mg/L，当A/V=26.7 m-1，HRT=8.5 h，甲烷产量27.5 mg/L，HRT=4.5 h，甲烷产量25mg/L；A/V=13.3 m-1，HRT=4.5 h，甲烷产量22.5 mg/L，CH4的产生减少了污水中的可生物降解COD，加剧了生物脱氮与除磷间的碳源竞争，对后续生物处理不利；而由于产甲烷菌和硫酸盐还原细菌对有机物的竞争，CH4会影响污水管道中硫化物的产生。但关于污水厂进水溶解CH4含量的研究却鲜有报道。

污水厂CH4的排放主要来源于厌氧区、污泥浓缩区和污泥储存区。对于有污泥厌氧消化装置的污水厂，污泥厌氧消化是污水厂CH4的主要来源。污泥中溶解的CH4部分从消化池、污泥浓缩池和储存罐逸出释放，剩余的CH4将在后续处理过程中逸出释放，例如消化污泥脱水过程。曝气阶段，水中溶解的CH4在机械曝气作用下会促使溶解态CH4逸出释放，或者被活性污泥中的微生物氧化。关于活性污泥系统氧化CH4的报道不多。表1为几个实际污水厂的CH4排放情况，由表1可知，污水厂无污泥消化时CH4排放量一般低于有污泥消化。无污泥消化时平均CH4排放量为0.0070 kg/(kg进水COD)，有污泥消化时则为0.0085kg/(kg进水COD)。Kralingseveer污水厂10月的CH4排放量高于4月，这是因为其10月平均温度（19℃)高于4月(10℃ )，低温下产甲烷菌活性较低，且CH4溶解度高，所以CH4排放量低。

3、人工湿地温室气体排放

人工湿地利用自然生态系统中的物理、化学和生物的协同作用来实现对污水净化，使水质得到不同程度的改善，实现污水生态化处理，比较适合于处理水量不大，管理水平不高的城镇污水和分散式污水处理。人工湿地在去除污水中的有机物和重金属方面具有优势，但也是温室气体的排放源，其温室气体排放量是天然湿地的3-11倍，所造成的温室效应甚至会抵消脱氮除磷所带来的环境效益。影响人工湿地污水处理过程温室气体排放的因素有湿地植物种类、污水性质、曝气量等。

4、CO2的产生与排放

在整个污水处理厂的运行过程中，温室气体的排放包括两部分：一是直接排放，包括污水处理和污泥处理过程中产生的温室气体；二是间接排放，主要是污水处理过程中消耗的能量和物料引起的温室气体排放。污水处理过程中CO2的产生包括直接排放和间接排放两个方面。在目前国际上的碳核算标准中，将生物分解产生的CO2归为生源碳( bio-gen-is carbon)，沼气和污泥归为生物燃料或可再生能源，无论是生物分解还是沼气或污泥燃烧产生的CO2都不纳入碳排放的计算与平衡。而一些学者认为，城镇污水中的一部分碳素源于化石燃料，应将其产生的CO2纳入碳排放计算，因此污水中有机物降解而产生的CO2是否计入碳排放存在争议，目前还没有形成一致的意见或成熟的计算办法。污水生物脱氮过程中，参与反应的碳源被生物分解将会引起CO2的直接排放，而该碳源中无机碳源部分并非来源于生物质碳，因此本文将把污水生物脱氮过程中，无机碳源造成的CO2的直接排放计入温室气体排放量中。

三、减少污水处理过程中温室气体排放的具体措施

1、引入CH4转化技术，使少量的无法经济回收利用的CH4转化为其他低GWP物质。CH4作为外部碳源反硝化的机理有：好氧甲烷氧化耦合反硝化（Aerobic methane oxidation coupled to denitrification简称AME-D）、厌氧甲烷氧化耦合反硝化（Anaerobic methane oxidation coupled to denitrification简称ANME-D）和甲烷氧化耦合同步硝化反硝化（Methane oxidation coupled to SND，简称ME-SND）。以CH4为外部碳源的反硝化转化技术，可使CH4转为CO2的同时使NO3-还原为N2，能在减少CH4排放的同时，去除污水中的氮，尤其适用于处理高氮、低碳源的污水，如填埋龄长的垃圾渗滤液。以含60%CH4的填埋气为外部碳源处理垃圾渗滤液，SBR、滴滤池、流化床反应器，反硝化速率以NO3--N计，分别为60、150和550mg/(L・d)。

2、兴建污水处理设施，提高污水处理率，以厌氧消化池代替厌氧塘处理污水，回收污水和污泥处理过程产生的CH4。当污水处理率接近100%时，城市污水处理所排放的温室气体的GWP呈下降趋势。

3、采用温室气体产生量少的污水处理技术。对于含氮浓度高的污水，如污泥脱水上清液、垃圾渗滤液、工业污水，一般采用以下两种方法脱氮：一是自养硝化接异养反硝化；二是部分亚硝化接自养厌氧氨氧化。两种方法脱氮率均达90%，但异养反硝化会产生N2和相当量的NO2与N2O，厌氧氨氧化工艺排放的气态氮较少，还会减少CO2排放。采用第二种方法处理含氮浓度高的污水，可大大减少CO2排放。

4、紫色非硫光合菌在厌氧条件下将污水中的有机物同化为生物质，作为动物饲料、肥料或提取聚经基链烷酸酷（可降解塑料）的原料，同时吸收CO2而无温室气体产生，开发利用紫色非硫光合菌处理污水的新技术值得重视。

结束语

综上所述，污水处理过程中温室气体的排放在很大程度上严重影响着空气质量，因此，需要采取措施减少温室气体排放，实现污水处理的节能减排，随着经济以及科学技术的发展，污水处理过程中温室气体排放逐渐科学化合理化，真正意义上实现节能环保。

参考文献：

[1]彭洁。 城市污水污泥处置方式的温室气体排放比较分析[D].湖南大学,2013.

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中图分类号S168文献标识码A文章编号1002-2104（2016）07-0093-08doi：10.3969/j.issn.1002-2104.2016.07.012

20世纪90年代以来，全球气候变化成为人类经济社会可持续发展所面临的重大挑战，畜禽温室气体排放日益受到社会各界的关注。联合国粮农组织（FAO）2006年的报告显示，每年由牛、羊、马、骆驼、猪和家禽排放温室气体的CO2当量占全球排放量的18%[1]。而世界观察研究所2009年的报告指出，全球牲畜及其副产品排放温室气体的CO2当量约占全球总排放量的51%[2]，几乎是FAO估算量的3倍。可见，畜禽已成为重要的温室气体排放源，而畜禽温室气体主要源于动物肠道CH4排放、动物粪便处理过程中产生的CH4和N2O[3]，从动物类型来看，反刍动物产生的温室气体排放最多，其次为猪，最少的是鸡[4]。

国内外学者对畜禽温室气体排放量的测算及其影响因素进行了大量研究。在畜禽温室气体排放测算方面，董红敏[5]等采用OECD的测算方法对中国三个时点（1980年、1985年、1990年）的反刍类动物CH4排放量进行了估算；FAO[1]利用IPCC的方法和系数，估算了中国2004年主要畜禽的温室气体排放量；Zhou[6]等测算了中国1949-2003年畜禽的温室气体排放量；胡向东[7]等测算了中国2000-2007年以及各省区2007年畜禽温室气体排放量，结果表明，2000-2007年中国畜禽温室气体排放量总体呈下降趋势，各省区畜禽温室气体排放量呈现区域集点；闵继胜[8]等测算了中国1991-2008年以及各省份畜牧业温室气体排放量，结果表明，1991年以来，中国畜牧CH4和N2O排放量均呈先升后降的趋势；尚杰[9]等测算了1993-2011年中国畜禽温室气体排放量，结果表明，中国畜禽的CH4排放量整体呈波动上升趋势，N2O排放量持续增加。在畜禽温室气体排放的影响因素方面，谭秋成[10]研究表明，由于技术进步和技术效率的提高，单位肉类和牛奶排放的温室气体均有大幅度下降；陈瑶[11]等研究表明，经济因素是影响我国畜牧业温室气体排放的最大因素，短期内效率因素是我国畜牧业低碳化发展的最主要诱因，而从长期来看劳动力因素是我国畜牧业低碳化发展的最主要因素；尚杰[9]等研究表明，动物肠道发酵CH4、N2O排放的影响因素主要取决于动物种类、饲料特性、饲养方式和粪便管理方式等。

以上研究取得了有价值的结论，为本文深入研究提供了重要的参考数据和研究方法。但存在以下可以改进之处：一是研究对象大多侧重于国家层面畜禽温室气体排放量的测算，全面把握中国畜禽温室气体排放变化规律，不仅从总体上刻画其演变特征，更要分析区域差异；二是关于畜禽温室气体排放成因研究未及深入展开，考虑到畜禽温室气体排放的区域差异性，有必要对各地区畜禽温室气体排放的影响因素进行分析，以便找到进一步降低畜禽温室气体排放的方向和对策。基于此，本文测算分析了1991-2013年中国畜禽温室气体时空变化规律，并运用LMDI模型从温室气体排放强度、农业产业结构、农业经济水平和农业劳动力等方面进行因素分解，揭示畜禽温室气体排放时空变化的成因。

陈苏等：中国畜禽温室气体排放时空变化及影响因素研究中国人口・资源与环境2016年第7期1研究方法及数据来源

1.1畜禽温室气体排放量的测算方法

畜禽温室气体排放主要包括畜禽胃肠道内发酵的CH4、畜禽粪便处理产生的CH4和N2O和畜禽饲养过程中对化石能源等消耗产生的CO2[12]。鉴于畜禽生产过程中化石能源消耗相关数据的缺乏，本文选取牛、羊、马、骡、驴、骆驼、生猪、家禽和兔等动物作为研究对象，测算中国及各省（区、市）畜禽温室气体排放量，其具体的测算方法如下：

式中，C、CCH4和CN2O分别为畜禽温室气体排放量、CH4和N2O排放量；21和310分别为CH4和N2O转化为CO2当量的转化系数；Ni表示第i种畜禽的平均饲养量；αi和βi表示第i种畜禽的CH4和N2O排放因子。由于畜禽饲养周期不同，需要对畜禽年平均饲养量进行调整，参考胡向东[7]的计算方法。当出栏率大于或等于1时，畜禽年平均饲养量用出栏量除以365再乘以其生命周期，主要有生猪、家禽和兔，生命周期分别为200天[7]、55天[13]和105天[7]；当出栏率小于1时，畜禽年平均饲养量用本年末的存栏量表示，为消除单个时间点的影响，采取畜禽上年年末存栏量和本年末存栏量的平均数表示。借鉴已有研究关于各畜禽的温室气体排放系数，CH4排放系数来源于2006年IPCC国家间温室气体排放指南[14]，N2O排放系数来源于胡向东[7]，具体的排放系数见表1。

1.2畜禽温室气体排放影响因素的LMDI分解

因素分解方法作为研究事物变化特征及其作用机理的一种分析框架，在环境经济研究中得到广泛的应用。通行的分解方法主要有两类，一类是指数分解方法（Index Decomposition Analysis，IDA），另一类是结构分解方法（Structural Decomposition Analysis，SDA）。SDA方法利用投入产出表，以消费系数矩阵为基础，对数据要求较高；而IDA方法只需部门加总数据，适合分解含有较少因素的、包含时间序列数据的模型。IDA方法包括Laspeyres指数分解与Divisia指数分解等，但两者分解不彻底，存在分解剩余项，Ang[15]等在综合比较了各种IDA方法基础上，提出了对数平均迪氏指数法（Logarithmic Mean Divisia Index，LMDI），该方法最大特点在于不会产生分解剩余项，且允许数据中包含零值。因此，本文选用LMDI从温室气体排放强度、农业产业结构、农业经济水平和农业劳动力等方面量化分解影响畜禽温室气体排放的因素[16]。结合现有研究成果，将畜禽温室气体排放分解为：

C=CLS×LSAGRI×AGRIP×P（2）

式（2）中，C为畜禽温室气体排放量，LS为畜牧业产值，AGRI为农林牧渔业总产值，P为农业劳动力的数量。对各个分解因素进行定义，定义EI=C/LS为畜禽温室气体排放强度，即畜禽温室气体排放量与畜牧业产值之比；定义CI=LS/AGRI为农业产业结构，即畜牧业产值占农林牧渔业总产值比重；定义SI=AGRI/P为农业经济水平，即农业劳动力的人均农林牧渔业产值。则（2）式可进一步表述为：

C=EI×CI×SI×P（3）

由于LMDI的“乘积分解”和“加和分解”最终结果一致，而后者能较为清晰的分解出影响因素，因此，本文采用

放系数肠道发酵1.0068.0051.4018.0010.0046.005.000.254-粪便管理3.5016.001.501.640.901.920.160.080.02N2O

排放系数粪便管理0.531.001.371.391.391.390.330.020.02注：非奶牛取黄牛和水牛的平均值；羊取山羊和绵羊的平均数；家禽取鸡、鸭、鹅和火鸡的平均数。“加和分解”的方法（详细推导过程可参阅Ang[17]etc）：

ΔC=Ct-C0=ΔEI+ΔCI+ΔSI+ΔP（4）

式（4）中，C0为基期畜禽温室气体排放总量，Ct为T期温室气体排放总量，ΔC为畜禽温室气体排放总量变化。这种变化可分解为：ΔEI表示单位畜牧业产值排放温室气体变化，即强度效应；ΔCI表示单位农林牧渔业总产值的畜牧业产值变化，即结构效应；ΔSI表示人均农林牧渔业总产值变化，即经济效应；ΔP表示农业劳动力变化，即劳动力效应。由此，畜禽温室气体变化直接受制于4种因素的变化。其具体表达式分别为：

若ΔEI、ΔCI、ΔSI和ΔP的系数为正值，说明该效应对畜禽温室气体排放起到促进作用，反之，则起到抑制作用。

1.3数据来源及整理

本文以生猪、牛、马、骡、驴、骆驼、羊、兔和家禽为研究对象，选取30个省（区、市）（其中重庆市数据合并到四川省数据内）畜禽的出栏量、存栏量、畜牧业产值、农林牧渔业总产值以及农业劳动力数量等数据，这些数据来自于《中国农业年鉴》、《中国农村统计年鉴》、《中国畜牧业年鉴》。考虑到产值不具有纵向可比性，因此本文中的畜牧业产值和农林牧渔业总产值以1990年为基准年，换算为可比的实际产值。

2结果分析

2.1中国畜禽温室气体排放时序变化

2.1.1畜禽温室气体排放的阶段变化

依据畜禽温室气体排放测算公式、各个畜禽温室气体排放系数和畜禽的出栏、存栏相关数据，量化测算了中国1991-2013年的畜禽温室气体排放情况，并将其转化为CO2当量（图1）。图1表明，1991-2013年畜禽温室气体排放大致分为3个阶段，在此基础上，各阶段温室气体排放总量变化及各效应的影响程度见表2。

第一阶段（1991-1996年），畜禽温室气体排放量快速上升。由1991年的2 746.82万t上升到1996年的3 746.16万t，增加了999.34万t。该时期经济效应是促进温室气体排放最主要推动力为2 254.88万t；其他对温室气体排放起到抑制作用，其中强度效应抑制作用最大，为-939.47万t，其次是劳动力效应和结构效应，分别为图11991-2013年中国畜禽温室气体排放

总量变化趋势

第二阶段（1997-2006年），畜禽温室气体排放量稳定上升。受金融危机、通货紧缩等因素影响，1997年畜禽平均饲养量较上一年大幅度下降，强度效应抑制作用为-451.53万t，经济效应抑制作用为-202.35万t，实现了492.17万t畜禽温室气体的减排，随后逐年增加，到2006年畜禽温室气体排放总量达到峰值，为4 228.50万t，增加了482.34万t（需要说明的是：这里峰值出现的时间与胡向东等测算的结果不同，主要原因是后者2006年畜禽数据根据第二次农业普查结果进行了调整，而本文畜禽数据来源于《中国农业年鉴》，以保证数据来源的统一性）。该时期经济效应对温室气体排放促进作用最大，为801.21万t，其次是强度效应，为171.18万t。劳动力效应和结构效应对温室气体排放起到不同程度的抑制作用，分别为-329.14万t和-160.91万t。

第三阶段（2007-2013年），畜禽温室气体排放总量呈波动下降趋势。受饲养周期、饲料成本上涨、畜禽疫病（猪蓝耳病）及南方冰雪灾害等多种因素影响，2007年和2008年散户平均饲养量显著下降，强度效应抑制作用显著，分别为-845.23万t和-731.03万t，实现了830.70万t畜禽温室气体的减排。随后国家出台了一系列支持畜禽转型发展的政策，中国畜禽发展方式在逐年转变，到2013年畜禽温室气体排放总量为3 542.48万t，减少了686.02万t。该时期强度效应对温室气体排放抑制作用最大，为-1 933.07万t，其次是劳动力效应和结构效应，分别为-255.96万t和-133.83万t；而经济效应促进作用显著，为1 636.84万t。

总体来看，1991-2013年，经济效应对畜禽温室气体排放促进作用最大，为4 692.93万t；而强度效应抑制作用最大，为-2 701.36万t，其次是劳动力效应和结构效应，分别为-771.85万t和-424.06万t。

度呈显著的波动性（见图2）。从强度效应累计贡献值演变趋势来看，该效应对抑制畜禽温室气体排放的贡献呈倒“U”，且近几年其抑制作用呈增强趋势。1991-1997年，在国家宏观调控和环境治理影响下，强度效应抑制作用不断加强，累计减少了1 391.00万t温室气体；1998-2006年，受国际环境、高致病性禽流感以及国内农业政策支持乏力等因素影响，规模化畜禽养殖进程缓慢[18]，强度效应抑制作用放缓；2007-2013年，随着畜禽业以散养模式为主向现代养殖模式（专业户模式和规模化模式）转变，畜禽规模化养殖推进为温室气体排放的实施提供可能[7]，强度效应抑制作用呈增强趋势，该时期累计实现1 933.07万t畜禽温室气体的减排，占其总效应的281%。

劳动力效应是仅次于强度效应，是抑制畜禽温室气体排放的另一重要因素。该效应累计贡献值呈波动下降趋势，抑制作用越来越明显。随着城镇化和工业化的深入推进，农业比较效益显著降低，农业劳动力不断转移到非农产业，农业劳动力减少导致散养户大量退出，为畜禽规模化养殖提供可能；此外，伴随着畜禽养殖的规模化发展和管理模式的不断创新，对从事畜禽劳动力的素质有更高要求，进而导致转移更多的畜禽从业劳动力，单位劳动力产出大大增加，促进了畜禽温室气体的减排。1991-2013年，劳动力效应实现了771.85万t畜禽温室气体的减排。

结构效应累计贡献大致呈现低水平徘徊再高水平徘徊再波动下降阶段性特征，对畜禽温室气体排放的抑制作用也越来越明显。1991-1997年，结构效应对畜禽温室气体排放累计贡献处于低水平，年均累计贡献为-54.35万t；1998-2003年，1998年发生的长江全流域特大洪灾，西南地区、长江中下游地区畜禽养殖遭受巨大破坏，全国畜牧业产值占农业总产值较1997年下降了2.28%，结构效应累计净贡献为-290万t，随后几年受农业结构调整的影响，畜禽发展缓慢，结构效应累计贡献处于较高水平，年均为-269.24万t；2004-2013年，结构效应的抑制作用越来越明显，但波动性较大。主要是因为，一是伴随着农业产业结构调整，畜牧业产值占农业总产值由2004年2471%下降到2013年22.10%，下降了2.61%；二是城镇居民日益增长的畜禽产品消费，畜牧业在农业结构中的地位进一步提升。在这双重影响下，该时期结构效应的抑制作用波动较大。

经济效应累计贡献总体上经历了先快速上升再缓慢下降再逐步上升的变化趋势。1991-1996年，市场化改革取得重大进步，农业得到了快速发展，经济效应累计贡献快速上升，增加了2 254.88万t畜禽温室气体；1997-2000年，受亚洲金融危机、通货紧缩及自然灾害等因素影响，农业发展外部环境不佳，经济效应累计贡献缓慢下降，减少了502.53万t畜禽温室气体。2001-2013年，经济效应累计贡献逐步上升，基本呈指数增长的趋势，增加了 2 940.57万t畜禽温室气体。主要是因为，随着经济增长和人均收入稳定提高，城乡居民膳食结构发生变化，对动物性食品的消费需求不断增加，从而带动畜牧业的发展，畜禽温室气体排放不断增加。由此可见，未来一段时间内，伴随经济继续平稳发展和城乡居民收入倍增计划的实施并得到实现，经济效应依然是导致畜禽温室气体排放的最主要因素。

2.2中国畜禽温室气体排放的空间分异

2.2.1畜禽温室气体排放的空间比较

由于中国各省（区、市）资源禀赋差异及畜牧业结构不同，畜禽温室气体排放呈现不同的空间差异，受篇幅限制，本文只列出部分年份畜禽温室气体排放位居前10位的省（区、市）（表3）。

从表3可以看出，1991-2013年，畜禽温室气体排放大省（区、市）没有显著变化，排名前10位省（区、市）畜禽温室气体排放量占全国排放总量的比重约为57%-60%，说明中国畜禽温室气体排放的区域集中度较高。其中，四川和河南一直占据中国畜禽温室气体排放前三名，对畜禽温室气体排放贡献最大。山东、云南和内蒙古等省（区、市）的畜禽温室气体排放也一直靠前。

2.2.2畜禽温室气体排放各效应的空间差异

从1991-2013年中国省域强度效应来看（表4），除天津强度效应对畜禽温室气体排放起促进作用外，各省（区、市）均起到抑制作用。其中，四川、青海和云南规模化养殖处于发展阶段[18]，强度效应提升空间大，从而表现出对畜禽温室气体排放抑制作用显著，分别为-279.56万 t、-221.94万 t和-212.59万 t。除北京、上海、海南和宁夏因行政区划原因，强度效应对畜禽温室气体排放抑制作用较小外，辽宁、吉林和黑龙江规模化畜禽养殖程度较高，但缺少对规模化养殖的畜禽排泄物处理设施的改进[18]，强度效应的抑制作用较小，分别为-17.98万 t、-25.38万 t和-27.87万 t；剩余20个省（区、市）强度效应对畜禽温室气体排放抑制作用介于-200～-30万 t之间。

从结构效应来看，山东、四川和黑龙江属于粮食主产区，随着国家出台了一系列促进粮食生产的政策，畜牧业占农业比重不断下降，分别下降了43.77%、22.51%和

从经济效应来看，各省（区、市）经济效应对畜禽温室气体排放均起到促进作用，但作用强度有差异。四川、河南、内蒙古、山东、云南、湖南和河北畜禽温室气体排放位居全国前10位（见表3），属于畜牧业大省，但畜禽养殖方式仍以传统成分占主导，高投入、高排放发展模式依旧普遍存在，经济效应促进作用较大，分别为612.98万 t、313.64万 t、271.28万 t、269.47万 t、234.54万 t、220.69万 t和220.20万 t；而天津、上海和北京经济发展水平相对较高，但土地面积小，用于养殖空间有限，畜禽养殖方式向集约化、标准化转变[12] ，经济效应促进作用较小，分别为10.18万 t、11.88万 t和13.97万 t；海南促进作用也较小，为1289万 t；剩余19个省（区、市）对畜禽温室气体排放促进作用介于60-200万 t之间。

从劳动力效应来看，新疆、黑龙江和内蒙古作为全国畜禽产品的主要来源地，畜禽产品又是劳动密集型产品，为满足日益增加的畜禽产品需求，劳动力投入不断增加，分别增加了172.84万人、182.7万人和49.92万人，劳动力效应对畜禽温室气体排放促进作用显著，分别为7291万 t、3113万 t和1882万 t；、云南、海南、辽宁、吉林和山西对畜禽温室气体排放促进作用介于0-10万 t之间。四川、湖北、江苏和山东经济发展水平较高，非农就业机会多，畜禽养殖比较效益低，劳动力大量流出，造成散养户空栏或转产，为规模化畜禽养殖提供了可能，劳动力效应抑制作用显著，分别为-17055万 t、-5610万 t、-5294万 t和-4686万 t；剩余17个省（区、市）对畜禽温室气体排放抑制作用介于-40-0万 t之间。

3结论与讨论

本文基于LMDI模型系统分析了1991-2013年中国畜禽温室气体排放时空变化及其因素贡献，揭示了强度效应、结构效应、经济效应和劳动力效应对畜禽温室气体总效应的贡献，并识别了不同时段以及省域畜禽温室气体排放量变化的显著性贡献因素。结果表明：

（1）从时间维度来看，1991-2013年，中国畜禽温室气体排放经历了先快速上升后稳定上升再波动下降的变化特征，总体呈上升趋势。经济效应对畜禽温室气体排放表41991-2013年中国省域畜禽温室气体排放影响因素分解

效应和结构效应。期间，经济效应促进作用的累计贡献呈指数增长，而强度效应抑制作用的累计贡献呈倒“U”，是近几年畜禽温室气体增长趋势有所减缓的主要原因，劳动力效应和结构效应抑制作用不断加强。

（2）从空间维度来看，中国畜禽温室气体排放的区域集中度较高，四川、河南、山东、云南和内蒙古等省（区、市）畜禽温室气体排放一直位居全国前列。省域各效应作用方向和程度差异显著，四川、青海和云南强度效应抑制作用较大，辽宁、吉林和黑龙江抑制作用较小；山东、四川和黑龙江结构效应抑制作用显著，新疆和青海促进作用明显；四川、河南、内蒙古、山东、云南、湖南和河北经济效应促进作用较大，天津、上海、海南和北京促进作用较小；四川、湖北、江苏和山东劳动力效应抑制作用显著，新疆、黑龙江和内蒙古促进作用明显。

强度效应、结构效应、经济效应和劳动力效应空间上的叠加，形成了畜禽温室气体排放总效应的空间差异。未来中国畜禽温室气体减排的空间发展策略有以下几点：①四川、青海和云南等省（区、市）提高畜禽养殖的规模化、集约化和标准化，在减少散户养殖方式同时降低单位畜禽温室气体排放水平，有效提升畜禽养殖产出效率；辽宁、吉林和黑龙江等省（区、市）应制定特定性综合措施，强化畜禽粪便清洁处理技术的研发与应用。②新疆、青海、云南、陕西和江西等省（区、市）应充分发挥资源禀赋优势，优化农业产业结构，实行农牧业有机结合型畜牧业。③四川、河南、内蒙古、山东、云南、湖南和河北等省（区、市）要切实转变农业生产方式，加快推进低碳农业发展，实现农业生产中经济、社会、生态效益三者统筹兼顾，促进畜牧经济与气候资源环境的全面协调可持续发展。④新疆、黑龙江和内蒙古等省（区、市）草地资源丰富、奶牛业较为发达，因此，积极发展饲料加工业和牛奶加工业，推动农业劳动力转移。

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篇5

2010年，城市集中了全球50%以上的人口，到2050年，这一比例会达到70%[4]。城市占地球表面不到1%，却消耗世界约75%的能源。城市是人口、建筑、交通、工业、物流的集中地，也是能源消耗的高强度地区(见图1)，因此必然成为温室气体排放的热点和重点地区。大城市气候领导集团(C40)的研究报告认为，城市排放了世界80%的人为温室气体，尽管这一结论存在一定争议(IEA认为约为71%[1])，但是城市温室气体直接排放和受城市地区消费引发的间接排放总量无疑是非常巨大的。

全球城市化进程对全球温室气体排放有着显著影响。图2显示了全球排放和城市化率的关系，两者之间有很强的正相关性。UN-HABITAT认为全球温室气体排放增长和城市化快速进程的一致并非耦合，而是有着深刻的联系，城市聚集了大量人口，经济活动强度大，能源利用量大，因而城市发展对全球温室气体排放有着强劲的驱动[4]。O'Neill等人[5]研究认为城市化仍然会显著影响未来全球排放。一些发展中国家，特别是中国和印度，城市人口增长可能导致高达25%的排放量。这在很大程度上是由于城市劳动力的高生产力和高消耗偏好导致了高的温室气体排放。

2　城市温室气体清单研究综述

城市尺度上温室气体清单研究始于20世纪90年代，由于西方发达国家城市自治性很强，所以城市在碳减排方面非常活跃，清单编制越来越受到重视，并且成为城市积极应对气候变化和低碳发展的关键步骤。温室气体清单对于城市有如下作用：①准确掌握城市能源利用中的低效和不足，发现节能和碳减排空间；②明确自身城市在国际、国内城市低碳经济中的定位和优劣势，确定今后低碳重点发展方向；③制订清晰、明确的低碳城市路线图，确保城市实现碳减排的可测量、可报告和可核查(MRV)；④积极开展教育宣传，引导城市公众和温室气体排放涉及者认识自身活动对于城市温室气体的贡献，提高低碳意识。

图1　2005年世界能源消耗和温室气体排放(城市和非城市)[1]

Fig.1　World energy consumption and carbon emission in 2005(urban and non-urban)

注：图中柱体代表各类能源占总能源消费比例，点代表城市的各类能源利用的温室气体排放。

图2　世界排放和城市化(1965-2009年)[6-7]

Fig.2　World emission and urbanization(1965-2009)

早期城市温室气体清单方法都是沿用政府间气候变化专门委员会(IPCC)国家清单方法，此后逐渐出现了专门研究城市温室气体清单的组织和机构。全球地方环境理事会(ICLEI)探索并建立了适合城市特色的温室气体清单编制体系和方法，经过不断完善，当前已经被国际上的城市广为接受，成为主流城市温室气体清单编制方法，但其主要是针对企业层次的，因而涉及温室气体排放链条很长，在城市尺度上很难操作。C40组织选择典型城市作为案例，研究其温室气体清单，并且选择典型的部门、行业进行深入研究，提出具有可操作性的政策和措施，分析措施的有效性。C40在建筑、交通等领域温室气体清单及减排方面具有很多成功经验，逐渐成为全球范围研究城市气候变化和温室气体的重要组织。中国北京、上海、香港等城市先后参加了2005年和2007年C40峰会。

不少研究者也对城市温室气体清单进行了研究和探索。以Kennedy为首的研究团队提出城市与外界物质、能量交换较大而需要采用独立的清单体系[10-11]。Kennedy的城市温室气体清单体系较为完整，不仅包括ICLEI建议的范围，而且包括水运和航空排放(这部分涉及大量的跨境排放)(见图3)，同时对城市道路交通的跨境排放问题提出了解决方案。此外，该清单体系还包括燃料的上游排放(即燃料生产导致排放)。Kennedy选择了10个典型城市进行实证分析，认为气候、资源可获取程度、电力、城市设计、废弃物处理等都对城市温室气体排放有着显著影响；城市的地理位置对其温室气体排放有着至关重要的作用[12]。Dhakal研究了东京、首尔、北京、上海的温室气体排放，采用的清单方法包括外调电力和采暖因素，和ICLEI的方法一致。研究发现4个城市的人均能源利用都有趋同表现(1990-1998年)，约1.3t-1.6t标准油/人，但是北京和上海的人均CO[，2]排放量却明显高于东京和首尔[13]。Glaeser等采用了类似ICLEI的方法体系，核算美国66个大城市温室气体排放，发现城市汽油消费量和城市人口大小的对数有较强的线性相关性；家庭天然气消费量(采暖为主)和1月份温度有较显善的线性相关性；家庭用电量和7月份温度有较显著的线性相关 性。温室气体排放量和土地利用政策之间存在很强的相关性，许多地区建立严格的政策限制一些产业的发展，使得排放朝向高碳排放地区聚集。城市排放水平明显低于城市郊区，城市—郊区之间的碳排放差异在老城市例如纽约更加明显[14]。Norman等认为城市温室气体清单还应该包括建筑材料使用等全生命周期的排放，发现城市交通是最重要的减排温室气体方向，而建筑是降低能耗的重要方向。同时，疏松型城区的人均能源消耗和温室气体排放是密集型城区的2.0-2.5倍[15]。

Ramaswami等人提出了混合型生命周期碳足迹清单体系，并对城市与周边的跨界交通(道路和航空)的温室气体排放分配问题做出了详细论述。

Dodman等对ICLEI的清单方法提出异议，尤其对电力和供热的归属问题提出异议，并且提出了不同的清单方法，其结果是全球城市温室气体排放还不到人为排放的一半，许多城市人均排放量低于其国家人均排放量。

从上述学者的研究可以看出，对于城市碳排放问题，不同的研究方法，研究结果相差很大，尤其城市是一个高度开放的实体，其与外界的能源、物品交换强度很大，因而对于城市排放的不同界定，会导致城市排放水平的很大差异。对比当前国际城市主要采用的方法体系(见图3)，总体趋势是，绝大部分城市在核算自身温室气体排放时，都考虑外部电力和热力供应所导致的温室气体排放，即世界地方环境理事会(The International Council for Local Environmental Initiatives，ICLEI)提出的主要考虑尺度1+尺度2+外部垃圾填埋的温室气体排放。全球已经有68个国家的1 200个城市采用ICLEI方法编制了城市温室气体清单。许多研究基于这种清单方法提出了较为系统的城市碳预算方案[20]。

图3　城市温室气体清单体系范围比较[8-10]

Fig.3　Comparison of measures for city greenhouse gases inventory

中国城市温室气体清单研究起步较早，但发展缓慢。1994年，中国与加拿大政府开展了北京市温室气体排放清单研究，并较为全面地核算了北京市1991年温室气体排放清单[21]，但此后一直缺乏城市清单的研究文献。近几年城市清单研究逐渐增加，蔡博峰等人初步提出了城市温室气体清单研究方法，并且针对重点排放领域推荐了排放因子[22]。张晚成等人利用城市清单体系核算了上海排放[23]。陈操操等人对城市温室气体清单方法做了较为详细的评价和总结，并且对比了城市清单和国家清单的异同[24]。蔡博峰探讨了中国城市温室气体清单研究存在的不足和困难，并提出了初步建议[25]。

3　城市温室气体清单研究特点

城市温室气体清单相比国家温室气体清单而言，从编制模式、覆盖领域和针对性等方面都具有自身特色，这些特色也意味着国家清单方法体系(IPCC方法学指南)并不能适用城市温室气体清单编制的需要。

城市温室气体清单方法学早期借鉴了大量国家温室气体清单编制的方法，尽管后期在清单基础方法学、排放因子等方面很难有突破和创新，但在原则、技术路线和方法体系上却体现了城市的自身特点。当前，城市温室气体清单方法学和国家温室气体清单方法学的差异主要体现在如下几点。在编制模式上，由于城市和外界有着大量的能量和物质交流，城市往往采用消费模式，区别于国家清单的生产模式。国际城市清单中往往包括了由于外调电力和供暖带来的间接排放，即发生在城市地理边界以外生产城市用电和热力的温室气体排放。在覆盖范围上，城市清单往往比较简单，特别是发达国家城市，几乎没有农业问题，工业比例也很小，所以能源供应、建筑和交通以及废弃物处理往往是城市清单的主要内容。在针对性和灵活性方面，城市温室气体清单编制灵活、针对性强。国家温室气体清单编制的一个重要目的是为国家宏观制定减排政策提出科学支持和国际温室气体排放对比与谈判，因而国家清单相对比较规范和严格。而城市清单为了提高针对性，往往在组织结构上更加灵活。其提出的政策直接到技术层面，可核查性、可测量性和可报告性都很强，其温室气体减排的实现依赖于城市公众的参与和监督[25]。但城市清单的灵活性某种意义上影响了国际城市之间温室气体排放的可对比性。

4　国内城市温室气体清单研究的不足

中国当前的低碳城市发展很快，但城市温室气体排放清单研究却相对滞后，主要是存在着两个核心问题。其一，城市排放清单方法体系不完善，其中边界、范围等关键问题尚未解决。绝大部分城市尚未编制较为全面的城市温室气体排放清单。许多城市依然沿用IPCC的方法核算温室气体排放，而IPCC方法不适用于城市尺度已经是国际共识。此外，发达国家城市排放清单都包括尺度1和尺度2水平，而我国当前已经编制的城市清单基本相当于尺度1水平，城市清单内容相比国际规范有较多残缺。由于核算方法的混乱，导致中国同一城市出现多种温室气体排放量，极不利于科学研究和政府决策。其二，无法核算真正城市意义的温室气体排放水平。中国城市和西方国家城市有较大差别，后者是专为城市而设立的一种建制类型，同行政区划并无必然联系。它突出了人口聚集点的概念，核心部分是城市建成区。而中国城市是一种行政区划建制，包含大量的农村、林地等非城市建设用地。因而中国城市更类似一种区域概念。对中国城市的特征，Montgomery也提出其不同于西方城市，并且建议将以建成区为核心的地区作为城 市加以重点研究[26]。这种城市排放清单很大程度上失去了城市特色，变为与省/区域排放清单性质一致，因而无法有效支持中国低碳城市的积极发展。同时也使得中国城市温室气体排放水平很难直接与发达国家城市排放做直接比较，也不利于最大限度地借鉴西方城市低碳化发展的成功经验。发达国家估算的城市温室气体排放占国家排放比例约在70%-80%，而在我国当前的情况，城市温室气体排放总量等于全国排放总量，城市这一极为重要的低碳发展因素无法突出其应有特色。

中国城市温室气体排放清单的不足严重制约了我国低碳城市发展，甚至可能误导城市低碳发展方向。研究解决上述两个中国城市碳排放清单核心问题，有利于规范我国城市温室气体排放核算方法，准确把握我国真正城市意义的温室气体排放水平和特征，澄清城市温室气体排放的一些误区和错误观点，并为低碳城市发展和政府决策奠定坚实基础。同时，清晰、明确的城市温室气体排放清单方法体系，便于城市之间以及城市自身时序上的比较分析，支持政府出台有效的政策措施，并建立相应的核查机制。

5　中国城市温室气体清单编制方法

鉴于中国城市温室气体清单存在的问题和不足，以及当前的研究现状，本研究提出中国城市温室气体清单编制方法，以供研究者和决策者参考。方法介绍侧重城市清单的特色内容，排放因子等技术要素与IPCC一致，所以不作介绍。

5.1　清单边界

中国城市清单边界问题是城市清单体系中较为重要的一个问题。主要原因是中国城市地理边界不明确。西方城市的核心和主要部分是城市建成区，其强调的是城市自治，而不是行政区划等级。由于中国城市的特殊性，本文提出狭义城市的清单边界，以区别于我国当前城市市域范围(城市行政区域)的清单。狭义城市是指包括城市建成区90%面积的最小市辖区/县范围。许多研究城市的学者把市辖区作为狭义城市的概念，但县升区的参考标准主要是整体经济水平，因而会把一些经济体量很大的农业县包括进来，例如北京市怀柔、平谷、门头沟、房山等区，其包括了大量的农村地区和非城市建成区。所以依据市辖区很容易高估狭义城市的面积。事实上，城市建成区是城市的最佳表征，然而城市建成区同城市行政区划并不完全重合，导致数据口径无法统一，难以完成数据收集和积累。

中国城市温室气体清单体系中，可以同时核算城市市域范围内(城市行政区域)的温室气体排放，和狭义城市温室气体排放。我国地级以上城市基本都有较为完整的市域范围内的公开统计数据，因而可以支持城市市域排放清单的编制。着重考虑狭义城市温室气体清单，可以突出城市意义和特色，真正指导中国城市低碳发展，同时也提高中国城市与西方城市温室气体清单的可比性，有利于中国最大限度地借鉴西方城市低碳化发展的成功经验。

排放源的归属问题在西方城市比较显著，因为西方城市中的私人公司或者是私人入股公司占据绝大多数。因而西方城市处理排放源归属问题往往分为运行控制(Operational Control)和金融控制(Financial Control)两类。运行控制是受市政府各项政策法规直接管理的，但其经营和财务关系未必完全受当地市政府控制。而金融控制符合国际财务会计标准，即对于一个排放源实体具有完全的金融管理权利。中国城市温室气体清单可以以行政管辖为边界，即相当于西方城市的运行控制，符合我国城市对企业的管理和统计口径。此外，由于西方城市的行政自治和民主管理的特点，城市温室气体清单都分为全市排放清单(Citywide Inventory)和政府排放清单(Government Inventory)，后者属于前者，但单独列出。政府排放清单主要包括政府部门的用电、采暖、用水、交通、废弃物等，之所以单独列出，是因为全市和政府部门减排的措施有很大不同。对于政府部门的温室气体排放，完全可以采取强制手段进行减排，而对于城市水平的排放，政府只能通过政策鼓励或者财税刺激等市场方法，要想采取强制手段，必须通过地方立法，其操作和实施都较为困难[25]。这一点和我国倡导和实施的绿色政府比较相近，可以充分借鉴。

5.2　清单范围

清单范围是指清单所包括的温室气体排放过程，主要指本地排放和异地排放，即直接排放过程(本地排放)和间接排放过程(异地排放)。具体可分为三个尺度(见图3)。①尺度1：所有直接排放过程，主要是指发生在清单地理边界内的温室气体排放过程。②尺度2：由于电力、供热的购买和外调发生的间接排放过程。以用电为例，大部分城市的电力依靠购买或外调，所以并不直接产生温室气体排放，但可能所购电力来自火力发电，而火力发电产生温室气体，所以这部分温室气体算为城市间接排放。③尺度3：未被尺度2包括的其他所有间接排放。这一尺度所包括的范围很广，包括城市从外部购买的燃料、建材、机械设备、食物、水资源、衣物等等，生产和运输这些原材料和商品都会排放温室气体[25]。

建议中国城市温室气体清单需要同时包括尺度1和尺度2，暂不考虑尺度3排放。这样中国城市编制清单相当于采用了生产+消费的混合模式，即在核算清单时，首先核算城市直接排放(生产模式)，然后将外调电力和供暖导致的温室气体排放计入城市本身排放(消费模式)。国际上绝大部分城市都是采用这一“混合”模式编制温室气体清单。

6　案例对比研究

选择北京市和纽约市，基于前文所述的城市温室气体清单原则和方法体系，对比分析两个城市的温室气体排放特征。根据前面所述的狭义城市，北京市包括城市建成区90%面积的区/县共6个，分别为东城区、西城区、海淀区、朝阳区、石景山区和丰台区。

本研究对比了2个城市的排放水平。北京市市域的碳排放清单可以基于能源统计年鉴核算，但狭义城市的碳排放清单却缺乏数据支持，没有公开出版的北京市各区县的能源利用情况。因此，只能采用其他数据途径。欧盟和荷兰环保局联合开发了全球0.1°×0.1°(中纬度地区约10km)温室气体排放空间网格数据库，当前已经更新至EDGAR version 4.1版本(2005年)，该数据库是迄今为止全球水平上空间精度最高的温室气体排放数据库。EDGAR排放源数据主要来源于IEA的排放点源数据库，比较全面地核算了区域空间排放信息，非常有利于我们利用该数据计算狭义城市直接排放水平。因此，基于EDGAR数据库，直接核算北京市2005年狭义城市的直接(尺度1)碳排放量为4 473万t。然而北京市 狭义城市间接(尺度2)排放量的估算较为困难，只能基于北京市市域直接排放和间接排放的比例来推算。

根据中国能源统计年鉴[27]、北京市统计年鉴[28]和IPCC排放因子[29]，2005年北京市域排放量为1.413亿t，其中直接排放1.012亿t，间接排放(电力调入量为357.69亿KWh时，2005年无热力输入)0.401亿t，间接排放占直接排放的39.62%。其中，外调电力排放因子取值为1.1208 t /MWh，该值来源于国家2007中国区域电网基准线排放因子中的华北区域电网电量边际排放因子OM(其计算数据基于2004-2006年《中国能源统计年鉴》)。根据北京市市域间接排放和直接排放的比例关系，以及北京狭义城市直接排放量，可以推算北京市狭义城市的间接(尺度2)碳排放量为1 772万t。北京市和纽约市的温室气体排放对比见表1。

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中图分类号S168文献标识码A文章编号1002-2104（2014）03-0101-07doi：103969/jissn1002-2104201403015

工业革命以来，伴随大量化石燃料消耗而来的是全球生态环境危机和以全球变暖为主要特征的气候气象灾难，制约着人类社会的可持续发展[1]。若是无法有效应对全球变暖，未来十年由此而引起的气候变化将造成每年全球损失额达到GDP的5%-20%[2]。农业作为重要的产业部门，也是重要的温室气体排放源，而畜牧业在其中占据很大的比例。联合国粮农组织（FAO）在《牲畜的巨大阴影：环境问题与选择》中指出，每年牛、骆驼、羊、马、猪和家禽排放的温室气体排放量占全世界总排放量的18%，其中CH4和N2O分别占65%和37%，而CH4和N2O的“增温效应”却是CO2的21倍和310倍。《世界观察》在2009年刊登的《牲畜与气候变化》的报告，指出牲畜及其副产品排放的温室气体超过了32564亿t CO2当量，占世界温室气体总排放量的51%[3]。我国农业源CH4（动物反刍、动物粪便和稻田）和N2O（动物粪便和农田）排放量分别为排放当量分别为42亿t和30亿t CO2当量[4]。因此，如何推进畜牧业的温室气体减排进而实现畜牧业温室气体排放与其产值增加之间的脱钩日益受到相关学者乃至社会各界的强烈关注。

国内外大量学者对畜牧业的温室气体排放进行了研究。FAO曾预测2030年动物数量将在2000年基础上增加40%，而动物的平均氮排泄量也会增加，这就会增加畜牧业的碳排放[5]。Yang等测算了我国台湾地区家禽的温室气体排放量。田素妍等分析了我国畜禽养殖业的低碳清洁技术及其EKC假说检验，结果发现东部地区呈显著的“倒U型”关系，而中西部呈显著的“正U型”关系[6]。詹晶等借助回归模型得出我国畜牧产品对甲烷排放增加有显著影响[7]。胡向东等估算了2000-2007年期间全国和各省的畜禽温室气体排放量，结果发现全国畜禽温室气体排放呈现下降趋势，各省区畜禽温室气体排放呈现区域集点[8]。本文运用脱钩理论，量化分析我国畜牧业温室气体排放和其产值之间的关系，分解其影响因素，以期对我国畜牧业的低碳化清洁发展提供参考。

1研究方法与理论

11畜牧业温室气体排放量的测算方法

陈瑶等：中国畜牧业脱钩分析及影响因素研究中国人口・资源与环境2014年第3期在畜牧业温室气体排放测算方法的选取上优先借鉴国内相关专家学者的研究成果。韦秀丽等采用国家发展和改革委员会办公厅在2011年的《关于印发省级温室气体清单编制指南（ 试行） 的通知》中的方法测算了重庆市畜牧业的温室气体排放量，结果发现牛是最关键的排放源[9]。刘月仙等测算了北京地区畜禽温室气体排放的时空变化[10]。结合相关文献，本文选取奶牛、非奶牛、骆驼、骡、马、驴、生猪、山羊、绵羊、兔和家禽的相干数据，测算我国畜牧业的温室气体排放量为了便于统一标准，根据增热效应，将CH4和N2O转化成CO2当量。Ni表示第i种动物的平均饲养量，αi和βi表示第i种动物的CH4和N2O排放因子。由于各种动物的饲养周期不同，需要根据动物的出栏量和年末存栏量对平均饲养量进行调整，参考胡向东[8]提出的出栏率进行调整。当出栏率大于1时，其平均饲养量用出栏量除以365乘以其生命周期，主要有生猪、家禽和兔，其生命周期分别为200天[8]、55天[11]和105[8]天。对于出栏率小于1的动物，其平均饲养量由相邻两年年末存栏量的平均数表示。CH4的排放主要源于反刍动物的肠道发酵和动物粪便管理，N2O的排放主要源于动物的粪便管理。本文动物CH4的排放因子来源于2006年IPCC国家间温室气体排放指南[12]，N2O的排放因子来源于胡向东[8]，非奶牛是取黄牛和水牛的平均值。山羊和绵羊的数据来自韦秀丽[9]，并取规模化饲养、农户散养和放牧饲养的均值。

32脱钩稳定性分析

根据公式（2）测算我国畜牧业温室气体排放与其产值之间脱钩状态的稳定状态，稳定指数为1428 7，变化率远远超过1，这说明我国畜牧业温室气体排放与其产值之间脱钩状态的稳定性较差，很可能出现反复。这主要是因为农民为了追求畜牧业的高产出，就会过度的投入饲料等畜牧业物资，同时随着经济的发展和人民生活水平的提高，对肉类的需求必然会快速增加，使得畜牧业成为农业部门中有利可图的部门，其规模就会水涨船高，进而使得畜牧业温室气体排放迅速增加。

4基于LMDI的脱钩影响因素分解

本文借助LMDI模型和我国畜牧业相关数据，以Excel作为计算工具，从我国畜牧业的效率因素、结构因素、经济因素和劳动力因素等四个方面对我国畜牧业温室气体排放的影响因素进行量化分解，分解结果详见表6。

经济因素是影响我国畜牧业温室气体排放的最大诱因。2001-2011年期间，经济因素对我国畜牧业温室气体排放都呈现正相关，除了2001年和2003年，其余年份经济因素对我国畜牧业温室气体排放的贡献都超过了2 000万t CO2当量，最多的为2004年的3 00302万t CO2当量。这主要是因为，随着我国近年来经济的快速发展，温饱问题逐步得到解决，人们生活水平迅速提高，人们对优质农产品的需求迅速增加，尤其是会大量增加对肉类的需求，这就要求我国畜牧业不得不扩大养殖规模以满足人们日益增长的肉类需求，进而致使我国畜牧业温室气体排放不断增加。因此，不难预测未来很长一段时间内，伴随我国经济的继续平稳发展和人们收入倍增计划的实施并得到实现，经济因素仍将是影响我国畜牧业温室气体排放的最主要的因素。

结构因素是影响我国畜牧业温室气体排放的第二大因素。2001-2011年期间，2001-2003年、2005年、2006年和2007年结构因素对我国畜牧业温室气体排放呈现正相关，对我国畜牧业温室气体排放贡献最多的为2003年的1 07175万t CO2当量，这也体现在农业结果的变化中，以2000年为价格基准年折算为实际产值可以看出，2003年我国畜牧业产值占到了农业总产值的3155%，比2002年增加097个百分点，增幅最大。而2011年，结构因素对我国畜牧业温室气体排放的负向影响最大，达到-92854万t CO2当量，反应在产值上，2011年畜牧业产值占农业总产值的3124%，比2010年降低084个百分点，降幅最大。随着我国肉类需求量的增加，畜牧业在我国农业产业结构中的地位将会得到一定的提升，这就使得结构因素在短期内仍是影响我国畜牧业温室气体排放的重要因素。

效率因素是我国畜牧业低碳化发展的最主要贡献者。2001-2011年期间，2001年贡献最大，效率因素减排达到了2 60194万t CO2当量，但是在此之后呈波动下降的趋势，2011年最少为88804万t CO2当量，只有2001年的三分之一左右。这主要因为随着畜牧业的规模化、集约化发展、饲料改良和良种选育等方式在短期内获得较高的温室气体减排效益，但是长期内，这些养殖方式和养殖技术趋于稳定，其减排效应就迅速减弱，甚至成为温室气体的排放源。因此，在短期内效率因素仍是我国畜牧业温室气体减排的最大影响因素，但是长期来看其减排能力将会不断削弱，这就需要加大畜牧业温室气体减排的技术创新和管理模式创新的力度。

劳动力因素是影响我国畜牧业温室气体减排的重要因素，且影响力呈上升趋势。2001-2011年期间，劳动力因素对我国畜牧业温室气体减排的影响呈现正相关，其影响力还在波动上升，最多的为2010年的92935万t CO2当量。随着我国城市化和工业化的不断推进，农业从业人员必然会不断减少，而随着我国畜牧业的养殖规模化发展和养殖管理模式的不断创新，畜牧业单位从业人员的负担就会大大减轻，同时畜牧业从业人员的自身素质不断提高使得其工作能力得到提升，进而转移出更多的畜牧业从业人员，单个从业人员的产出就会大大增加，促进畜牧业温室气体的减排。因此，在未来劳动力因素仍将是我国畜牧业温室气体减排的重要因素，且减排能力将会不断提升。

5结论

本文基于2001-2011年期间我国畜牧业的面板数据，以我国畜牧业温室气体排放和畜牧业产值为研究对象，实证分析两者之间的脱钩状况，进而借助LMDI模型对影响我国畜牧业脱钩状况的因素进行了分解，结果表明：我国畜牧业温室气体排放总体较稳定，其中CH4排放量略有所下降，N2O排放量略有增加，动物肠道发酵是我国畜牧业温室气体排放的主要源头。我国畜牧业温室气体排放与其产值之间整体上呈现强脱钩状态，脱钩状态较表6基于LMDI的我国2001-2011年畜牧业温室气体排放影响因素分解结果无论现在还是未来很长一段时间内经济因素是影响我国畜牧业温室气体排放的最大诱因，结构因素是影响我国畜牧业温室气体排放的第二大因素；效率因素和劳动力因素将是我国畜牧业温室气体减排的主要动力所在，但是长期来看效率因素的减排能力将会逐渐削弱，而劳动力因素将逐渐成为我国畜牧业温室气体减排的最重要因素。强化低碳养殖技术和粪便清洁处理技术的研发与应用，培育畜禽优良品种，提升畜牧业从业人员的专业素质，推动农村剩余劳动力转移就业，培育职业农民，促进畜牧养殖业的规模化、集约化经营，提升饲料转化效率，在满足人们对肉类需求的同时减少畜牧业温室气体排放成为我国畜牧业发展的方向和关键。

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篇7

温室气体减排的测量、报告和核实会随着应对气候变化行动的深入而不断推广，能源经济学专业尚未开设有关温室气体核查的课程，我们有必要对这一课程的基本构架进行探讨。

一、国家、地方温室气体清单编制

通过温室气体清单可以识别出主要排放源，了解各部门排放现状，预测未来减缓潜力，清单编制和报告的学习主要涵盖五个领域:第一，能源活动温室气体清单，其中包括化石燃料燃烧活动、生物质燃烧活动、煤炭开采和矿后活动逃逸排放、石油和天然气系统逃逸排放;第二，工业生产过程温室气体清单，其中包括水泥生产过程、石灰生产过程、钢铁生产过程、电石生产和使用过程、乙二酸生产过程、硝酸生产过程、铝生产过程、镁生产过程、电力设备生产过程和使用、半导体制造过程、臭氧消耗物质(ODS)替代品生产和使用;第三，农业活动温室气体清单，其中包括稻田甲烷排放、动物消化道甲烷排放、动物粪便管理系统甲烷和氧化亚氮排放;第四，土地利用变化和林业温室气体清单，包括森林等木质生物碳储量的变化和转化两方面;第五，废弃物处理温室气体清单，其中包括固体废弃物处理甲烷排放和废水处理甲烷排放。

二、温室气体清单编制中数据的不确定性

温室气体清单的编制还应考虑不确定因素，首先是由于过程未被识别或者测量方法不存在，无法获得测量结果或者其他数据;第二，计算模式的简化可能产生偏差和随机误差;第三，在一些情况下，无法获得说明某排放或清除特点必需的数据;第四，获取的数据缺乏代表性;第五，统计时随机取样误差、测量误差、错误报告以及数据丢失等问题。因此，需要讲授降低不确定性的方法，一是改进计算模式结构和参数，以更好地了解和描述系统性误差和随机误差;二是提高数据的代表性，如使用连续排放监测系统来监测排放活动数据，可得到不同燃烧阶段的数据，从而更准确地描述排放源的排放属性;三是使用更精确的测量方法，包括提高测量方法的准确度以及使用一些校准技术;四是大量收集测量数据，增加样本大小可降低与随机取样误差相关的不确定性;五是消除已知的偏差，确保仪器仪表准确地定位和校准，模型或其它估算过程准确且有代表性;六是提高清单编制人员能力。

三、城市温室气体排放清单编制

城市温室气体排放清单编制以《IPCC国家温室气体清单指南》和《省级温室气体排放清单编制指南》为主要依据，与国家和省级温室气体排放清单存在几点差异，在课程中要进行阐明。第一，国家和省级的温室气体排放清单主要针对地理范围内的直接排放，只包括少量的间接排放，而城市的间接排放包括的范围更广，包括外调电力、跨边界交通、航空、边界外废弃物处理等引起的温室气体排放。为了更全面地计算和评估城市活动引起的温室气体排放，城市清单必须更全面地核算直接和间接温室气体排放量。第二，城市温室气体排放清单涵盖的部门相对集中，为了更贴切地体现城市活动结构，通常城市温室气体排放清单的主要分类及主要排放源包括建筑、工业和交通三类。第三，城市温室气体排放清单考虑的细致程度与国家和省级的不同，国家和省级清单的核算范围较广，统计数据来源更丰富，而城市层面的统计数据相对较少，因此需要开展大量的数据调研和原始数据采集工作，有些行业的排放因子甚至可以落实到企业层面。

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关键词 低碳城市；温室气体清单；碳排放；秦皇岛

以变暖为主要特征的气候变化已成为世界各国共同面临的严重危机和挑战。为应对全球变暖带来的危害，世界各国开展了长期的研究与实践。2003年英国首先提出低碳理念，此后低碳发展模式在各国不断深入应用，逐渐成为一种新的可持续发展模式。从严格意义上来说，低碳指的是较低的二氧化碳排放。温室气体中最主要的一种气体是二氧化碳，此外还有甲烷、氧化亚氮、六氟化硫、氢氟碳化物和全氟化碳（《京都议定书》规定），IPCC 2006以及国家应对气候变化战略研究和国际合作中心牵头组织编写的《省级温室气体清单编制指南（试行）》也均以上述6种温室气体进行统计。在低碳城市创建中，很多城市只是将二氧化碳排放作为统计项。本文以上述6种温室气体作为低碳城市创建中需要重点关注和减少排放的对象来展开讨论，提出基于温室气体清单的低碳城市管理策略。

当前，低碳相关的研究除“低碳城市”外，还有“低碳经济”、“低碳生活”、“低碳旅游”、“低碳农业”、“低碳建筑”、“低碳金融”、“低碳社区”等。然而一个城市的发展包含了经济、生活、建筑等各个方面，单从“低碳经济”、“低碳农业”、“低碳社区”中任何单个方面都无法实现低碳城市的成功创建。低碳城市的管理也不能东一榔头西一棒子，仅仅靠某方面的宣传来开展低碳城市的创建。低碳城市创建过程中的城市管理，应该在摸清各个管理部门管辖范围内温室气体排放来源的前提下“对症下药”，各个政府部门分工负责、协调合作，用一种高效率的低碳城市管理策略来开展低碳城市的创建和管理。

城市温室气体排放源及对应管理部门分析

本文根据IPCC 2006和《省级温室气体清单编制指南（试行）》，结合秦皇岛市实际状况，总结分析了城市不同管理部门管辖范围涉及的温室气体排放情况，如表1、续表1所示。其中涉及以下11个城市管理部门：工业、电力、交通、油气田管理、煤炭工业管理、城建、居民、商业、林业、城管和环境保护部门。涉及的温室气体排放源主要包括化石燃料燃烧、工业生产过程、煤炭开采逃逸、油气系统逃逸、生物质燃料燃烧、森林采伐或毁林排放、城市固体废弃物和废水处理排放7个生产活动。需要说明的是，虽然农业和畜牧业也排放了大量的温室气体，但因本文重点讨论城市区域的低碳城市管理，暂不涉及农村区域温室气体排放问题。

城市不同管理部门管理策略分析

当前我国的低碳城市创建工作和温室气体清单的编制工作，多由城市的发展和改革等相关部门牵头组织实施。政府部门可在宏观层面上，通过调整产业结构，减少能源消耗；调整能源结构，加大绿色能源比重等措施来实现低碳发展。本文重点从城市温室气体清单的角度出发，将低碳城市建设细化到各城市管理部门，研究在城市现状下，如何开展低碳城市的创建和管理。

工业部门

根据1994年气候变化初始国家信息通报，我国工业活动引起的直接二氧化碳排放量占全社会各活动排放总量的90%以上，工业部门的低碳管理，是低碳城市创建和管理中的重头戏。工业活动温室气体排放主要包括两个方面：一是化石燃料的燃烧引起的温室气体排放，约占90%，其排放量主要受燃料类型、消耗量、碳含量以及燃烧的充分性等因素影响：二是工业生产过程中产生的排放，包括水泥生产、石灰生产、钢铁生产、电石生产、己二酸生产、硝酸生产、铝生产、镁生产、电力设备生产、半导体生产、HCFC-22生产、HFC生产等，其排放量与工艺过程紧密相关。

相对于发达国家来说，现阶段我国工业部门的能源消耗总量和能源强度均处于较高水平，能源利用效率仍有较大的提升空问和潜力。对于工业部门，在不影响社会经济发展目标的前提下实现温室气体减排，应主要依靠技术进步，制定能源技术政策，引导工业行业降低单位产品能耗，使用清洁、可持续能源系统；优化产品生产工艺，减少工艺过程温室气体排放量；大力发展高新技术产业和低碳产业，促进产业结构优化与调整。

从手段上，工业部门可联合相关行业协会和科研院所，开展提高化石燃料利用率、提高燃烧充分性、寻求低碳燃料替代解决方案等方面研究，开展节能减排典型示范，通过行业指导加强管理，进而减少和控制温室气体的排放量。

交通部门

交通运输业的特性决定了其能源结构以汽油、柴油和燃料油为主，这些化石燃料在燃烧过程中产生温室气体。其中主要来源为公路运输，影响因素有机动车保有量、机动车年运行公里数和机动车百公里油耗。

交通部门的低碳城市管理是一项综合的系统工程，需要从人、货、车、路等不同影响因素全面采取措施，构建长效机制。第一，从人的角度，交通部门需要联合居民生活部门，加强节能减排宣传，提高市民的节能意识，多多选用现代通讯手段办公，减少出行频数，通过制定实施相关经济政策，提高私家车使用成本，引导居民更多地选择低碳出行方式。第二，从货的角度，细化货运市场，实现货运专业化规范化，提高装卸效率、减少货损货差、保证运输质量。第三，从车的角度，大力发展公共交通，使用节能型交通运输工具。第四，从路的角度，加强综合运输网络建设，推进节能型运输方式发展，提高运输中转效率，实现无缝衔接。

就手段方面而言，交通部门需要完善并落实低碳交通相关法规，加强低碳城市和低碳交通宣传，强化企事业单位用车低碳节能监管，科学规划交通路网。

电力部门

中国电力行业的温室气体排放量远超发达国家和全球平均水平，在温室气体减排上有巨大潜力。电力行业的温室气体排放主要由火力发电厂燃煤产生，其排放量与火电装机需发电量、燃料利用率等因素有关。

目前我国的电力能源结构还是以煤电为主，所以电力部门的低碳城市管理，在积极寻求清洁发电技术、提高非化石能源装机容量之外，还是要以煤电的高效化和清洁化作为低碳管理的重点。比如以超临界、超超临界为代表的高效发电技术，以增压流化床联合循环、热电联产等为代表的清洁发电技术，以及碳捕获与埋存技术等。以超临界、超超临界机组为例，目前平均供电煤耗为315克／千瓦时，比全国平均供电煤耗低30克／千瓦时。碳捕获和封存技术可以有效地降低电厂的碳排放强度，满足低碳排放的要求。

煤炭工业管理部门和油气田管理部门

煤炭工业和油气田工业温室气体排放主要由化石燃料燃烧和开采逃逸引起。煤炭工业管理部门和油气田管理部门要积极推进结构调整，淘汰落后产能和工艺；优化生产布局，强化工序节能。另外，非常重要的一点是管理部门要充分重视科技创新，建立创新发展的政策和激励机制，促进节能减排技术创新，通过优化工艺减少化石燃料燃烧量。

对于煤炭开采加工引起的甲烷逃逸量，主要与甲烷的利用量有关。煤炭工业管理部门的低碳城市管理，应重视煤炭工业管理水平，重点关注煤矿瓦斯的综合利用，减少逃逸量。

对于油气田系统的甲烷逃逸，油气田管理部门应优化油气田开采工艺，优化油气系统，减少逃逸量。

城建部门

城建部门的温室气体排放主要由城市热力供应、建筑业的化石燃料燃烧，以及市政基础设施用能引起。城市热力方面，应从提高燃料利用率，寻求清洁供暖技术、提高建筑物保温性能等方面着手。

伴随着我国当前快速发展的城镇化进程，建筑领域的能耗和温室气体排放也在快速增长。从相关建筑材料生产到建筑竣工使用，即使不考虑建筑运行能耗，建筑业总能耗占社会能耗的比例也较大。在建筑业方面，城建部门应以建筑节能减排为重点，坚持节能减排与科技创新相结合，发展绿色建筑，从而减少建筑业温室气体排放量。

市政设施用能方面，城建部门应重点考虑低碳节能设施建设，比如节能公共照明等方面。

居民生活部门

居民生活的温室气体排放源包含居民烹饪炉灶化石燃料燃烧、居民用车化石燃料燃烧，以及居民生活用能等。温室气体的排放量与居民的消费水平、环保意识有关。居民生活部门的低碳城市管理，应该重点加大宣传力度，引导居民选用低碳节能家电及灶具，节约用能，低碳出行，以减少温室气体的排放。

商业部门

商业活动的温室气体排放源主要为服务业中的化石燃料燃烧（含用车）、生物质燃料燃烧（如木炭烧烤），以及商业用电方面。商业部门的低碳城市管理应依靠政府及相关行业协会、商家以及消费者三方的力量共同推动商业部门的温室气体减排。商业部门通过健全法律法规，加强监管，推广清洁能源，加大宣传教育，推动商家间温室气体减排借鉴，推行低碳认证等方式实现商业活动的温室气体减排。

林业部门

林业包含温室气体的排放和温室气体的吸收。森林砍伐或毁林引起林木燃烧产生二氧化碳，同时减少森林面积引起温室气体的吸收减少。林业部门的温室气体管理应该从增加森林和绿化面积，减少森林砍伐和毁林方面着手。

城管部门

城管部门管理范围内的温室气体排放主要由生活垃圾填埋、生活垃圾焚烧、医疗废物焚烧、生活污水处理等方面产生。城管部门的低碳城市管理，应从加强生活垃圾填埋场管理，综合利用填埋场填埋气；大力推动废物焚烧发电并并人国家电网；推动污水处理甲烷回收利用等方面着手。

环境保护部门

在温室气体清单中，涉及环境保护部门的温室气体排放主要是危险废物焚烧和工业废水处理。环境保护部门的低碳城市管理，应该重点关注农副食品加工业、食品制造业（包括酒业生产）、饮料制造业、造纸及纸制品业、医药制造业等厌氧处理工业废水产生的甲烷回收及利用，以减少温室气体的排放量。

同时，环境保护部门作为对环境保护监督管理的主管部门，势必肩负着协同以上多个政府管理部门开展温室气体减排工作的重要使命。环境保护部门应该加强对以上各个管理部门管辖范围的各种温室气体减排任务的监督指导，使各个管理部门间形成合力，共同促进城市温室气体减排，完成低碳城市的成功创建与有效管理。结语

低碳城市是我国城市化必须经历的一个过程，是决定中长期经济发展和社会发展成效的重要因素。创建低碳城市，把低碳理念融人经济发展、城市建设和人民生活之中，有助于提高资源利用效率，建设资源节约型、环境友好型社会，减缓气候变化。创建低碳城市需要重视和发挥城市各个管理部门的重要作用，举城市政府和部门之合力，促进产业技术升级、产业结构调整，宣传和普及低碳理念，减少温室气体排放量，减缓气候变暖。

主要

参考文献

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[6]狄鹏．西安市交通低碳化路径选择研究[D]．西安：长安大学，2013：38-42．

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大气中的甲烷是一种对全球变暖作用仅次于二氧化碳的重要温室气体，它的全球增温潜势（GWP）是二氧化碳的21倍，对温室效应的贡献约为26%[1]。城市污水厂中污水经过无氧处理或直接排入自然环境中均会造成大量的甲烷气体排放。我国2005年国家温室气体清单中约8.6%的甲烷排放来源于城市废弃物处理，其中，污水处理甲烷排放占42%，是第二大排放源[3]。虽然污水处理甲烷排放量不大，但甲烷回收利用的经济社会价值明显，估算城市污水处理厂甲烷的排放量，研究污水处理中甲烷的控制途径，对总的温室气体排放量的估算以及对研究全球气候变化具有显著的推动作用。

1背景及温室气体控制意义

近年来，随着生产力的不断发展，人类活动日趋频繁导致了气候变暖、海平面上升、极端天气频繁等一系列环境问题，成为了国际社会普遍关注的重大全球性问题。《京都议定书》确定的温室气体主要有二氧化碳（CO2）、甲烷（CH4）、氧化亚氮（N2O）、氢氟碳化物（HFCS）、全氟碳化物（PFCS）、六氟化硫（SF6）这6种。其中，二氧化碳温室效应最大，但二CO2在全球变暖中的作用正逐渐降低，而CH4在近200年内却呈加速上升势态。IPCC（联合国政府间气候变化专门委员会）第四次评估报告显示，全球温室气体排放量由1970年的287亿吨二氧化碳当量上升到2004年的490亿吨，增加70%[2]。《中国气候变化国家信息通报》显示，2005年中国温室气体排放净排放量为70.46亿吨二氧化碳当量，比1994年的26.66亿吨二氧化碳当量增长了164.29%，年均增长率约为9.24%[3-4]。IPCC资料显示，全球城市废弃物处理温室气体排放只对温室气体总排放做出了很小的贡献（<5%）。其中，污水处理中的甲烷是第二排放源。1994年中国城市废弃物处理温室气体排放量（固废处理和污水处理）为1.62亿吨二氧化碳当量，约占温室气体总排放量的5.3%，而2005年则为1.12亿吨二氧化碳当量，约占温室气体总排放量的1.5%[3-4]。虽然污水处理温室气体排放比重不高，但污水处理中甲烷的控制与回收利用不仅有助于降低温室气体排放，还可用于供电供热、能源消耗使用，具有较好的环境和社会效益。其次，我国废弃物处理起步晚、起点低，温室气体减排项目缺乏。由于经济、技术等因素的制约，废水处理除珠江啤酒厂、青岛啤酒厂等大规模企业开展了CH4收集利用外，收集利用项目也非常有限。因此，城市污水处理厂温室气体排放控制具有巨大的潜力，逐步研究、建立和完善温室气体控制和收集利用系统，不仅能够发展清洁能源，还能增加资源利用效率，开发潜力巨大，对温室气体排放的控制起到至关重要的作用。

2杭州市城市污水处理厂污水处理现状

2010～2014年，杭州市污水处理量除2013年有小幅下降外均呈平稳增长趋势，2014年比2010年增长12.39%。《杭州市环境统计年鉴》显示，截止2014年杭州市共有污水处理厂42座，其中处理能力5000m3/d以上污水厂26座。全市污水总处理能力2.97×106m3/d，2014年污水处理量为942.59×106m3，主要集中在主城区、萧山区和富阳市，3个地区污水处理量占了总污水处理量的83.11%。其中，主城区污水厂以处理生活污水为主，生活污水处理量比例达80%。富阳市由于4座污水处理厂主要以处理造纸工业园区内工业废水为主，因此富阳市工业废水处理量比例达83%以上。其余区、县、市污水厂除萧山区和余杭区工业废水处理量略高外均以处理生活污水为主。

3杭州市污水处理厂甲烷排放量的估算

采用《2006年IPCC国家温室气候清单指南》（以下简称《IPCC指南》）和《浙江省市县温室气体清单编制指南》（以下简称《市县指南》）推荐的估算方法，对2011～2014年杭州市城市污水厂污水处理甲烷排放量进行了估算。

3.1计算方法

ECH4=(TOW×EF)-R。式中，ECH4为清单年份的生活污水处理甲烷排放总量，TOW为清单年份的生活污水中有机物总量；EF为排放因子，R为清单年份的甲烷回收量。排放因子（EF）的估算公式为：EF=B0×MCF。式中，B0为甲烷最大产生能力，MCF为甲烷修正因子。

3.2活动水平和排放因子的选择

污水处理甲烷排放时的主要活动水平数据是TOW，以生化需氧量（BOD）作为重要的指标，包括污水处理厂处理系统中去除的BOD和排入到海洋、河流或湖泊等自然环境中的BOD两部分。在计算中，采用统计数据COD去除量和COD排放量以及BOD/COD比值计算得出BOD去除量和BOD排放量。采用《杭州市环境统计年鉴》中各年度各区县市污水厂COD去除量和COD排放量作为活动水平数据进行计算，全市COD去除量和COD排放量具体见表1。采用《IPCC指南》和《市县指南》中生活污水处理甲烷排放量计算的排放因子推荐值进行全市甲烷排放量计算。具体指标为：BOD/COD为0.43，已处理系统的MCF为0.165，排入环境系统的MCF为0.1，B0为0.6kg/kg。同时，采用杭州市处理能力5000m3/d以上污水厂进水和出水BOC/COD实测值计算得出各区县市BOD/COD平均值（地方特征值），具体见表2，按区域分别进行甲烷排放量计算，得出全市污水厂污水处理甲烷排放总量，并与推荐值计算结果进行比较。3.3估算结果估算得出杭州市2011～2014年城市污水厂污水处理甲烷排放量，具体见表3．结果显示，2011～2014年，随着社会经济的迅猛发展，人们生活水平提高和工业的发展，杭州市污水处理量逐年增长，污水处理甲烷排放量随污水处理量的增长呈现总体增长趋势。同时，采用杭州市城市污水厂实测值计算的甲烷排放量较采用指南推荐值计算的排放量偏低，约为推荐值计算得75%左右，年度排放量呈现相同变化趋势。两者在2013年后均呈现小幅下降趋势，2014年比2011年分别增长10.01%和8.44%。根据杭州市城市污水厂污水处理甲烷排放实际情况，开展污水处理甲烷排放控制途径研究，提出针对性措施，是控制、减少污水处理温室气体排放的有效手段。

4污水处理温室气体排放控制存在问题

1）认识不足。我国低碳经济发展尚处于起步阶段，迫于国际压力开展的温室气体排放控制工作也尚处于摸索阶段，温室气体减排的长效机制尚未形成，各部门尚未充分认识到这项工作的重要性、紧迫性和艰巨性。杭州市最主要的温室气体排放源为化石燃料为主的能源燃烧排放，杭州市废弃物处理（固体废弃物处理和废水处理）温室气体排放量仅占总排放量的3%～4%左右[1]，所占比重较小。因此，废水处理温室气体排放控制工作开展对全市温室气体排放控制成果贡献率较低的思想也在一定程度上阻碍了废弃物处理温室气体排放控制工作的开展。2）沼气收集利用项目缺乏。目前杭州尚未对生活污水、工业废水处理过程中的甲烷进行收集利用。主要城市污水处理厂污泥处置均采用重力浓缩后机械脱水，基本没有进行消化处理，无甲烷回收利用。3）硬件和技术不足。很多已建的污水处理厂在建设的过程中未考虑沼气收集利用的问题，使得已建污水处理厂很难开展沼气的回收利用项目。如对现有污水处理工艺设施进行改造，则投入较大，缺乏商业价值。同时，在技术上，由于污水处理厂的沼气回收利用的典型案例相对较少，缺乏针对不同处理系统的气体收集利用装置制造、安装和运行的经验。

5污水厂污水处理甲烷排放的控制途径及减排对策

5.1树立低碳规划理念，制定温室气体控制目标

1）积极树立低碳处理的规划理念。低碳废水系统的规划最关键的问题是科学选择处理模式，在实际规划中，应综合考虑城市规模、布局、环境容量、受纳水置等不同因素，尽可能减少处理过程中甲烷的排放，并统筹考虑污水再生利用、污泥资源利用以及甲烷收集利用的方向和规模。2）有效制定控制目标。在分析地方废水处理行业发展趋势、能源消费特征和碳排放影响因素的基础上制定切合实际的现阶段的生活污水、工业废水系统温室气体减排政策和控制目标，出台行业低碳规划、指导意见和实施方案，作为控制性指标纳入行业发展中长期规划，并在经济和社会发展规划中予以体现，相关部门制定相应的统计、监测、考核办法加以落实。

5.2选择低碳水处理技术，开展废水处理甲烷回收示范

1）准确选择低碳水处理技术。选择生物处理，减少药剂用量，较化学处理方法降低了药剂、药剂制备和运输过程产生的温室气体。生物处理选择节碳工艺，减少外加碳源。采用厌氧工艺处理高浓度污水，进水有机物浓度越高，所回收的沼气越多，经过收集利用后削减温室气体排放的贡献越大。2）开展工业废水处理甲烷回收示范工程。积极开展工业废水甲烷收集利用示范工程，如充分利用富阳造纸工业园区的布局优势建立沼气示范工程。采用合理厌氧发酵工艺和装置，全面提高厌氧消化设备的沼气产气率和去污率，增加沼气的产出。从废水厌氧处理阶段直接回收的沼气可用于厂内供电、生产过程燃料消耗等，不仅完成了污水处理、实现了能源回收利用，同时还削减了处理运行管理费用，降低了后续的好氧投入，缩短了工程投资回收年限。加强污水处理水的回用。加强经城市污水处理厂处3）加强污水处理水的回用。加强经城市污水处理厂处理后排放的污水的回收再生利用，降低其以处理水的形式进入到海洋、河流或湖泊等自然水体中所产生的甲烷及其它温室气体排放量，削减其环境风险。4）降低污水厂运行能耗。采用高效能的总体设计、新工艺、新设备的选用、优化总体工艺设计，选择高效的设备和装置，有效降低污水处理厂运行能耗，直接减少城市污水处理厂的温室气体的排放。

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一、背景介绍：美国联邦和州的温室气体减排行动

奥巴马当选美国总统后，开始积极采取措施应对气候变化。美国国家环保局已经于2009年12月将二氧化碳认定为大气污染物，众议院也通过了一些综合性的气候变化法案，例如《美国清洁能源与安全法案》、《2010美国能源法》等。但是，政党和利益集团的斗争却使得这些立法迟迟不能被参议院通过。

尽管如此，联邦和各州仍采取了各种应对气候变化的措施。例如，美国国家环保局公布了新造及现有电站与工业污染的减排标准，并对各州了关于工业减排“最佳可用控制技术”（BACT）的指导性意见。各州也在积极地开展减排项目，例如9个州政府参与了关注州内交易机制的区域温室气体减排行动（RGGI），37个州设立了可再生能源使用的最低标准或目标。在交通领域，联邦或州关注对燃料和机动车生产者的规制，推动燃料和机动车产品结构的转型。采取的措施包括推行并提高公司平均燃料经济标准、推行低碳燃料标准和可再生燃料标准、鼓励环保车辆的生产和销售、制定机动车碳排放标准等。

加利福尼亚州在过去五十年一直是所有空气污染规制行动的领跑者。加州已经发现温室气体正在危害该州的自然资源、公共健康和福利。为此，加州空气资源委员会（Air ResourceBoard, ARB）颁布了一系列温室气体法令。加州于2006年通过了《加利福尼亚全球温室效应治理法案》（简称AB32），要求州温室气体排放在2020年前减少至1990年水平。在交通领域，加州空气资源委员会2007年设计实施了低碳燃料标准（Low CarbonFuel Standard, LCFS）来“为清洁交通运输科技创造一个持续性的市场”，使用“市场机制来稳定地引入低碳燃料”，旨在于2020年前从交通运输燃料中削减1600万吨的温室气体排放。

二、加州低碳燃料标准概述

低碳燃料标准规制的对象是燃料提供者（包括生产者和进口者），它为加州使用的燃料碳排放强度（单位燃料生命周期中产生的碳排放量）规定了逐步下降的标准，并通过市场交易机制鼓励企业使用碳排放强度低的燃料。具体做法如下：

（1）被规制的公司提供的每一种燃料都被设定了一个逐年下降的碳排放强度上限。

（2）被规制的公司有义务计算和报告实际使用的每种燃料的碳排放强度。计算方法基于一种专门计算交通领域温室气体排放的生命周期分析模型（Greenhouse gases, RegulatedEmissions, and Energy use inTransportation, GREET）。该模型从1996年研发至今经历了多次更新和严格的专业同行评审与公众审查。根据该模型，每种代用（非石油）燃料的碳排放强度可以通过以下方法之一来计算：

方法一是一种简化的、一般性的计算方法。该方法下的基准值是某类燃料的一般默认值，基于通常在加州销售的燃料的平均碳排放强度值设定。

方法二是一种特殊化的计算方法，对更低碳的清洁燃料生产者更为有利。

排放值低于生命周期平均值的燃料的生产商可以选择通过方法二获得专属的、低于默认值的特别碳排放强度值。

（3）将报告的实际碳排放强度值和标准值进行比较，碳排放强度高于适用标准的燃料会产生超标量（deficits），碳排放强度低于适用标准的燃料会产生达标余量（credits）。一般而言，企业使用化石燃料（如汽油、柴油）的超标总量必须等于或低于低碳替代燃料（如乙醇、可再生柴油、生物柴油）的达标余量，才能被认为执行了标准。

（4）高出的达标余量可以进行交易。企业可以通过在加州销售平均质量等于或高于标准的燃料来满足标准，也可以用往年剩余的账户盈余、从其它方面购买来的达标余量来抵消自身的超标量。被监管方根据它们对市场情况的成本收益分析自行选择满足低碳燃料标准的方式。可见，由于更低碳的低碳燃料能够让燃料供应商达标或通过销售达标余量而获益，所以很多更清洁的低碳燃料都在加州市场上获得了价格溢价，这激励了燃料提供商在提供的燃料结构中增加清洁燃料的比例。

三、案件诉讼过程和法院的论证

由于将燃料整个生命周期中的碳排放考虑在内，一些与地理位置相关的因素（燃料产地、运输距离等）会影响燃料的碳排放强度值，这使州外的燃料生产商感到压力，向法院起诉加州空气委员会，认为低碳燃料标准违反宪法中州际贸易条款，歧视州外的燃料生产商。

区法院在一审中支持了原告的诉讼请求，认定加州空气资源委员会的低碳燃料标准违反宪法中的州际贸易条款，并发出禁止令制止该标准的实施。加州空气委员会及其他原告向联邦第九巡回法院上诉后，法院撤销了禁止令，将案件发回原审法院重审。而后，一审原告石油公司和乙醇公司等又申请联邦最高法院审查该案件。2014年6月30日，联邦最高法院驳回了这个申请。

该诉讼争议的焦点在于，加州低碳燃料标准是否违反宪法中的州际贸易条款（早期的美国法院将宪法解释为排除州规制州际贸易的权力）。如果一州的法律对州外的组织构成了歧视，或者规制了完全发生在州外的贸易，则会被视为违反宪法而无效。虽然我国并不存在州法规制州际贸易的问题，但是在地方试点实施低碳燃料标准，从而产生类似贸易歧视的效果，依然是可能出现的问题。另外，法官逻辑严密的论证，以及在对碳排放规制及公平贸易的权衡中体现的智慧，值得我国借鉴。

第九巡回法院的判决在本案中至关重要。法官的论证首先肯定了考虑燃料生命周期这一科学问题的正当性，而后就标准是否构成歧视和是否规制了完全发生在州外这两方面对法律问题进行了分析。

首先，第九巡回法院认为，考虑燃料生命周期的碳排放强度计算方法是合理的。如果一种燃料在生产和运输过程中产生的温室气体高于末端燃烧产生的减排量，那么实际上就没有任何减排改善作用。区法院忽视了原料转化为燃料过程中消耗的电、生产制造乙醇的植物碳排放强度、以及对原料、乙醇和副产品（co-products）的运输产生的碳排放。对加州而言，产生在州内和州外的温室气体对气候变化的影响是相同的。即使这些因素与地理位置紧密相关，也不能否认这些因素影响着燃料的实际的碳排放，而这种实际碳排放是全面评价燃料的碳排放强度所必需的。

其次，法院认为，加州考虑与燃料生产运输过程中的运输距离和电力来源这两个因素没有对其他州燃料产品构成歧视。因为“这些因素对温室气体实际排放产生影响，继而影响加州，加州如果想削减温室气体排放，必须在评估替代性燃料时考虑所有引起温室气体排放的因素”，虽然加州低碳燃料标准中对不同区域分类设定不同的基准值，但这是为了准确评估和控制温室气体排放，而非为了保护本地的乙醇生产者。“这种分类考虑到不同地区的乙醇生产者使用的电力来源不同，例如中西部的乙醇生产者更可能使用以煤为原料的不清洁火电，而燃煤产生的温室气体排放也应当被计算。”总之，加州对燃料的规制是基于其碳排放强度，而非其产地，而碳排放强度的计算方法对州内和州外的燃料供应商都是平等适用的。“在这类案件中，既没有表面上的歧视，也没有出现不当的目的，证明歧视的举证责任特别高”，而原告并没有达到这种举证标准，所以法院认定不存在歧视。

最后，法院认为“加利福尼亚基于燃料的有害属性进行了适当的规制，它并没有控制完全在州外发生的乙醇生产和销售”，因为标准“没有采取任何措施确保加州的乙醇价格比其他州更低，也没有对违反标准的完全在州外进行的交易设定民事或刑事处罚”。“州际贸易条款并没有仅仅因为原告的产品被运输到州外，就保护原告使他人为其燃料产品造成隐藏的损害付出代价，燃料标准对州际贸易的影响是附属性的，并未控制完全发生在州外的行为。”

总之，第九巡回法院的判决否定了州法院关于加州低碳燃料标准违宪的认定，认为标准没有构成表面上或目的上的歧视，也没有规制州外的厂商，因此将案件发回原审区法院重审，并在判决之前撤消了州法院对该标准的禁止令。

原审原告如果仍认为标准违宪，需要证明标准“对州际贸易设定的负担明显超过了公认的本州利益”，并由法院进行利益权衡，但原告能够充分举证的可能性很小。

加州低碳燃料标准案是第一个处理“州采取产品生命周期分析的方式评价机动车燃料对全球变暖潜在影响”是否违宪这一问题的上诉案件。第九巡回法院认可了加州的燃料生命周期评估方法，认可不仅考虑使用清洁能源减少的温室气体排放，也考虑该燃料整个生命周期中的温室气体排放。这一案件对加州温室气体减排具有重要的意义。

四、对中国的启示

加州的低碳燃料标准对我国未来的低碳交通政策富有参考价值。

第一，对石油销售企业的规制对调整燃料生产和消费结构至关重要。在我国，发展低碳交通，使用清洁燃料是必要途径，但是目前清洁燃料的推广存在困难。以清洁燃料中的生物柴油为例，虽然《可再生能源法》、《可再生能源中长期发展规划》都鼓励生物液体燃料的生产和利用，甚至2015年出台了专门的《生物柴油产业发展政策》，但是，由于根据《可再生能源法》的规定，生物柴油只能销售给成品油流通企业。而如果成品油销售企业拒绝采购，生物柴油仍然难以进入成品油销售体系，这又导致生物柴油生产厂商生存困难。因此，未来的低碳交通政策中，应当对成品油销售企业设置激励，使其能够通过购买和销售更清洁的燃料而获利，继而使清洁燃料生产厂商有利可图，形成良性循环。

第二，低碳燃料标准的制定基于充分的科学技术论证和同行评审，采用了碳排放强度生命周期分析方法，通过科学模型计算出燃料原料植物种植、为种植植物而改变土地用途、燃料生产、转化、运输、使用等全过程的碳排放强度，有助于全面评估燃料产生的碳排放，而不会仅关注末端排放而顾此失彼。我国在制定类似的低碳燃料标准时，也应当纳入全过程管理思路和以科学模型为依据的排放规制模式。

第三，该标准体现了命令控制与市场机制相结合的规制手段。除了设定具体燃料的最高碳排放上限和默认值之外，交易制度的使用对企业改变其燃料生产比例、提供更多更清洁的低碳燃料提供了激励。随着中国低碳交通方面的法律法规的发展，也应结合命令控制与市场机制，将有关碳排放强度的交易机制纳入碳交易市场，此外，也应当完善碳排放强度的计算、报告机制和信息公开、社会监督。

篇11

全球气候变化是人类迄今面临的最重大的环境问题。近百年来全球气候变暖，从上世纪80年代中期开始，全球地表平均气温以每10年0.2℃左右的速率上升。温室气体所致的气候变化已经给自然和人类社会带来了恶劣影响，解决温室气体效应迫在眉睫，一种新的国际合作机制应运而生.这就是清洁发展机制(Clean Development Mechanism，简称CDM)。CDM项目能够同时满足帮助发展中国家实现可持续发展和帮助发达国家减少温室气体排放的要求，是一种双赢(Win-Win)选择。

1　气候变化与温室气体

1.1　气候变化

联合国政府间气候变化专门委员会(IPCC)的第三次气候变化评价报告中，对20世纪的气候变化结果进行了全新概括：过去的1000年中，20世纪增温最大，达到0.6℃。海平面升高0.1～0.2米；北半球季节性冻土最大面积减少了大约7％；1978年以来，北极地区平均海冰面积以每10年2.7％的速率退缩。并对21世纪的气候变化趋势进行了预测：全球平均气温将升高1.4～5.8℃，海平面将上升0.09～0.88米；旱与涝、热浪与寒潮频次将增加；冰川、冰盖将退缩；即使温室气体浓度稳定后，其影响也还将持续若干世纪。根据新的证据以及考虑到不确定因素的情况下，得出结论：在过去50年所观察到的全球变暖是由于温室气体浓度的增加而导致。

1.2　温室气体

温室气体主要有6种：二氧化碳Carbon dioxide(CO2)、甲烷Methane(CH4)、氧化亚氮Nitrous oxide(N2O)、氢氟碳化物Hydrofluorocarbons(HFCs)、氟化碳Perfluorocarbons(PFCs)、六氟化硫Sulphur hexafluoride(SF6)。这六种温室气体对气候变化影响巨大。人们以CO2为参照，采用“全球变暖潜势”(global warm-ing potential，简称GWP)参数，即单位重量温室气体排放在100年周期内对大气温室效应的贡献，来衡量各种温室气体对气候变化影响的相对能力。

随着能源产品的大量消耗，温室气体的排放源越来越多，排放量也越来越大。例如，工厂的废气、垃圾、汽车的尾气等等。中国目前是世界最大的碳排放国家，碳排放量是其10年前的9倍，是10年前全球的碳排放总量。全球的碳排放量增幅过快。

有关观测分析表明，大气中的温室气体浓度呈现越来越高的变化趋势。工业革命前大气中的温室气体浓度约为280ppm(10-6)，现在温室气体浓度约为360～370ppm，预计2050年温室气体浓度约为：550ppm。因此，人类必须采取适当的碳减排行动，减少人为温室气体排放，减缓气候变化的不利影响以保护气候。

2　CDM的内涵与核心内容

2.1　CDM的内涵与核心内容

为应对气候变暖，全球减排行动萌动。1997年12月，160个国家在日本京都签署通过了联合国气候变化框架公约《京都议定书》(UNFCCC Kyoto Protocol)。《京都议定书》的基本内涵可以用一个时间和排放指标加以说明。即在2008-2012的5年问，发达国家必须将排放总量在1990年的排放基础上平均减少5.2％。同时，在第一承诺期期间，发展中国家不承担减排义务。为了帮助这些国家有效实现其减排承诺，《京都议定书》同时提出三个基于市场的域外减排的弹性机制，其中受到公众普遍关注的是清洁发展机制。

清洁发展机制(CDM)是《京都议定书》确定的一种基于项目的、发达国家和发展中国家合作进行温室气体域外减排的机制。CDM包含双重目的：帮助发达国家实现其减限排承诺，帮助发展中国家实现可持续发展，所以CDM被普遍认为是一种“双赢”机制。发达国家在国内减排CO2所花费的成本比较高，在该机制下，具有法定减排义务的发达国家就可以通过购买发展中国家的减排额――经核证的减排量(CERs)，以完成自己的限排、减排目标：并且可以大幅度降低其在国内实现减排所需的高昂费用。据悉，在日本境内减少1吨二氧化碳的边际成本为234美元，美国为153美元，欧洲国家为198美元。如果日本要实现在1990年基础上减排6％温室气体的目标，其将损失GDP发展量的0.25％。而发达国家在发展中国家进行CDM项目合作，减排的边际成本可降到20美元/吨二氧化碳。同时，发展中国家通过CDM项目合作，可以通过这种非传统的吸引外资的途径，获得清洁发展的资金或者技术，帮助发展中国家减少温室气体排放，有助于实现自己的可持续发展。

2.2　CDM项目减排效益的额外性问题

2.2.1　CDM项目减排效益的额外性问题是CDM方法学的一个核心问题，涉及发达国家和发展中国家进行CDM项目减排额转让交易时的全球环境效益完整性。

2.2.2　CDM项目减排效益的额外性含义。CDM项目活动产生的减排量相对于基准线而言额外的，也就是说：这种项目活动在没有外来的CDM支持下，存在财务、技术、融资、风险和人才方面的竞争劣势与障碍因素，仅仅靠国内条件难以实现，因而该项目的减排量在没有CDM时就难以产生或无法产生。换言之。如果某项目活动在没有CDM的情况下能够正常运行，那么该项目的减排量就成为基准线的组成部分，也就没有减排量的额外性可言。额外性和基准线是CDM项目合格性问题的两个互为依存的条件。

2.2.3　额外性的必要性。CDM项目合作对发达国家而言，本质上是换了一个地方实现低成本的碳减排，而发展中国家在自己的经济和科技发展进程中也在不断实现减排，这和CDM减排量无关；发达国家就必须将在发展中国家自身基准线减排的基础上通过CDM项目获得的额外的减排量，作为抵销额代替国内须付出高成本才可得到的减排量，这样才能符合公约附件一国家履行减排义务的环境目的，确保CDM的全球环境效益完整性，带来实质性减排。事实上，一个发达国家和一个发展中国家进行CDM减排量交易前的排放量应当和交易后的相等，只是减排总成本下降了。

2.2.4 额外性具有时效性。随着技术进步和国产化、商业化进程，有些项目会逐渐失去额外性；所以需要把握时机，把握发展趋势，确保CDM项目在减排量计入期内具有充分的额外性。

2.2.5 额外性具有地域性。由于燃料价格、技术发 展水平或厂址选择的地区差异，同一项目类型可能在不同地区具有不同的额外性论证结果。这时需要因地制宜，准确地识别和论证为什么拟议的CDM项目在当地具有额外性。

3　全球清洁发展机制的发展现状

3.1　第一个CDM项目

2004年11月，全球第一个CDM项目注册成功。这个项目位于巴西的里约热内卢，项目目标是通过收集垃圾填埋的甲烷气体用以发电来减少温室气体的排放；而且这个项目对于当地也有着直接的环境效益。该项目计划每年减排31,000吨甲烷气体，对于全球变暖的趋势来说。这相当于减少670,000吨二氧化碳。该项目对巴西其他地区和全世界的CDM项目有着非常重要的示范与指导意义，这个项目的成功注册标志着清洁发展机制实施的新阶段的开始。

自此以后，CDM得到广泛认可，并在全球的项目市场迅速崛起与发展。

3.2　全球CDM项目状态

截止到2010年8月1日，全球共有6281个CDM项目进入CDM市场，除49项目自动撤消，172个项目被EB拒绝，158个项目被美国能源部负验证和695个项目被美国能源部终止验证外，有5365个CDM项目正处在不同的进程中。

表4列出了全球CDM项目在不同阶段的进展情况。从中可以看出，当前有2918个项目处于核查阶段，占项目总数的46.46％；有2306个项目在EB正式注册成功，占CDM项目进程总数的36_71％；而注册成功且获得签发CERs的项目仅有748个，占项目总数的11.91％。从各阶段的项目数可见，全球大部分项目尚处于CDM进程的初级阶段，距项目最终获得签发CERs仍有很长的路要走。

3.3　CDM项目的项目类型分布

在全球的5365个CDM项目中，项目数量最多的是水电项目，共计1464个项目；其次是风项目，共计1006个项目；核证减排量/年最多的也是水电项目，位居第二的也是风项目；核证减排量得到注册签发的项目数量最多的是氢氟碳化物(HFCs)，占签发总量的52％，其次是氧化亚氮(N2O)项目，占签发总量的23％。(数据来源：)

3.4　获得CERs签发的CDM项目类型

全球CDM项目获得CERs签发的有748个项目，获得CERs签发项目数量最多的是水电项目，共计167个项目；其次是风项目，共计159个项目；位居第三的是生物质能项目，共计127个项目。(数据来源：)

3.5　全球CDM买家分布

截止到2010年8月1日，购买项目数量最多的是益可环境公司，共计296个项目；其次是Tricorona瑞典碳资产管理机构，共计173个项目；位居第三的是法国电力贸易公司，共计1 73个项目。(数据来源：)

3.6　中国、印度、巴西和墨西哥的CDM项目市场现状

中国、印度、巴西和墨西哥等发展中国家作为减排量供应国逐渐成长起来，成为CDM市场的主要供应国，一直占据全球CDM市场份额的80％左右。印度作为最早开展CDM项目的国家之一，2005年底CDM项目的预期年减排量就占据全球总份额的25％以上，签发CERs占据全球签发总量的46％以上。2005年，中国正式加入CDM市场，凭借我国巨大的温室气体减排市场及政府的正确引导与支持，中国CDM项目异军突起。

中国、印度、巴西和墨西哥四国在全球CDM项目市场上持有的市场份额详见下图。

4　我国CDM发展现状

自2005年正式开展CDM项目起，中国CDM市场发展保持高速发展态势。由于我国能源消费量大、利用效率落后国际先进水平大约10％左右，因而节能减排潜力巨大。从当前我国CDM市场总体进展来看，今后我国CDM项目将逐步进入注册和签发的高峰期，EB批准我国CDM项目及CERs的签况在逐年快速增加，在全球CDM市场份额有望进一步加大。目前中国CDM注册项目减排量居全球首位。

中国已成为发达国家减排温室气体的重要合作伙伴。例如，法国购买中国360万吨二氧化碳减排量，世行买下南钢65万吨二氧化碳减排权，丹麦购买国能生物二氧化碳减排指标63万吨，武钢与意大利开展CDM项目合作。另外，我国已设立近30个省级清洁发展机制技术服务中心。

截至目前，我国在各个领域经批准的项目共计2597个，其中新能源和可再生能源类型为181 7个，节能和提高能效类型为477个，甲烷回收利用类型为175个，燃料替代类型为46个，N2O分解消除类型为27个，HFC-23分解类型为1 1个，垃圾焚烧发电类型为6个，造林和再造林类型为5个，其他类型为33个。

4.1　中国CDM注册现状

中国在EB获得注册的CDM项目共计914个，在各省区分布中以云南省最多，有109个，内蒙古有86个，四川有81个；在项目类型分布中，新能源和可再生能源类型为715个，节能和提高能效类型为78个，甲烷回收利用类型为55个，燃料替代类型为1 7个，N2O分解消除类型为25个，HFC-23分解类型为11个，垃圾焚烧发电类型为4个，造林和再造林类型为2个，其他类型为7个。

4.2　中国CDM项目CERs签发现状

截止2010年7月15日，中国CDM项目获得CERs签发的项目达258个，估计年减排量达134,369,099 8tCO2e。其中内蒙古获签数量最多，为29个，年减排量达29,548,519.0t CO2e；位居第二的是云南省，为22个，年减排量达25,639,588.OtCO2e。

安徽省位于第22位，有5个CDM项目获签，年减排量达570，225.4tCO2e。

截止2010年7月15日，中国在EB获得CERs签发的CDM项目共计258个。在项目类型分布中，新能源和可再生能源类型获签192个，年减排量达23,543,931.8tCO2e；节能和提高能效类型获签27个，年减排量达13,044,138tCO2e；甲烷回收利用类型获签为1 5个，年减排量达7,988,358tCO2e；燃料替代类型获签6个，年减排量达4,920,081tCO2e；N2O分解消除类型获签6个，年减排量达17,923,987 tCO2e；HFC-23分解类型获签11个，年减排量达66,798,446 tCO2e垃圾焚烧发电类型获签1个，年减排量 达7,988,358tCO2e。

5　CDM项目的可持续发展障碍

CDM市场在短短几年时间内得到了快速发展，但从当前的形势来看，全球CDM市场的进一步可持续发展仍面临着巨大的挑战。

5.1　复杂的程序和规则阻碍了CDM市场的发展

为了确保CDM项目的公开、公正和透明，EB对CDM项目开发、申请注册、DOE的审查、核定以及CERs签发等各个环节都有十分明确与严格的规定，这使得项目稍有不慎就可能被提出疑义而进入复审，加之项目的申请周期在逐渐增长，极大降低了效率，导致大量项目在CDM进程中堆积、等待注册或签发CERs。据统计，在当前6281个处于CDM进程中的项目中，有2918个(占项目总数的46.46％)刚到项目注册前期的审查阶段，距离项目顺利获得签发CERs仍有很长的过程。

5.2　项目的延期使全球付出巨大代价

项目的延期已成为CDM市场不可持续和引发市场情绪的主要风险之一。一个CDM项目从审查到注册往往需要花费1至2年时间。如不改观，全球将为之付出巨大代价。因为项目延期将导致项目业主无法获得项目的预期减排收益，将导致不能及时获取有效的资金来源，使得项目业主的资金链处于危险状态，极有可能导致项目最终失败，预期的环境效应也得不到实现。

5.3　熟悉CDM项目专业知识和技能的专业人才奇缺。

CDM项目开发、申请注册、DOE的审查、核定以及CERs签发等每一个环节都有特别明确与特别严格的规定，操作人员短时间内突击学习也难以掌握CDM的专业知识，必须经过一个系统的培训与学习过程，但目前这一专业才能还没有受到公众关注，此类专业人才奇缺。许多项目业主开发CDM项目时由于找不到专业人员和信息平台，面对国际碳排放交易市场无从入手。如江西丰城源洲煤层气发电有限责任公司是中国第二家拿到CDM项目交易资金的煤层气发电企业。2007年9月份就在联合国注册成功，由于缺乏专业知识和信息，最后无奈以定价方式将每年16万吨的二氧化碳减排量以10.6美元/吨的低价卖给国外中介机构。

5.4　CDM项目普遍技术含量不高，没有额外引进或得到国外技术转让

篇12

3、这些气体就像罩在地球外面的“温室”，它们让太阳辐射自由通过，却大量吸收地面反射或散发的辐射——辐射的能量进来容易出去难，这使地球表面温度上升，此过程可称为“天然的温室效应”。但由于人类活动释放出大量的温室气体，结果让更多红外线辐射被折返到地面上，加强了“温室效应”的作用。于是，地球就“发烧”了。