工业排放CO2

工业排放CO2（共7篇）

工业排放CO2 篇1

0.引言

CO 2是目前排放气体中最主要的温室气体, 其大量排放会导致全球气候变暖, 若不及时加以控制, 将来会给人类带来毁灭性的灾难。近年来, 随着中国经济的快速发展, 能源消耗迅速增长, CO 2排放量同步急剧攀升, 2007年中国能源消费总量达到了26.5亿吨标准煤, 荷兰研究机构“荷兰环境评估局” (MNP) 公布的数据显示, 2007年中国的CO 2排放量为67.2亿吨, 约占世界总排放量的1/4, CO减2排压力巨大。

工业生产中的燃料消耗是CO 2排放的一个重要来源, 目前中国生产企业的燃料组成比较复杂, 煤炭、重油、

轻柴油以及气体燃料等都在广泛应用, 其中气体燃料的推广应用尤为迅速。目前作为工业煤气应用的常用气体燃料, 按煤气热值从高至低区分, 有液化石油气、天然气、焦炉煤气、转炉煤气、发生炉煤气和高炉煤气等。本文仅就以上常用工业燃料煤气在生产应用过程中CO 2排放强度问题, 进行分析探讨。

1. 工业燃料煤气的应用现状

中国天然气和液化石油气资源较为紧张, 主要作为民用气源供应, 大量的作为工业用气, 在供应稳定性的保障方面存在严重的风险, 而且随着石油价格与国际接轨趋势的发展, 作为石油衍生品的天然气和液化石油气, 势必受到国际因素的影响, 目前天然气和液化石油气多用于燃气消耗量较小, 或企业最终产品附加值较高的行业。

焦炉煤气是焦化厂焦炉炼焦的副产品, 具有较强的价格竞争优势, 而且随着民用气源领域的“天然气进、焦炉煤气退”形势的日益推进, 焦炉煤气的工业供应量日益充足。但是, 对于焦化厂而言, 其主要产品焦炭的市场供需情况, 决定着焦化厂的开工率, 从而直接影响到焦炉煤气供应的稳定性, 目前焦炉煤气多用于企业自备电厂或距离焦化厂较近的企业。

转炉煤气和高炉煤气作为钢铁冶炼的副产煤气, 有着极高的利用价值, 但是转炉煤气和高炉煤气热值较低, 远距离输送的经济性较差, 同时作为钢铁冶炼的副产品, 其生产受钢铁市场供需关系的影响, 长期供应稳定性无从保证, 一般多为钢铁厂自用。

发生炉煤气气化煤种和炉型选择比较灵活, 系统操作比较简单, 设备投资相对较少, 而且企业自建煤气站后, 可以根据企业产品的市场行情, 自行确定系统开工率, 自主性较强, 目前, 发生炉煤气在诸如陶瓷、玻璃、化工、机械及冶金等行业的应用较为广泛。

2. 工业燃料煤气的过程CO 2排放

工业燃料煤气生产、净化、输配和应用过程中, 需要消耗额外的水、电、汽及其他辅助原材料等, 这些水、电、汽及其他辅助原材料的生产及输送过程中同样存在CO 2排放, 随着节能减排技术的推广, 煤气生产过程需要的水蒸气多由系统余热利用产生, 而外部水的供应量和其他辅助原材料的应用量较少, 所以工业燃料煤气的过程CO 2排放的核算, 一般仅考虑其生产、净化及输配过程用电的间接CO 2排放, 和其应用过程燃料本身造成的CO 2排放, 以及辅助燃烧用电造成的间接CO 2排放。

企业用电造成间接CO 2排放, 其排放强度与电力工业燃料结构、能源利用率水平等因素相关, 受一次能源结构的影响, 中国电力工业燃煤发电的比例高达83%, 耗煤比重占中国煤炭产量的50%以上, 同时, 中国电力工业的能源利用率水平相对落后, 全国平均供电煤耗为374gce/ (kW.h) , 每供电1kW.h排放CO 2量约为0.845kg【1】。

2.1 工业燃料煤气生产、净化及输配过程的CO 2排放【2, 3】

由于油气田及煤矿的性质状况不同, 开采工艺技术存在差异, 而且各应用地与气源或煤矿的运输距离相差悬殊, 天然气、液化石油气及煤炭开采与运输过程的能耗相差较大, CO 2排放强度相应存在较大差别, 所以在CO 2排放核算时暂不考虑天然气、液化石油气及造气用煤炭, 在开采和运输过程中造成的CO 2排放;同时由于焦炉煤气、高炉煤气、转炉煤气为炼焦和钢铁冶炼过程中的副产品, 所以不考虑其生产过程中的CO 2排放, 仅就其净化和输配过程耗电产生的CO 2排放进行核算。生产、净化及输配每GJ热量的工业燃料煤气, 其CO 2排放量参见表1。

2.2 工业燃料煤气应用过程的CO 2排放【4】

2.2.1 煤气燃烧的CO 2排放

煤气燃烧过程中, 煤气中的CO 2保持原态排放, 其他可燃成分中的碳元素则绝大部分转化为CO 2排放, 只有极其少量转为CO排放, 常用工业燃料煤气的成分、热值及燃烧CO 2排放量参见表2, 为计算方便起见, 表中就每种煤气仅列出一种组分比例。

2.2.2 辅助燃烧系统的CO 2排放

工业燃料煤气应用过程的CO 2排放, 除燃料自身燃烧时释放的CO 2外, 还包括燃料燃烧过程中, 助燃空气供给与烟气排放消耗电力所造成的CO 2排放, 常用工业燃料煤气辅助燃烧系统电耗及CO 2排放量参见表3。

注:助燃风压力取2500Pa;引风压力取1000Pa;烟气温度取250℃;风机系统效率取0.75。

2.3 工业燃料煤气应用过程中的CO 2排放量

综上所述, 工业燃料煤气的过程CO 2排放, 由煤气生产、净化和输配过程、煤气燃烧过程和燃烧辅助过程产生, 其CO 2过程排放量及总排放量参见表4。

3. 结论

工业燃料煤气的过程CO 2排放中, 煤气燃烧产生的CO 2最多, 约占总排放量的92-98%, 其次是煤气生产、净化和输配过程耗电产生的间接CO 2排放, 约占总排放量的2-8%, 燃烧辅助系统耗电产生的间接CO排2放量最少。几种工业燃料煤气中, 以焦炉煤气单位热量的CO 2排放强度最低, 其次是天然气、液化石油气、发生炉煤气、转炉煤气和高炉煤气, 燃烧同等热量的煤气, 焦炉煤气CO 2排放量约为天然气的89%, , 其主要原因是焦炉煤气中氢气含量较高, 结合中国一次能源结构形势, 发展以煤为原料生产富含氢气的人工煤气技术, 符合中国能源安全和温室气体减排战略。

参考文献

[1]钱伯章, 节能减排—可持续发展的必由之路[M], 北京:科学出版社, 2008年4月

[2]煤气规划设计手册编写组, 煤气规划设计手册[M], 北京:建筑工业出版社, 2008年4月

[3]王永刚等, 转炉煤气干法净化回收技术与湿法技术比较[J], 工业安全与环保, 2008, 34 (5) :10-12

[4]冶金工业出版社, 燃料及燃烧[M], 北京:冶金工业出版社, 2004年2月

工业排放CO2 篇2

在水泥生产过程中,为提供原料反应所必需的能量和温度,需要消耗一定的燃料,燃料的燃烧产生大量的CO2。水泥工业CO2的排放包括直接排放和间接排放两部分。直接排放来自于化石燃料燃烧和石灰石的分解,间接排放来自于生产过程中因使用火力发电所导致的CO2排放。水泥工业减排CO2对于缓解气候变暖具有深远影响[2]。因此,世界各国在考虑CO2减排时,都把水泥工业作为一个重要领域来对待。

本文介绍了国际水泥工业CO2的排放估算方法,以及国外各主要水泥工业大国CO2的减排措施,为我国水泥工业CO2减排的评价和今后发展提供参考。

1 国际水泥工业CO2排放估算方法

目前,国外水泥工业计算CO2排放量主要是基于2006年政府间气侯变化专门委员会(IPCC)在《国家温室气体清单编制指南》中推荐的方法。这种方法是以单位熟料为基准,先确定各种排放源的排放系数,再根据水泥的产量和熟料系数求得排放总量。有的计算考虑间接排放,有的则不考虑。

Sheinbaum等[3]采用IPCC法就墨西哥工业的能源使用对CO2排放的影响进行了分析评价。分析过程分3个阶段进行:首先,调查墨西哥各工业部门的能源强度和能源消费总量;其次,分析工业部门下属各行业燃料燃烧的最终能源消耗,计算墨西哥全部工业与能源消耗连带的CO2排放总量,分析能源消耗的变化情况;最后,根据全国工业一次燃料总量的变化和发电使用燃料总量的变化,计算CO2排放的总量。为了评估工业与能源消耗连带CO2排放的变化情况,采用式(1)对所有工业部门的CO2排放量进行计算:

式中:QCO 2为工业部门当年CO2排放总量,t;j为工业下属部门的类别;k为燃料的种类;G为工业国民生产总值(GDP),美元;Sj为j部门GDP与工业GDP的比值;Ij为j部门每单位GDP消耗的能量,又称能量强度,GJ/美元;Ck为燃料k的CO2系数;Fkj为j部门所用燃料k的量占j部门工业能源消耗总量的比值。

Garg等[4]采用式(2)对一个国家的CO2排放总量进行评估。

式中:TE为CO2排放的总量,t;D为排放地区;S为排放源;Ss为排放部门;AL为活动水平;EC为排放系数。针对水泥行业,CO2排放源主要指:碳、油和天然气的燃烧;油和天然气的萃取、精炼和加工;碳的开采、水泥的公路和铁路运输。CO2排放部门主要指水泥的生产厂。通过该方法计算出了1998年印度水泥行业CO2的排放系数为0.5,即每生产1t水泥所产生的CO2为0.5t。

为分析评价不同发展中国家水泥生产的能源使用效率和CO2减排潜能,Price等引入了能量效率指数(EEI)。Price以西雅图AshGrove水泥厂的生产技术水平为基准(认为该厂的能量效率最佳,EEI为100%),定义各个发展中国家的EEI为该国水泥工业的实际能量强度与所选基准的能量强度之比,并且以能量强度的差异分析CO2的减排潜能。分析指出:如果能达到所选基准,巴西、中国、印度和墨西哥水泥行业1995年的CO2排放量可分别减少1.13,44.54,5.80,1.50Mt,其中中国水泥工业1995年的CO2排放量可降低37%。

目前,国际上主要采用生命周期评价(LCA)法[5,6]和动态体系(SD)法[7,8]评价各因素对CO2排放的影响,以确定减排方案。

1.1 LCA法

LCA法也叫生命循环过程模型(LCPA)法,是基于排放系数和能源消耗量按系统路径(“从摇篮到坟墓”或“从摇篮到出厂”)评价产品生产或工业过程CO2排放的一种系统方法。采用该方法对水泥工业进行评价时,首先需确定研究目标及范围,即研究目的、研究结果使用者、研究对象、研究的边界条件;其次,确定编目,即工艺流程图绘制、数据收集、系统边界确定、数据处理;最后进行环境影响评估,即采用一定的换算模型将编目分析过程得到的关于产品寿命周期的大量环境数据转换为可比较的环境影响指标进行评估。采用LCA法对水泥工业进行评价所需的水泥寿命周期流程示意见图1。

1.2 SD法

SD法是按时间步长,动态模拟评价系统中各种因素对产品或工业行为影响的一种系统方法,具有宏观预测作用。采用SD法对水泥工业的CO2排放进行评估时,首先需确定影响水泥工业CO2排放的因素,即人口增长率、GDP增长速率、技术进步程度等;其次,绘制因果回路图,定性表示与水泥生产相关的一些交互作用和相应的CO2排放;第三,绘制流程图,展示SD模型中的物理信息流;最后,模拟、产生运行方案,模拟计算水泥工业的能耗、熟料量、产品结构和CO2排放量,在此基础上产生一个基本方案和多个改进方案。

水泥工业的SD模型因果回路量图中包括很多子系统流程图:表示人口数量、水泥需求量和总熟料使用量之间相互作用的子系统流程图;计算电能和热能消耗及CO2总排放量的子系统流程图;综合煤耗、粉煤灰生产量、生铁生产量和矿渣供应量的子系统流程图;计算原料(石灰石、原煤)由矿山运抵水泥厂过程中CO2排放量的子系统流程图;计算水泥由生产厂运抵市场过程排放CO2的子系统流程图。

2 国外水泥工业CO2减排的技术措施

目前,国外水泥工业在CO2减排方面采取了各种有效措施,已取得显著进展。通过这些措施,能够减排CO2或将CO2分离,随后将其储存或处理,从而实现CO2的回收利用。

2.1 欧洲

欧洲国家主要通过以下途径实现水泥工业CO2减排:(1)采用先进的节能技术及工艺,提高水泥窑炉的能量利用率以减少CO2排放;(2)通过实施节电技术及采用节电设备降低电耗,减少与发电相关的CO2排放;(3)通过集约化、规模化生产减少CO2的排放;(4)使用替代原料作为生产熟料的原料;(5)使用磨细的矿渣、粉煤灰、天然火山灰或石灰石细粉来替代熟料,到2010年,西欧的熟料系数将从目前的0.77降至0.73[9],从而使CO2排放系数降至0.62左右;(6)大量使用某些废弃物作为水泥窑炉的二次替代燃料,2005年欧盟成员国水泥工业二次燃料的平均替代率为12%,荷兰高达72%,瑞士、比利时、奥地利和法国的替代率为27%~31%;(7)提高水泥的品质,延长水泥、混凝土的使用寿命,以减少水泥的用量。

英国除采取与大多欧洲国家相同的减排途径外,还进行了详细的规划。英国计划在2010年前,在水泥工业CO2减排新技术方面投资3.5亿英磅,措施包括扩大废弃物燃料的使用、降低填埋和焚烧过程中CO2的排放量等,预计替代燃料的使用将从1998年的6%增至2010年的15%。该国还规划深入研究碳捕获方案,规范低值热源利用装置的优化设计方案,掌握可持续发展水泥工业的关键问题,并努力在建筑过程中激发水泥和混凝土的潜在性能。

到2030年前,在评价体系方面,英国水泥工业协会将建立合理的评价体系,以便更好地反映由于窑效率改进、替代或升级到更高标准所取得的额外CO2减排量,并借助基于《京都议定书》进行的关于CO2减排项目联合行动,及水泥公司的清洁生产机制,使成本最小化。减排技术的努力方向包括:高效用电,减少间接排放;合理有效使用运输车队和选择高效节能设备,减少厂外运输排放;扩大混凝土中氢氧化钙晶体再碳化生成碳酸钙的效果;扩大使用可再生含氢量高的生物质燃料;试验新的建筑方案,提高混凝土的耐久性,减少水泥基胶凝材料的用量;进一步评估CO2减排目标,以反映通过改进窑效率和替代或升级到更高标准所取得的额外CO2减排量;2050年前,通过原创性技术的研发,例如使用非石灰石基的胶凝材料,减少在水泥制造过程中CO2的排放;在水泥工业生产中应用CO2捕获和分离技术;推进节能建筑,最终使水泥工业成为一个低消耗基础材料的工业;生产适宜多气候变化环境的建筑所需的材料。

2.2 澳大利亚

早在1997年澳大利亚的水泥企业便与澳大利亚政府签订了自愿协议,开始实施温室气体减排计划。该计划要求企业每年都必须以工业发展草案的形式,向政府递交本年度温室气体排放报告———温室能量管理系统(GEMS)。2005年的调查结果显示,该协议已取得成效,减排效果达47%,优于1997年所签协议中规定的减排目标,同时每吨胶凝材料的CO2排放量减少21%。

上述成果得益于澳洲水泥企业采用了一些国际领先的技术成果,这些技术包括:(1)使用预分解窑生产熟料;(2)在粉磨设备上安装高效分级机;(3)在收尘器上采用动力控制;(4)开始对余热回收利用;(5)采用低能耗传送系统输送设备材料;(6)使用温室气体排放低的燃料替代煤;(7)使用温室气体排放低的原料替代石灰石;(8)使用工业废渣作为辅助材料替代混凝土中的水泥;(9)建立温室气体捕集体系。

2.3 日本

日本水泥工业在CO2减排方面主要采取的技术措施有:

(1)使用低温余热发电技术。该技术实施的前提条件是干式回转窑(PC窑)装置系统的大型化。1995年日本的每吨熟料发电量就达35kW·h左右,约有50%的水泥窑都配有余热发电装置,全国回收的电能约为水泥工业耗电的30%。2003年日本全国投产的水泥窑有64台,窑的平均生产能力为4 180t/d,全部均为PC窑,多数为4级预热器窑,生产熟料80 300kt,有近80%的水泥窑都有纯低温余热发电系统,全国平均每吨熟料发电量近40kW·h,全国回收电能已达水泥工业电耗的48%,水泥工业近一半的电能为自供[10];

(2)使用辅助水泥材料。日本政府规定水泥工业每生产1t水泥应利用废弃物400kg,目前包括太平洋水泥株式会社和三菱综合材料株式会社在内的大型水泥企业实际熟料利用量均已达300kg/t[11];

(3)加大生态水泥的研发力度。日本的小野田和太平洋水泥株式会社在日本政府的资助下,于20世纪80年代末,开始研发“生态水泥”生产线,采用城市垃圾焚烧灰和下水道淤泥为基本原料进行水泥生产。目前日本正着手进行生态水泥标准的制定工作[12]。

2.4 美国

2001年,全球有超过150个国家生产水泥,美国水泥年产量为9.1×107t,仅次于中国(6.61×108t)和印度(1×108t)。水泥种类主要为波特兰水泥和砌筑水泥,其中波特兰水泥占90%以上。

1970年到90年代初期,美国水泥工业能量消耗呈下降趋势。1992年至1993年,年平均增长率为4.5%。美国水泥工业能量消耗的下降归因于干法工艺对湿法工艺的逐步取代。美国水泥工业CO2减排主要通过以下技术途径:(1)采用干法工艺代替湿法工艺;(2)用低碳燃料取代高碳燃料;(3)用混合材料取代水泥熟料;(4)从烟气中捕获和储藏CO2。

3 结语

自1985年起中国水泥产量已连续23年居世界第一。2007年中国水泥产量为1.36×109t,占全球水泥总产量的50.37%,全球第二大水泥生产国印度仅占6%。对国际水泥工业CO2排放计算方法进行深入研究,可为正确、客观地评价我国水泥工业CO2排放提供参考;通过对国外各主要水泥生产区域和国家减排措施的总结,根据中国水泥工业发展的实际情况,可更为合理有效地利用各种资源。这些工作将对我国水泥工业顺利承担CO2减排任务具有积极意义。

摘要：全面分析了国际主要工业化国家和区域水泥工业中CO2排放状况,介绍了以生命周期评价法和动态体系法为代表的CO2排放估算方法和国外各主要水泥工业大国CO2减排措施,为合理评估我国水泥工业CO2排放状况提供了参考。

关键词：水泥工业,CO2排放,全球变暖,能耗,可持续发展

参考文献

[1] Ernst W,Lynn P,Nathan M,et al.Carbon dioxide emis-sion from the global cement industry.Annu Rev EnergyEnviron,2001,26(5):303~329

[2] Cahn D,Greer W,Moir R.Atmospheric CO2and the UScement industry.World Cement,1997,(8):64~68

[3] Sheinbaum C,Luis R V.Recent trends in Mexican indus-trial energy use and their inpact on carbon dioxide emis-sions.Energy Policy,1997,25(7~9):825~831

[4] Garg A,Bhattacharya S,Shukla P R,et al.Regional andsectoral assessment of greenhouse gas emission in India.Atmos Environ,2001,35(15):2 679~2 695

[5] Gabel K,Forsberg P,Tillman A M.The design andbuilding of a life cycle-based process model for simulatingenvironmental performance,product performance and costin cement manufacturing.J Cleaner Production,2004,12(1):77~93

[6] Carlson R,Tillman A M,Steen B,et al.LCI data model-ling and a database design.Int J Life Cycle Assessm,1998,3(2):106~113

[7] Ford A.Testing snake river explorer.System DynamicsReview,1996,(12):305~329

[8] Saysel A K,Barlas Y,Yenig O.Environmental sustai-nability in an agricultural development project:a systemdynamics approach.J Environ Manag,2002,64(3):247~260

[9] Joachim H.Development of clinker substitutes in thecement industry.Z K G Int,2006,59(2):58~64

[10]高长明.循环经济与水泥工业的“四零一负”战略.新世纪水泥导报,2005,11(3):1~4

[11]李慧芳.我国水泥工业发展循环经济的主要途径和潜力分析.中国水泥,2005,18(4):29~31

工业排放CO2 篇3

1 材料与方法

试验地位于福建师范大学旗山校区地理科学学院实验楼前草地(119°12′12.95″E,26°01′58.28″N)。该区属亚热带季风气候,年平均降水量超过1 300 mm,年平均气温为10.8~28.8。试验地草坪植物为亚热带马尼拉草(Zoysia matrella),属暖季型草种,在我国亚热带地区的城市绿化中广泛使用[5]。

研究选取于2015年11月白天的不同时段(08:50—16:50,每2 h一次)。选择生长状况基本一致的草坪,随机设置5块面积大小相同的样地,每块样地均设置2种处理:用红外气体分析法测定保持自然状态的草坪、齐地面剪掉植物地上部分的草坪。在测定前24 h布设土壤隔离环,采用Li-8100气体测量系统测定土壤呼吸强度。本次实验中采用的土壤隔离环直径为20 cm,高度为10 cm,将其置于土壤中后,距土壤表面2~3 cm。

2 结果与分析

从图1中可得,在测定的时间段内,无论草坪是否经过修剪,草坪生态系统CO2通量变化幅度不大。未经修剪的草坪生态系统CO2呼吸通量在08:00—10:00出现峰值,经过修剪的草坪生态系统,CO2呼吸通量在10:00—12:00出现峰值。而齐玉春等[6]研究发现内蒙古半干旱草原土壤呼吸速率的最大值出现在13:00—14:00。这主要原因是不同区域及不同地带间水热条件的变化。未修剪的草坪生态系统比经过修剪的草坪生态系统CO2日排放量高。有学者研究认为修剪能减少植物所吸收的产物补给,并可能对植物生长土壤温度、土壤表层的有机质产生影响,从而影响土壤CO2的释放速率[7,8]。这主要是因为修剪与草坪生态系统碳吸收、储存能力具有一定相关性[4]。

3 结语

通过本次研究可知,修剪能够降低草坪生态系统CO2排放,表现出较大影响。由于本次实验时间有限,日后还可从以下角度进一步探讨:修剪频率、程度、面积大小是如何影响草坪生态系统CO2排放;亚热带马尼拉草坪生态系统呼吸强度是否存在周期性变化规律等。

参考文献

[1]Meyer W B,Turner B LⅡ.Changes in Land-use and Land Cover:A Global Perspective[M].London:Cambridge Univ.Press,1994:125-145.

[2]Smith S D,Huxman T E,Zitzer S F,et al.Elevated CO2increases productivity and invasive species success in an arid ecosystem[J].Nature,2000(408):79-81.

[3]高伟平,周禾,熊雪.修剪频率对混播草坪土壤呼吸特征的影响[J].草地学报,2012,20(3):471-478.

[4]李熙波,杨玉盛,谢锦升,等.城市草坪生态系统碳吸存研究进展[J].草原与草坪,2009(3):79-81.

[5]李熙波,杨玉盛,曾宏达,等.亚热带沟叶结缕草草坪土壤呼吸[J].生态学报,2011,31(8):2096-2105.

[6]齐玉春,董云社,刘纪远,等.内蒙古半干旱草原CO2排放通量日变化特征及环境因子的贡献[J].中国科学D辑:地球科学,2005,35(6):493-501.

[7]Bahn M,Knapp M,Garajova Z,et al.Root respiration temperature mountain grass lands differing in land use[J].Global Change Biology,2006,12(6):995-1006.

煤炭CO2排放的碳税效果评价 篇4

2009年12月初举行的哥本哈根会议拉开了低碳经济大幕,国务院总理温家宝在召开的国务院常务会议上制定了我国到2020年温室气体排放的行动目标,到2020年我国单位国内生产总值的CO2排放量比2005年下降40%~45%,并将此作为约束性指标纳入国民经济和社会发展规划。根据国际能源机构(IEA)的数据显示,1995年我国的CO2排放量是30亿吨,占全世界的13%;但是十年后,CO2排放量增加到51亿吨,占全世界排放的19%;到了2006年我国排放了全世界20%的CO2,成了仅次于美国的世界第二大CO2排放国;而到2007年,它俨然已是世界上最大的排放国。我国经济正处于高碳转低碳的关键时点,但作为世界上最大的CO2排放国之一,面临着巨大的减排压力。王毅等(2015)通过模型研究发现,2030年前后中国的碳排放将达到排放峰值。

大气中二氧化碳的浓度主要取决于能量消耗的多少,从而产生热量的多少(Houghton and Woodwell,1989)。在各种人类生产生活所产生的CO2中,能源的消费所产生的CO2量占了总排放量的83%。从2000年以来,我国经济的快速增长,重工业的迅速扩张,如钢和铁的需求大增,城市化过程加快等导致能源需求加速增长,扭转了能源消费以前的下降趋势(张菖菖等,2009),而到2006年一次能源需求增加了55%,占全球一次能源需求的16%(IEA,2008)。伴随着能源的大量使用,CO2排放量也在逐年上升,最显著的是大约有66%~84%的与能源消费有关的CO2排放来自于煤炭的燃烧(CDIAC,2006)。总所周知,能源的消费在我国并没有以一种较为合理的方式进行(Watson et al.,2010),从20世纪90年代以来,我国就成了世界上最大的煤炭生产和消费国(Andrews,2004)。我国的一次能源资源存在“富煤、缺油、少气”的现状,2007年煤炭在我国的消费量在占总能源消费的70%,远远高于其他发达国家甚至是世界平均水平,2008年更有大约27亿吨煤炭被生产开发。煤炭的大量使用除了因为它在我国的资源储存广泛以外,还有就是使用成本低廉。尽管煤炭的使用成本越来越高,但其使用现状在我国短时间是很难改变的。

21世纪以来,我国已采取了一系列相关能源政策,以实现全面,协调,可持续发展的道路。政府于2005年颁布了首个能源建设条例,尽管相对于发达国家的同类法规此条例并不严格(王菖菖等,2009);2006年国务院正式颁布了加强节能工作的第一份文件,其中明确宣布了节能的相关税收优惠政策;2009年温家宝总理在国务院常务会议上宣布了我国2020年的碳排放目标,即单位GDP的CO2排放量比2005年减少40%~45%。从现实来看,我国经济正处在由高碳经济向低碳经济的转折点上,在对能源需求日益增长的现状下,作为世界上最大排放国之一,将会面临巨大的CO2排放压力。

除了新能源的开发和清洁高效地利用传统能源等方式以外,最重要的减少CO2排放的方法之一就是对含碳的能源开征碳税。早在20世纪90年代,北欧的一些国家就引入了碳税,到目前为止,奥地利、捷克、丹麦、爱沙尼亚、芬兰、德国、意大利、荷兰、挪威、瑞典、瑞士和英国等国家征收碳税,日本、新西兰也在考虑中。理论和实证研究上也有很多进展:Fullerton and Sarah(2002)以石油为研究对象,认为碳税在减排过程中是可行的措施;Nakata and Lamont(2001)在评估了日本的CO2排放量时发现碳税可以有效地减少CO2排放量;Bruvoll and Larsen(2004)分析了挪威的空气污染时发现在20世纪90年代的高额碳税的征收导致了CO2排放量减少了2%;Hensher(2008)分析了澳大利亚各种CO2排放量减少的政策,研究结果显示碳税是最有效的减排措施,分析出由碳税带来的CO2排放量的减少达5%;苏明等(2005)、王灿等(2005)、王金南等(2009)分别用CGE模型分析了不同的碳税税率方案对我国宏观经济、CO2排放等的影响效果。但是,目前对我国2020年的碳排放问题进行的类似研究还不是很多,已有研究中亦较少有文献考虑到2006年的能源节约税收优惠政策对能源未来的消费的影响。

本文在考虑了结构性变动的前提下,运用协整和误差纠正模型对在2017年煤炭(这里主要是指从煤矿中挖掘出来,未经过洗选加工的,如未特殊说明,本文中的煤炭都指原煤)征不同的碳税而导致的2020年的CO2排放量的减少效果进行了实证分析。剩余的文章结构如下:第二章阐述了协整模型和误差纠正(VEC)模型,两个模型都将考虑结构性变动。第三章描述了1978—2013年的相关数据及其实证结果。第四章估计了增加不同碳税时的CO2排放量减少效果,第五章对本文做了总结。

一、模型介绍

本文运用协整模型来估计煤炭的长期价格弹性,误差纠正模型来预测2017年的煤炭价格指数。目前国外文献中对能源需求的研究所采用的计量方法主要有:单方程回归模型(Gately&Rappoport,1988;Brown&Phillips,1991);面板数据模型(Miguel,2000);动态因素需求模型(Watkins,1991;Feng Yi,2000);协整和误差修正模型(Ferreira,2005;Keiko Yamaguchi,2007),其中协整和误差修正模型以分析非平稳性的时间序列而应用最为广泛。由于大部分的时间序列都是不平稳的,而传统计量经济模型以时间序列平稳性为假设,遇到非平稳数列时其残差过程可能也是一个非平稳过程,从而与残差相关的检验统计量就会发生偏倚,使相关的检验失效,并可能出现线性回归无意义的“伪回归”问题。而协整分析方法认为非平稳时间序列变量之间的某种线性组合是平稳的,它反映了变量之间一种长期均衡关系。因此,协整和误差修正模型被广泛用于拟合各国的能源需求,估计能源需求弹性。

(一)协整(Co-integration)模型

一般说来,价格是解释能源需求的重要变量(Dahland Sterner,1990),而GDP是重要的宏观经济控制变量(Dahl,1991;Kilian,2008;Goulder et al.,2009)。除此之外,我们也考虑了其他的控制变量,如石油的消费量、可再生能源的消费量(文章中我们只考虑了水能、风能和核能资源,目前在中国使用较为广泛的可再生资源就是这三个)。我国为深入贯彻科学发展观,落实节约资源基本国策,调动社会各方面力量进一步加强节能工作,加快建设节约型社会,实现“十一五”规划纲要提出的节能目标,促进经济社会发展切实转入全面协调可持续发展的轨道,在2006年颁布了《国务院关于加强节能工作的决定》,这是国务院正式颁布的第一份节能工作的文件,其中明确宣布了节能的相关税收优惠政策。发展改革委更是将“十一五”规划纲要确定的单位GDP能耗降低目标分解落实到各省、自治区、直辖市,省级人民政府要将目标逐级分解落实到各市、县以及重点耗能企业,实行严格的目标责任制;并且统计局、发展改革委等部门每年要定期公布各地区能源消耗情况,省级人民政府要建立本地区能耗公报制度,将能耗指标纳入各地经济社会发展综合评价和年度考核体系,作为地方各级人民政府领导班子和领导干部任期内贯彻落实科学发展观的重要考核内容,作为国有大中型企业负责人经营业绩的重要考核内容,实行节能工作问责制。而这将对能源的消费结构有一定程度的影响,有研究表明税收政策特别是在发展中国家可以有效地调整企业的行为(Slemrod,2008),节能税收优惠政策亦是如此,它可以影响企业和家庭的能源消费行为,使得他们在一定程度上选择消费相对便宜的能源。从长期来看,当煤炭变得越来越“贵”的情况下,许多企业和家庭就会选择其可替代的资源,如水能、风能和核能等可再生资源。我国煤炭订货会议从计划经济时期延续下来已几十年,被称为煤炭领域“计划经济的恐龙”,2006年12月发改委下发了《关于做好2007年跨省区煤炭产运需衔接工作的通知》,终于对其做出彻底改革,通知表示2007年将进一步改革跨省区煤炭产运需衔接工作,加快建立统一开放、竞争有序的现代煤炭市场体系。自此重点电煤的特殊优惠政策彻底结束,煤炭价格完全放开。本文用哑变量θ来定义这两个重大事件,试图解释能源消费的结构性变动。

这里t表示年份,t=2006定义了结构性变动的时间点。

因此,协整模型可以定义为:

其中,lct表示t年的人均煤炭消费量的指数形式,lpt表示t年的煤炭定基实际价格指数(以1978为基数年)的指数形式,lgt表示t年的人均实际GDP的指数形式(用CPI平减,去除了通货膨胀的影响),lot表示t年的人均石油消费量的指数形式,lmt表示t年的人均可再生能源消费量的指数形式,εt表示t年的残差。由此,lpt的系数α1就表示煤炭的长期价格弹性。

为了检验各个时间序列的性质,即公式(1)的协整阶数,我们用PP检验和KPSS检验来验证lct,lpt,lgt,lot和lmt的稳定性。PP检验的原假设是时间序列不稳定而KPSS检验的原假设是时间序列是稳定的。估计了公式(1)后,单位根检验是将残差序列应用下面的公式(2)中:

其中,表示公式(1)估计的残差,k≥1(当k=1时,γ0=0)是公式(2)的滞后阶数,近似于白噪声过程。

接下来,我们用协整检验(Engle and Granger,1987)同时考虑到作为外生变量的结构性变化,来检查是否存在一个稳定的长期关系。当所有变量具有一样的协整阶数时,协整检验才有意义,而在下一章节的所有变量的单位根检验表明它们的确如此。在其他的一些类似研究中已经证实了能源的需求和宏观经济变量之间存在稳定的协整关系(Bentzen,1994;Ramanathan,1999;Ferreira,2005;Keiko Yamaguchi,2007)。其中,我们用约翰森统计量来检验时间变量之间的长期关系。

(二)误差纠正(VEC)模型

能源的价格,如煤炭总会与宏观经济总量之间存在内生性问题(Kilian,2008),经济的发展会促进能源的需求,与此同时能源的消费又进而促进经济的发展。VEC模型是公认的有效处理经济变量内生性问题的方法,它通常用于预测相互关联的时间序列系统,这种方法回避了结构模型处理系统中所有的内生变量的需要,通常这些内生性变量会以滞后项的形式出现在函数系统中。误差纠正模型(VEC)是基于协整关系经过阿尔法系数调整的VAR模型,考虑了2006年和2007年的结构性变动的VEC(p)模型的简化形式如下:

其中,yt是K×1时间序列向量,A1,…,Ap是K×K的相关变量的系数矩阵,ωt是K×1冲击和不可观测的零均值白噪声过程,它亦被称为预测误差,可能存在同期自相关性,但与自身的跨期变量和方程右边所有变量不相关。

同样的逻辑运用到更具体的VEC(p)模型中,此模型允许在一定范围内lct,lpt,lgt,lot和lmt无限制滞后,滞后阶数设定为p,其中,yt=(lct,lpt,lgt,lot,lmt)′,ωt=(ωt1,ωt2,ωt3,ωt4,ωt5)′,VEC(p)模型设定如下:

二、数据及实证结果

样本区间为1978—2013年,煤炭、石油和可再生能源的消费量原始数据来源于《中国能源统计年鉴》,为了便于比较分析,我们使用年鉴给出的标准煤量档(单位:万吨标准煤);为了排除人口规模对模型估计的影响,我们在此用人均的能源消费量,人口数量来自《我国统计年鉴》。煤炭价格指数的原始数据来源于《中国物价年鉴》,定1978年为基年100进行环比计算所得,同时我们使用CPI平减法排除了通货膨胀的影响。GDP数据也来源于《中国统计年鉴》,同样使用人均值和排除了通货膨胀的影响,所有的数据使用年度值。

表1的结果显示了数据的性质,没有一个时间系列在零阶条件下存在平稳性,而对各个时间序列进行差分后可知,lct在10%显著水平上拒绝PP检验的原假设,其余时间序列差分后也至少在5%的显著水平上拒绝PP检验的原假设;对于KPSS检验,差分后的时间序列均不能拒绝其平稳的原假设。因此认为,lct,lpt,lgt,lot和lmt都是一阶单整的。

注:***、**和*分别表示在1%、5%和10%的水平上显著;D()表示一阶差分;a表示时间序列存在截距项和趋势;b表示时间序列仅存在截距项。

注:*表示在5%的显著水平上拒绝原假设;**表示Mac Kinnon-Haug-Michelis(1999)p-值。

由于所有时间系列存在具有同样的协整阶数,这样,我们就有了进一步检验协整关系的可能性。表2显示了Johansen协整检验,同时在此检验中我们认为,时间系列没有确定性趋势但有截距项。结果表明,这5个变量在考虑2006年结构性变化的情况下,在5%的显著性水平上存在一个稳定的长期协整关系。然后,我们得到了变量之间的标准化后的长期关系,回归结果(见下页表3)。

设定协整检验的时间序列仅含有截距项,不含有确定性趋势。

从下页表3的结果来看,煤炭的人均消费量与其价格之间存在负的相关关系,而这与期望相符。尽管煤炭的价格系数不十分显著,这与我国几十年的煤炭计划定价制度有一定的关系,但2007年开始电煤价格完全由市场决定会使得其价格的作用愈加明显。由表3可知,表示煤炭的长期价格弹性是-0.51,从长期来看,煤炭的价格上升会导致消费量降低,当煤炭价格上升1%,煤炭的人均消费量会降低0.51%。人均GDP的系数为正,并且在5%的显著水平上异于零,说明人均煤炭消费量与人均GDP之间存在正相关关系,当人均GDP增加1%,会导致人均煤炭消费量增长1.78%。与此同时,人均煤炭消费量与人均石油消费量呈负相关关系,石油在一定程度上削弱了煤炭作为主要能源的地位,随着经济的发展,石油的使用量会逐步增加。在涉及到可再生能源时,人均煤炭消费量与人均可再生能源的消费呈负相关的关系,这也与预期保持一致。煤炭在我国用于发电的比例占34%,而水能、核能和风能都是用于发电而产生能量的,在一定程度上与煤炭是替代关系。

注:***、**和*分别表示在1%、5%和10%的水平上显著。

误差纠正模型的估计方程结果显示如下:

根据VEC模型我们可以估计出,2017年煤炭的价格指数是2 000.37。

三、碳税的效果估计

由于《京都议定书》规定附件1国家的截止履约时间为2017年,期限之后全球为应对气候变化必然会形成新的格局。除此之外,根据“巴厘岛路线图”达成的协议,2017年后在要求发达国家承担可测量、可报告、可核实的减排义务的同时,也要求发展中国家采取可测量、可报告、可核实的适当减排温室气体行动。在此背景下,我国在2017年开征碳税无疑为最理想的时机。

我们在估计出煤炭的长期价格弹性的基础上,在2017年征收碳税,以此预测煤炭2020年由此所减少的CO2排放量。

公式(3)中表示估计出的煤炭长期价格弹性,这里为-0.51;τ表示征收的碳税,这里我们分别对每吨标准碳(在中国,能源的种类有很多,所含的热量也各不相同,为了便于相互对比和在总量上进行研究,定每公斤含热7 000大卡(29 306千焦)的煤为标准煤,1公斤原煤=0.7143公斤标煤)征50元、100元、150元和200元碳税(中国气候变化国别研究组采用一种可计算的一般均衡(ERI-SGM)模型,结合我国实际试算了两种碳税税率方案,即100元/吨碳和200元/吨碳。其结果初步显示征收碳税可显著地降低能源消费的增长,改善能源的消费结构,并能有效地削减温室气体的排放);p表示煤炭的真实价格。公式(3)可以预测出碳税所带来的煤炭的消费量的减少。2013年全国原煤实际平均价格为550元/吨,由VEC模型得出的2017年煤炭真实价格指数为2 000.37,根据一些简单的数学计算我们可以得出,2017年全国原煤实际平均价格为498.14元/吨。

表4描述了在2017年对煤炭征收不同的碳税可以使得在2020年碳排放减少的效果。估计显示,2017年每吨标准煤征收50元碳税(50×0.7143=35.72元,每吨原煤的实际碳税额为35.72元)将导致煤炭消费量在2020年减少2.75%;当在2017年我们对每吨标准煤征税200元,煤炭的消费量会下降11%。值得注意的是,这里谈及的煤炭消费量减少只是由碳税所带来的,在这里我们不考虑其他因素所引起的消费量减低。然而,估计煤炭征碳税的效果,只是在估计这种影响对二氧化碳排放量的影响的第一步。根据能源研究所国家发展和改革委员会提供的数据显示,每吨煤炭的燃烧相当于1.781吨CO2或0.486吨碳的排放。碳税对CO2排放量的影响(见表4第2行),当在2017年对每吨标准煤征收50元碳税时,它可以带来4.9%的CO2排放量的减少,而200元的碳税可以导致CO2排放量在2020年减低19.59%。

以上分析中,CO2排放量的减少只是由对煤炭征收碳税所带来的,分析时我们没有考虑其他能源的CO2排放的减少,如石油。尽管协整模型可以有效地分析能源的宏观变量等之间的长期均衡关系,但由于未来存在很多不确定性因素,这都可能对预测结果有一定的影响。随着经济的发展,人们生活水平的提高,更有效率的生产方式可能被使用,家庭的节能意识也会增强,从而选择更节能的生活方式。这些再加上新能源的发明使用等都会使长期的CO2排放量降低更多。除此之外,我们在分析中并没有考虑碳税的管理成本问题,而这可能会导致碳税带来的排放量的减少会有不同的结果,而这也将是我们下一步研究的方向。

结论

碳税是碳减排的一种重要经济手段,近期在我国征收碳税是一种可行的选择,对我国抑制温室气体排放、环境保护和促进节能减排具有积极的作用,它具有财政收入的特点,对国家政府具有一定的吸引力。同时,其政策实施的可操作性较好,并且在一些国家已取得一些经验,是我国应对气候变化的重要政策选择,有效地利用碳税这一经济手段可使我国在气候变幻的国际谈判中争取更大的主动权。

碳税的征税依据有两种情况,大部分国家实际是按碳含量征税(丹麦、瑞典和挪威等国),只有少数国家(波兰、捷克等)是直接对二氧化碳或一氧化碳的排放量征税,这主要是因为第一种方法在技术上更为简单易行,不用考虑能源效率改进技术和碳回收利用技术。我国碳税税率方案宜遵循逐步提高、循序渐进的原则。根据实际国情,我国2017年征收碳税税率宜为每吨标准碳50元,以后根据实际情况不同地区逐步提高。从充分发挥碳税政策的社会效应角度考虑,碳税征收对象应选择“下游”消费环节。一方面将使那些出口工业避免受到最不利的影响,另一方面能源用户仅得到间接信号,从而减少能源消耗。碳税税收循环的主要目标是效率和公平,碳税收入可以纳入一般预算管理。而且碳税收入的合理使用对碳税征收效果有着重要影响。对我国而言,碳税税收的最大目的是促进企业节能和鼓励可再生能源的发展,因此,碳税收入应重点用于对可再生能源发展和企业节能的鼓励。

工业排放CO2 篇5

关键词：CO2排放,科技创新,边际减排成本

我国拥有丰富的煤炭等能源, 依靠能源等密集型产业在经济增值和社会发展方面取得了明显进步, GDP也翻了80 多倍。然而在发电、造纸等过程中会产生温室气体CO2及其他有害物质, 危害环境并影响社会和经济的可持续发展。所以, 研究CO2排放效率、减排潜力、边际减排成本成为人们的研究热点, 也受到政策制定者的关注。而科技创新是我国经济发展的重要基础, 是经济活动的焦点, 同时也是获得竞争优势的关键。

Charnes和Cooper等在 “相对效率评价”概念的基础上发展为数据包络分析 (DEA) , 它是一种评价同类决策单元相对有效性的方法。DEA可以应用于不同的领域, 包括环境效率的测评, 科技创新效率的评价等。文中通过综述有关CO2排放和科技创新效率的文章, 从中寻找启发, 为后续研究奠定基础。

1 省际CO2排放情况的综述

测评能源和环境效率、能源节约和减排潜力, 评估中国区域CO2边际减排成本, 研究这些热点问题是为了对中国省际的效率水平进行排序并测算每个省际效率的提升潜力。其中, 对其研究最为全面的就是Wang和Wei的文章, 他们使用DEA方法研究了中国30 个主要城市的工业部门在2006—2010 年的能源和排放效率等, 发现:一是沿海城市的能源和排放效率最高, 西部城市的效率最低, 这些城市之间的效率显著不同;二是经济发达的城市有较高的效率, 但全国发展显著不平衡;三是从2006 年起, 在不同城市之间, 能源使用效率和CO2排放效率的差距不断递减;四是得出了在2006—2010 年间, 这些城市的能源使用效率和CO2排放效率的增长率;五是中国现阶段, 提升能源的使用效率很重要, 而中国西部城市的提升压力是最大的;六是得出了2010 年这些城市总的能源节约潜力和CO2减排潜力;七是得出了2006—2010 年的平均减排成本, 即CO2的影子价格[1]。

可以通过不同的方法减少CO2的排放, 如投入资本治理, 减少生产活动, 但这些方法都会造成额外的投入或者降低期望产出。而影子价格可以用来评估或近似评估CO2的边际减排成本。CO2的影子价格通常被解释成减少一单元CO2的机会成本, 通常也认为CO2的影子价格可以为制定CO2减排政策提供参考, 如CO2税。影子价格通常由方向距离函数和对偶理论求得。其中, 对CO2减排成本研究最具体全面的是Choi等人, 他们较早地在分析生产率的同时研究了CO2减排成本。另外, 他们使用基于松弛的DEA方法来测评减排潜力和CO2的边际减排成本, 提出了新的SBM模型, 并对其进行对偶转换。对偶模型可以用来求得影子价格, 并对CO2的影子价格解释为CO2与GDP之间的边际转换率;他们测算出了CO2的减排潜力, CO2的排放效率, 发现东部地区的排放效率高于西部和中部, 西部排放效率最低, 从而发现排放效率由经济发达到不发达地区逐渐递减, 并提出应制定使其均衡发展的政策;得出的CO2边际减排成本值可以为政府开展碳交易市场提供理论指导[2]。

结合使用方向距离函数综合分析年度效率变化趋势, 经常会使用Malmquist-Luenberger (ML) 指数, ML值可以用来测评效率变化情况。效率变化情况是监管者和政策制定者关注的焦点, Behrouz等人对此研究比较全面, 他们使用比较新的SBM模型来测评发电厂2003—2010 年的ML指数、技术变化和效率变化, 并测评了效率和生态效率之间的相关性[3]。

2 省际CO2排放与科技创新的综述

官建成等人将专利作为中间产品, 将创新活动分为技术和经济产出两个阶段, 用DEA方法, 对中国省际的技术、经济和综合有效性进行评价, 并根据评价值将我国的不同地区进行了等级划分, 从评价结果可以看出每个地区的创新活动效率和效果[4]。其中, 第一阶段为R&D占GDP的比例, R&D人员占就业人员的比例, 国外直接投资等指标;第二阶段产出为人均GDP, 居民平均收入等, 这些指标都是在研究科技创新时常用的指标。Guan和陈定量测评了科技创新过程, 这样的测评有利于帮助政策制定者掌握和控制科技创新绩效[5]。他们应用了新的DEA测评框架, 将科技创新过程分成了2 个子过程, 即R&D过程和商业化过程, 并从整体进行了分析研究, 提出了一些政策建议。陈伟等人应用了规模报酬可变的DEA方法, 将区域创新作为 “黑箱”处理, 也把区域创新分为了2 个子阶段, 对区域创新的整体和子阶段进行评价, 还分析了2 个子阶段的关联关系[6]。

张兵兵和徐康宁认为, 技术进步有狭义和广义两种, 狭义的技术进步仅指科技创新, 广义的技术进步还包括管理创新等[7]。他们用计量的方法研究了CO2排放强度与狭义技术进步之间的关系, 还进一步引入了进口量和出口量占GDP的比重, 外国直接投资以及人力资本, 得出了引入和不引入更多解释变量的发达国家和发展中国家固定效应模型的估计结果。其中的技术进步是由基于DEA方法测算的Malmquist指数的分解指数代替。结果表明, 发达国家的技术进步可以有效降低CO2排放强度, 而发展中国家技术进步对CO2排放强度的影响方向不确定, 可能是因为每个国家的经济发展水平不同导致了不同的技术路径。姚西龙等人用DEA方法将全要素生产率分解出的技术进步代替科技创新, 研究了中国省际1998—2008 年不同地区技术进步对CO2排放的影响程度及差异原因[8], 发现技术进步可以抑制CO2排放, 但各地区的情况呈现差异, 即东中部的技术进步抑制CO2排放, 东北和西部地区的技术进步促进CO2排放, 产生原因是东部地区有节能型技术进步, 而西部是耗能型技术进步。

3 通过综述得到的启示

在今后的研究中, 可以应用新的DEA方法研究中国省际CO2排放效率及减排潜力, 并通过Malmquist-Luenberger指数研究省际CO2排放随年度的变化情况。另外, 可对原始模型进行等价转化后, 得到对偶模型, 进一步计算出CO2相对于GDP的边际转换率, 即CO2的影子价格也是边际减排成本。用模型计算省际科技创新的效率值而非用技术进步代替, 分析科技创新的效率, 真实描述科技创新活动的投入产出绩效, 从而可以研究科技创新效率与CO2边际减排成本的关系。通过研究, 可以更具体地反映科技创新与CO2排放之间的关系。

参考文献

[1]Wang K, Wei YM.China's regional industrial energy efficiency and carbon emissions abatement costs[J].Applied Energy, 2014 (130) :617-631.

[2]Choi Y, Zhang N, Zhou P.Efficiency and abatement costs of energy-related CO2emissions in China:a slacks-based efficiency measure[J].Applied Energy, 2012 (98) :198-208.

[3]Arabi B, Munisamy S, Emrouznejad A, et al.Power industry restructuring and eco-efficiency changes:A new slack-based model in Malmquist-Luenberger Index measuremen[J].Energy Policy, 2014 (68) :132-145.

[4]官建成, 何颖.基于DEA方法的区域创新系统的评价[J].科学学研究, 2005, 23 (2) :265-272.

[5]Guan Jiancheng, Chen Kaihua.Measuring the innovation production process:A cross region emprical study of China's high-tech innovations[J].Technovation, 2010 (30) :348-358.

[6]陈伟, 冯志军, 姜贺敏, 等.中国区域创新系统创新效率的评价研究[J].情报杂志, 2010, 29 (12) :24-29.科技创新与生产力2016年1月总第264期

[7]张兵兵, 徐康宁.技术进步与CO2排放:基于跨国面板数据的经验分析[J].中国人口、资源与环境, 2013, 23 (9) :28-33.

工业排放CO2 篇6

目前,温室效应已成为一个全球性共同关注的问题。2009年哥本哈根气候峰会后,中国宣布了控制温室气体排放的行动目标,决定到2020年单位国内生产总值CO2排放比2005年下降40%～45%。目前中国80%的CO2排放来自燃煤,而超过50%的煤炭消费用于火力发电。为实现这一目标,火力发电行业任重道远。IGCC系统作为最具有发展潜力的先进动力装置,通常说其环保性能好是指其SOx,NOx和固体颗粒排放量比增压流化床(PFBC)和常规脱硫煤粉低,但是其CO2排放量与超临界和超超临界的煤粉电厂相比改善并不大,如EPRI的数据[1]为: IGCC-719 gCO2/kWh,超临界煤粉电厂-774 gCO2/kWh超超临界煤粉电厂-733 gCO2/kWh。因此只有彻底解决CO2问题,IGCC才能成为真正洁净的电站。而对IGCC电站中CO2的排放控制目前多数还是局限于通过系统效率的提高来成比例地减少,并没有大的突破。

针对控制IGCC系统中CO2排放问题,美国、日本、意大利以及我国学者先后提出了各种方案。中科院林汝谋等归纳了IGCC系统中CO2分离和回收的五类途径[2];清华大学倪维斗等将IGCC系统的发展及其CO2减排划分为4个发展阶段[3]。浙江大学岑可法等将实现煤的零排放归纳为两种途径[4,5],在原有的联合循环系统中加上CO2分离系统以及在煤转化过程中构建一种直接得到高纯度的CO2新系统。本文概述了这些研究的进展,归纳总结了控制IGCC系统分离和回收CO2各类途径,并引入控制CO2排放科技创新一体化理论,指出未来控制CO2排放的方向。

2 IGCC系统分离回收CO2的途径

2.1 燃烧后分离与回收

(1)传统的IGCC系统燃烧后分离与回收CO2途径,其技术路线如图1所示。

目前在燃烧后对CO2进行分离和回收的技术主要有化学吸收法和物理吸收法。两种方法都需要消耗蒸汽热或压缩耗功,从而造成系统效率的大幅度降低。提高尾气中CO2浓度以减小处理量以及采用更先进的回收方法,成为尾部分离和回收CO2的关键问题。

为了提高尾气中的CO2浓度,可以对传统的IGCC系统加排气分离和回收CO2技术进行改进。一方面将空分设备制成的O2除供气化炉制取煤气外,增加一路供燃气轮机组的燃烧室助燃,取代注氮;另一方面,增加一个循环回路将经分离提取后的CO2经燃气轮机组的燃烧室加热,进入燃气轮机做功后再去余热锅炉参与系统循环。这些改进同时也使系统热效率增加。GE公司的IGCC系统使用CO2替代N2送往燃气轮机燃烧室加热后循环做功,发现系统热效率比使用N2时上升了3 %。

(2)将燃烧后回收CO2技术与新的燃烧技术结合,如用O2/CO2富氧燃烧方式代替IGCC中燃烧室的传统燃烧方式。文献[6]提出了纯氧燃烧的半闭式循环IGCC方案。系统图如图2。它采用纯氧作为氧化剂,燃烧产物主要为CO2和H2O,CO2和H2O经透平膨胀和余热锅炉HRSG放热降温后水冷却凝结后就剩下CO2,很容易通过压缩液化加以处理。但该技术路线需要选用空分单元抽取氧气,而空分本身又是一个能耗较高的过程,因此采用这种CO2减排路线的IGCC系统效率也会降低7%～12%。此外,由于采用新的燃烧方式,燃气轮机的选型与改造也是一个关键问题。

2.2 燃烧前分离与回收

IGCC系统在回收CO2方面存在一个显著的优点是能够实现燃烧前分离CO2。

(1)传统的燃烧前分离与回收CO2的方法是通过水煤气变换反应(CO+H2O→CO2+H2)把CO气体转化为CO2和H2,转化后CO2的富集度提高约30%～40%,再通过成本比较低的物理吸收系统把CO2分离掉,剩下的大部分为理想的富氢燃料气,其原理图如图3所示。

这种分离方法与燃烧后分离方法相比,优势在于:由于分离与吸收CO2是在未被氮气稀释的合成煤气中进行,减少了分离器的尺寸以及分离溶剂的量从而大大降低了能耗和成本,系统净效率相比燃烧后提高1%～2%[7]。不足之处是:增加燃料气转化反应环节后,会使总的燃料气冷煤气效率降低6%～7%,另外在转化过程和分离、回收CO2时进行煤气冷却以及溶剂再生过程中冷却等都会导致能量损失,使得系统净输出功减少、效率下降。

(2)第二种方法,直接从合成煤气将氢气分离出来。从合成煤气中分离H2的方法较多,但从目前分离成本、能耗和分离的H2纯度等角度看,陶瓷质子膜分离法具有较强的竞争力和发展前景。

林汝谋等[8]就陶瓷质子膜分离法提出了由氢燃料热力系统和含碳燃料热力系统并联,组成新颖CO2准零排放双循环整体煤气化联合循环系统(Double2 Cycle IGCC System) (见图4) 。其典型系统流程为:煤经过气化净化后,通过质子膜分离技术将煤气中的氢气分离出来与来自空气系统的氧气组成氢氧联合循环系统。该系统工质为CO2和水,排气中的CO2浓度超过85%, 因而通过冷凝的物理方法即可将CO2和水分离。研究表明,DC-IGCC在CO2回收处置方面已经取得很好的效果,具有较高的系统效率和极佳的环保性能。新系统在分离处理大部分CO2后,系统效率降低比较小(小于4%)。

这种回收CO2路线的一个主要优点在于分离CO2时不需要额外的能耗而只需要通过冷凝的方式即可得到纯度很高的CO2。当然它是以大的空分耗功为代价的,因此采用低能耗的制氧技术以及先进的燃料气分离技术是该方法的关键。

2.3 IGCC与化工过程结合的多联产系统的途径

多联产的能源系统,就是指用从单一的设备(气化炉)中产生的“合成气”(主要成分为CO和H2)来联合生产多种化工产品,液体燃料(甲醇,F-T合成燃料,二甲醇,城市煤气,氢气,燃料电池等),用于工艺过程的热和电,把将能源转换利用过程与分离CO2的过程有机地结合在一起,减少了CO2分离过程额外的能量消耗,开拓了回收CO2的新途径,其原理图如图5。

清华学者张斌[9]对超临界火电厂烟气脱碳,IGCC电厂减排CO2(富氢燃气联合循环),煤气化SOFC混合循环减排CO2三种系统分别进行了分析,结果表明:减排CO2时,三个电厂的净发电效率均有不同程度的降低,超临界电厂下降幅度最大,约13.3%(LHV),IGCC电厂降低了9.89%,煤气化SOFC混合循环降低约7.31%～7.67%。减排CO2时,IGCC和混合循环的LHV效率分别是超临界电厂的1.5倍和2倍左右。由于SOFC混合循环系统不需要CO2循环,系统更简单,这一特性也显示了SOFC在减排CO2方面的潜力。如:自1986年以来,Siemens公司一直进行着管式SOFC的测试及示范工作;2000年投运的加州大学220 kW加压SOFC/GT混合循环电站[10]。

目前世界各国对于多联产系统都进行了广泛的研究。如美国 Vision 21计划和Futuregen项目,日本 NEDO在新阳光计划下提出EAGLE多联产项目和欧盟在其FP6计划中的电热氢联产系统等[11]。Celik和Larsons等[12]对合成燃料(甲醇等)和电联产的CO2减排系统进行了研究;而Chiesa,P等[13]对数十种煤基氢电联产CO2减排系统进行案例分析;而高林等[14]则提出一种新颖的无调整适度循环的煤基醇电联产CO2减排系统,并对其进行机理分析和规律性研究,指出借助多联产系统的节能优势,回收CO2的多联产系统可以在保持化工能耗与动力系统热转功效率与分产流程接近甚至稍高的情况下实现部分CO2的分离回收。

目前,国内已有一些示范项目,例如兖矿集团所建的甲醇、电多联产示范项目等。我国清华大学倪维斗等对多联产系统也进行了系统的研究,并将IGCC及其多联产的发展分为四个阶段[3](如图6所示)。

这些研究反映出同时生产清洁能源和电的多联产CO2减排系统具有很好的综合性能,可以实现低能耗、低成本的CO2减排。

2.4 燃烧与CO2分离一体化途径

传统的CO2减排手段,如吸收、吸附和膜分离等都需要消耗较大的能量,以实现CO2从混合气体中分离。开拓无火焰燃烧等新机理,是控制CO2与根除NOX的重要突破口。

化学循环燃烧( Chemical Looping Combustion, CLC)概念设计由两个流化床反应器组成,分别作为燃料反应器和空气反应器,如图7所示,金属氧化物和金属在2 个反应间循环使用 ,一方面分离空气中的氧气,另一方面传递氧 ,燃料从氧化物中获取氧。由于化学链燃烧中燃料与空气不直接接触,空气侧反应不产生燃料型NOx,另外,无火焰的气-固反应温度远远低于常规的燃烧温度,因而可以控制热力型NOx的生成。

1994年,日本学者Ishida和中国学者金红光提出了控制CO2排放的化学链燃烧的湿空气透平新系统,将化学链燃烧与热力循环有机结合,探索了能量转化与控制CO2分离有机结合的新方法与新途径。Fan和Lyer[15]将化学循环的概念应用在煤气化工艺中,采用了钙循环工艺捕集CO2气体,这样即使是在原有设备的基础上也能通过增加一个简单环节来实现CO2的零排放,因此具有工业普适性。这一技术得到了美国能源部的大力支持,工业示范装置即将公开展示。

日本东京工业大学Ishida教授与金红光教授[16]在以CH4(H2O/CH4=2.0)、煤气(CO和H2)为燃料,NiO为氧载体的化学链燃烧固定床实验研究的过程中发现:与传统燃烧反应中天然气作为燃料要优于煤气,不同的是煤气比天然气更适合于化学链燃烧,研究还发现以煤气为燃料的化学链燃烧具有很好的反应性和再生性,且能够避免碳的沉积。这一现象的发现使探索整体煤气化的化学链燃烧动力系统成为可能。

零排放的整体煤气化链式燃烧联合循环系统是将目前试验运行的IGCC系统中的燃气轮机的燃烧室用CLC的串行流化床燃烧装置取代,成为一个可以分离CO2的系统,同时加上CO2压缩装置,以便于回收处理CO2。空气经压气机压缩后进入空气反应器进行反应,被还原态的载氧体消耗掉部分氧气后,高温高压的欠氧空气进入燃气透平做功,透平出口烟气继续进入余热锅炉加热给水产生蒸汽,然后排入大气。燃料反应器中燃料气被氧化态的载氧体氧化后,高温高压烟气(主要是CO2和H2O)进入膨胀机做功,之后进入余热锅炉加热给水产生蒸汽,然后冷却压缩,凝结出水,得到较纯净的CO2。

图8[17]所示为整体煤气化化学链燃烧与湿空气透平热力循环结合的能源环境系统概念图(IGCLSA)。系统主要由三部分组成:煤气化与净化、化学链燃烧和具有空气加湿的热力循环系统。热力性能分析表明:IG-CLSA热效率可以达到51.3%,净功输出为232.4kJ·mol-1·C,与常规回收CO2的IGCC系统相比,系统效率高5%～10%,并且使CO2排放从0.52 kgCO2·/kW·h大幅度降低到0.36 kg CO2/kW·h。

进入21世纪,以化学链燃烧为核心的温室气体控制系统研究掀起高潮。美国能源部2006年在碳减排技术路线和发展计划报告中指出,化学链燃烧是未来10～15年控制温室气体的先进技术之一。2008年8月美国能源部宣称又将投入36亿美元资助15个温室气体控制研究计划,以提高CO2捕获技术的快速发展,该计划包括5个方向,其中化学链燃烧得到首要支持,将在2003年ALSTOM公司研制的煤气化化学链燃烧动力系统基础上发展,其宗旨将实现化学链燃烧的工业化。

3 控制CO2排放科技创新一体化理论[18,19,20,21,22]

迄今,对碳基能源动力系统中温室气体CO2控制,常规办法是利用化学反应和催化剂分解等方法脱除CO2,思路基本上局限于在系统外(尾气)脱除;而根本的解决办法应在CO2产生前或产生过程中脱除(即在系统中),这是能源动力系统(特别是煤基系统)解决CO2排放的最有效途径。为了解决火力发电中(包括IGCC)控制CO2排放的关键问题,相关研究首先集中在探索科技创新的突破口上。对此,林汝谋,金红光等对一体化理论进行了深入的研究。

(1)能量释放过程与热力循环一体化

目前采用复合热力循环能更好地梯级利用物理能,从而使系统的能源转换效率大幅度提高。但是,尚未引起人们足够重视的是,燃料的化学能释放侧与物理能接受侧之间存在相当大的可用能损失,即在燃料的化学能转化成热能的过程中,高品位的能尚未得到有效利用。另外,这种能量释放方式将伴随着大量有害物质的产生,从而造成能源利用与环境保护不相容。因此,能量释放过程的革新将成为解决能源与环境协调问题(包括控制温室气体)的新的突破口。

新型能量释放机制探索,不仅寻求降低燃烧过程能量释放侧的高品位能的损失,而且致力于提升低品位能的品位。对此,单纯的热转功的热力学循环系统是无能为力的,目前,正在积极探索研究的新型能量释放机理主要有:无火焰燃烧、部分氧化高温空气燃烧等。

(2)清洁能源生产和CO2分离一体化

清洁能源作为人类长远的战略能源而受到广泛重视。清洁能源生产与CO2分离一体化途径利用一氧化碳变换反应从合成气中分离CO2,同时得到富氢燃料,把能源转换利用过程与分离CO2的过程有机地结合在一起,避免了分离过程额外的能量消耗,开拓了回收CO2的新途径。清洁能源生产与CO2分离一体化技术路线不仅重视传统动力系统中热能的温度对口、梯级利用,而且重视化学能梯级利用,突破传统的复合热力循环的技术,体现了领域渗透与综合的创新理念。另外,由于在流程上多可沿用传统单产系统的成熟工艺,没有严重的技术障碍,投资不确定性较小,因而具有很强的现实意义与良好的经济性能。

对煤基动力化工多联产系统的集成,林汝谋等[20]提出三项原则,即:1)组分对口、分级转化;2)品位对口、梯级利用;3) 能量转化与污染物控制一体化。但是,一体化系统能量释放机制的内在科学规律先进分离系统的集成问题等科学问题仍需深入研究。

基于上述理论,可得出CO2零排放的IGCC系统的设计概念与原则:1)分离与处理CO2要在它未被其它气体(氮)稀释时进行,否则将无法承受相关能耗。2)控制系统的CO2排放要从源头抓起,把合成煤气按既定的目标进行转移处理是比较理想的,不同热力循环组合是控制CO2的有效途径之一。3)通过不同功能系统合理组合,使煤气的不同组分得到合理的综合利用是提高能源利用率和减少系统染污排放的另一条有效的途径。4)循环创新对系统控制CO2常带来革命性的影响,寻求燃烧技术的突破是新系统开拓的一个关键。

4 结论

本文分析总结了目前国内外IGCC系统CO2排放控制研究进展,认为相关研究主要集中在以下四个方面:

(1)燃烧后分离与回收CO2方法在技术上是可行的,但从能源系统效率与经济性来看是不可行的。将燃烧后回收CO2技术与新的燃烧技术结合,可大大降低分离CO2能耗,但由此带来的额外能耗,以及设备的改造也是需要重点考虑的问题;

(2)传统的燃烧前对燃料气进行处理与分离是目前研究最多的方法,通过一些相关技术的改进可以达到较好的效果。新型直接从合成煤气将氢气分离出来的方法可以实现通过冷凝的方式得到纯度很高的CO2,相比传统燃烧前捕捉CO2是一个突破;

(3)以IGCC为基础的煤基动力化工多联产系统体现了系统整合与领域渗透思想,可以实现低能耗、低成本的CO2减排,该方法核心思想在于燃料的不同组分的合理综合利用;

(4)燃烧与CO2分离一体化途径,采用无火焰燃烧等新机理,可实现CO2的高浓度,分离CO2不需要额外的能耗,可称之为新一代能源环境动力系统。

基于控制CO2排放科技创新一体化理论,可知未来控制CO2排放应朝着CO2分离过程和热功转换与生产过程等有机整合的方向发展。

工业排放CO2 篇7

能源问题和环境问题关系到人类社会发展的未来, 大量使用化石能源和CO2排放带来的全球气候变化问题是21世纪人类面临的最严峻挑战。作为《联合国气候变化框架公约》《京都议定书》的缔约方, 中国政府高度重视节能减排工作, 2009年11月国务院常务会议提出2020年单位国内生产总值 (GDP) 的CO2排放量比2005年下降40%~45%, 并作为约束性指标纳入国民经济和社会发展中长期规划。“十一五”期间国家开始逐步向各省市分摊CO2减排责任, 2012年国务院印发《节能减排“十二五”规划》, 提出综合考虑经济发展水平、产业结构、节能潜力、环境容量及国家产业布局等因素, 合理确定各地区、各行业节能减排目标, 并强化目标责任评价考核。根据经济发展水平和环境承载能力制定各省市的污染物排放限额和能源环境政策成为中国可持续发展研究的重大现实问题。

对化石能源消费CO2排放量进行测算的研究通常沿用联合国政府间气候变化专门委员会 (Intergovernmental Panel on Climate Change, IPCC) 的方法[1], 该方法根据地区能源消费量和各类能源碳排放系数直接推算CO2排放量。但中国地域辽阔, 各省市资源禀赋和经济发展水平差距明显, 存在大量的二次能源跨省交易[2]。如山西、内蒙古、陕西、贵州等能源输出大省, 每年向京津冀鲁、江浙、珠江三角洲等地区提供大量的电力、煤炭制品等二次能源产品。当按一次能源消费量核算地区CO2排放量, 这部分交易到其他省市的二次能源仍按一次能源消费属地原则算作能源输出省的CO2排放, 夸大了能源输出省的CO2减排责任, 不利于制定科学的区域节能减排目标任务和时间表。因此, 有必要改变从有形的CO2排放“出口”处进行观察的传统思路, 考察CO2排放从“源头”到“出口”的流动与分布规律, 考虑二次能源跨省交易或基于能源终端消费重新核算各省市的CO2排放量[3,4,5]。

最新出现的网络碳排放流理论将网络流的概念引入到对CO2排放的分析之中, 揭示了隐含在能量流中的碳排放流的特征与本质规律[5]。以电力系统为例, 碳排放量与碳排放强度不仅可以在发电环节进行统计, 还可以从用电环节根据电力消费量进行统计和核算, 而两者可以通过电网的碳排放流关联起来[6]。文献[5-8]将电力系统碳排放流定义为依附于电力潮流存在, 且用于表征电力系统中维持任一支路潮流的碳排放所形成的虚拟网络流, 使电力系统中的CO2排放分析与电力潮流计算相结合, 准确地揭示了电力系统碳排放流的特征。文献[5-8]的研究发现, 与传统的发电侧碳排放测算结果相比, 2010年区域间的最大碳排放流占地区碳排放量的10%左右, 并且随着未来10年中国跨区域电力网络的不断加强和电力电量传输规模的不断加大, 该比例至2020年将进一步扩大至近40%。

本文根据网络碳排放流理论, 基于能源终端消费和省际二次能源交易重新估算了中国各省市化石能源CO2排放量。将能源输出省向能源输入省调配的二次能源在生产、运输和最终消费过程中产生的CO2排放量计为能源输入省的隐含CO2排放量。在二次能源生产使用过程中, 热力消费具有明显的就近消费特征, 通常情况下不存在省际交易的情况, 因此二次能源的省际交易主要考虑发电、炼焦、炼油三大能源生产过程及其制品。其中, 电力生产存在独特的技术经济特征, 区域电网覆盖多个省市, 且存在区域电网之间的跨区电力交易, 需要根据电力系统碳排放流理论发展出核算各省市电力消费CO2排放量的新方法。2013年初国家电力监管委员会开始在网站上公布省间购售电和电力重点跨区通道交易数据[9], 也为开展这一研究提供了基础。

本文首先介绍考虑省际二次能源交易的分省CO2排放量测算方法, 然后重点讨论在电力系统碳排放流理论基础上, 根据区域电网结构计算水电、火电比例和火电碳排放系数, 测算省际电力交易隐含的CO2排放量转移的方法。之后计算了2010年中国各省市基于能源终端消费的CO2排放量和考虑省际二次能源交易后的CO2排放转移规模, 并报告了省际电力交易带来的CO2排放转移规模和各省市电力终端消费CO2排放量, 最后给出了研究结论。

1 考虑省际二次能源交易的分省CO2排放量测算方法

1.1 CO2排放量计算方法和CO2排放系数

本文使用《中国能源统计年鉴2011》[10]提供的2010年分省能源平衡表 (实物量) 测算各省市化石能源消费CO2排放量。在能源平衡表中, 能源消费总量分为3个部分, 即终端消费量、加工转化量和损失量。本文测算各省市CO2排放量采用的能源消费数据为能源终端消费量和损失量之和。能源损失量是指一定时期内能源在输送, 分配, 存储过程中发生的损失和由客观原因造成的各种损失量。以电力系统为例, 在全国电力平衡表中2010年全国电力终端消费量为3 936.63 TW·h, 输配电损失量为256.82TW·h, 网损占电力消费总量的6%左右。这部分电力输送过程中损失的电能与电力终端消费一起构成了各省市电力消费数据。根据这一电力消费数据, 本文将各电网电力生产化石能源燃烧对应的CO2排放量分摊到各省市, 作为电力消费隐含的CO2排放量。

按照《中国能源统计年鉴2011》能源平衡表中的分类, 本文测算各省市化石能源消费CO2排放量使用的一次能源和二次能源品种包括原煤、洗精煤、其他洗煤、型煤、焦炭、焦炉煤气、高炉煤气、转炉煤气、其他煤气、原油、汽油、煤油、柴油、燃料油、液化石油气、炼厂干气、天然气、液化天然气、热力、电力共20个能源品种, 不包括能源平衡表中的煤矸石、其他石油制品、其他焦化产品和其他能源。

根据IPCC提出的方法[1], 地区能源消费CO2排放总量可以根据一次能源和二次能源消费导致的CO2排放量加总而得。具体的计算公式如下:

式中:为地区能源消费CO2排放总量;i代表不同的能源品种;Ei为某能源品种消费量;NCV, i为某能源品种净发热值, 本文采用《中国能源统计年鉴2011》中提供的各能源品种平均低位发热量;CEF, i为IPCC提供的某能源品种碳排放系数, 其中, 原煤的碳排放系数IPCC没有报告, 本文采用文献[11]的方法, 按IPCC提供的烟煤碳排放系数 (80%) 和无烟煤碳排放系数 (20%) 的加权平均值作为中国原煤的碳排放系数;COF, i为碳氧化因子 (煤炭为0.99, 其余能源品种为1) ;44和12分别为CO2和C的分子量。

本文使用的各类能源CO2排放系数及计算参数见附录A表A1。

1.2 考虑二次能源省际交易的CO2排放量

国内二次能源生产主要包括发电、供热、炼焦、炼油四大能源产业。基于网络碳排放流理论, 本文将二次能源输出省向二次能源输入省调配的二次能源在生产、运输和消费过程中产生的CO2均计为二次能源终端消费地的CO2排放量, 而非二次能源生产地的CO2排放量。不考虑电力生产的省际二次能源交易所引起的CO2排放增减变动量为:

热力生产、消费的特征为就近供热, 通常情况下不存在省际交易, 也不会带来地区CO2排放量的变化, 可以直接采用本地区热力生产所使用的一次能源消耗CO2排放量。电力生产具有独特的技术经济特征, 存在各区域电网不同的水电、火电比例, 以及不同的火电生产效率和火电碳排放系数, 留待第2节在网络碳排放流理论基础上, 单独讨论区域电网结构和省际电力交易对分省化石能源CO2排放量的影响。因此, 可用式 (2) 直接处理的能源品种为炼焦和炼油行业生产的各类二次能源品种。

根据文献[12]的研究, 中国炼焦行业平均每吨焦炭产品的综合能耗为146.49kg标准煤。炼焦的原材料主要是原煤, 采用原煤的CO2排放系数可以推算出焦炭生产的单位CO2排放量为406.14kg/t[3]。文献[13]根据常用交通工具的碳排放因子和运输遗撒率估算了煤炭在铁路、船舶和公路运输过程中的运输碳排放量, 从“三西”地区至华东, 煤炭的运输能耗排放率的合理范围是2.05%~2.88%。由于本文使用的能源平衡表只提供了各省市二次能源输入、输出数据, 无法进一步考察跨省二次能源交易细节, 特别是二次能源运输过程中的交通工具碳排放和运输遗撒, 本文未将一次和二次能源运输过程中的CO2排放计入能源终端消费省市。

石油炼制比炼焦过程更为复杂, 在炼制的不同阶段有不同的主要产品, 炼制的产品也因炼油设备工艺的不同而有所差异。参照文献[14]的研究, 不同的炼厂构型、不同的石油炼制产品存在不同能耗值和CO2排放系数, 由于缺乏各省市炼油设施的详细资料, 本文采取简单平均的方法估算炼油过程中二次能源液化石油气、汽油、柴油、燃料油、煤油的能耗均值, 进而推算其生产过程中的CO2排放量。

考虑二次能源省际交易的CO2排放量可由上述地区能源消费CO2排放总量和二次能源的省际交易所引起的CO2排放增减变动量加总而得, 计算公式为:

式中:为考虑省际二次能源交易后的分省化石能源CO2排放量;为考虑区域电网结构和省际电力交易后的电力消费CO2排放量, 将在第2节中讨论。

2 基于电力系统碳排放流的电力消费CO2排放量测算方法

传统的基于一次能源消费的碳排放计算方法, 在电力系统中仅将火力发电厂视为点排放源进行研究, 未能体现电网的网络结构特征, 与电力系统中的潮流计算相脱节, 也不适合中国存在大规模电力跨省输送的国情。根据网络碳排放流理论在对机组—负荷碳流关联分析中提出的比例共享原则, 即对于系统中某一存在负荷的节点, 系统中所有机组的碳流注入对负荷碳流率的贡献比例与对流入该节点碳流率综合的贡献比例相等[6,7,8], 本章构建了将电网中火电生产对应的CO2排放量分摊到各省市, 作为电力终端消费对应的CO2排放量的方法。

2.1 区域电网结构与CO2排放转移

自2002年实施电力体制改革以来, 中国电网形成了区域电网、省级电网及独立电网构成的多层结构。区域电网所涵盖省份的电力输入、输出优先在区域电网内部进行省际调度, 其次才进行跨区域电网调度。目前, 国家电网公司经营的区域电网包括华东电网、华中电网、西北电网、东北电网、华北电网, 南方电网公司经营南方区域电网。除很少的省份存在多个省级电网, 国家电网的省网公司经营范围基本与省级行政区划相一致, 为本文使用各省市能源平衡表中的电力数据考察省际CO2排放转移提供了基础。

与国家“西部大开发”“西电东送”整体战略布局相一致, 目前国内电力跨区域交易的总体趋势是由西向东输送, 电源基地多分布在煤炭、水力资源相对丰富的中西部地区, 电力受端主要是京津冀鲁、江浙、珠海三角洲等东部发达地区[5]。大规模的电力调配一方面解决了东部经济发达地区的用能问题, 另一方面也将电力生产污染排放留在了西部落后地区。从区域经济协调发展的角度出发, 基于电力消费重新核算中国各省市CO2排放量可以为中国经济的可持续发展提供重要的决策依据。

不同的火力发电企业在发电过程中的能源投入种类、能源转换效率各不相同, 使得不同省份、不同区域电网的电力CO2排放系数存在差异[15,16]。在各区域电网中, 同时存在大量排放CO2的火电企业和几乎没有CO2排放的水电等清洁能源生产企业, 不同的区域电网上网电量中的水电、火电比例各不相同, 使得在不同的节点上输入同量电力所隐含的CO2转移排放量也各不相同。例如, 北京从山西 (煤电为主) 、湖北 (水电比例较高) 输入同量电力隐含的CO2转移排放量就应有所不同。有必要基于网络碳排放流理论, 发展新的基于区域电网结构的电力消费CO2排放量计算方法来重新核算各省市的CO2排放量。

2.2 基于区域电网结构的电力终端消费CO2排放量测算方法

电力系统具有独特的技术经济特征, 发电、供电、用电瞬间同时完成, 输送到区域电网上进行省际交易的电力很难区分具体的来源。本文基于碳排放流在电力网络中分布的特性和机理, 将某一区域电网内的省际电力交易视为一个整体, 讨论其能源转换效率和排放系数, 进而将电力省际交易中隐含的CO2转移排放量按比例分摊到区域电网中存在电力输入的省市。

值得注意的是, 由于电力生产和消费具有季节性, 部分省级电网在一年之内不同的时期存在不同的输入输出状态。一些水电占比大的省份, 在丰水期大量输出电力, 而在枯水期需要从区域电网输入电力。以青海省为例, 青海省火电发电量仅占全省发电量的20.7%, 而整个西北电网跨省输送的电力中火电比例高达73.4%。2010年青海省全年输出电力5.695TW·h, 输入电力5.021TW·h, 电力净输出0.674TW·h, 但由于输出的电力中水电比例很高, 而输入的电力主要是来自西北电网的火电, 隐含大量的CO2排放转移, 使青海省全年电力净输出的情况之下, 反而成为CO2净输入省。因此, 本文在处理区域电网跨省电力交易带来的隐含CO2排放转移时, 分别使用各省级电网的电力消费量 (终端消费量+输配电损失量) 、电力输入量和电力输出量进行计算, 而非全年的净电力输入或输出量。

如果存在跨区域电网的电力交易, 则需要先根据输出电网的火电碳排放系数和水电、火电比例对电力跨区域交易带来的隐含CO2转移排放量进行核算, 然后分摊到受端电网中各存在电力输入的省市。以华北电网为例, 华北电网作为受端电网, 网内的电力消费市场北京、天津等省级电网, 除从华北电网内部的山西电网大规模输入电力以外, 还需要从蒙西电网、西北电网购入电力。因此, 本文在处理华北电网所辖各省市的电力输入隐含CO2排放转移时, 需要将华北电网内部电力省际交易和从蒙西电网、西北电网输入华北电网电力所隐含的CO2排放量按比例分摊到存在电力输入的省市。在这一计算过程中, 各电网不同的火电碳排放系数和水电、火电比例作为重要的参数被考虑到计算过程之中。

类似于煤炭、成品油运输中的损失量, 电力在传输过程中存在输配电损失的问题[13,17]。网络碳排放流理论可以确定隐含在电网结构中的碳排放流, 并确定电力传输过程中由于输配电损失带来的CO2排放量。本文使用的《中国能源统计年鉴》在全国电力平衡表和分省能源平衡表中, 各省的电力消费量包括终端消费量和输配电损失量两个组成部分, 全国的电力生产量 (可供量) 与终端消费量和输配电损失量之和相等 (由于数据统计口径的问题, 2010年全国的电力可供量与电力消费量之间存在0.2TW·h的平衡差额) 。使用这一电力消费量分摊各省CO2排放量实际上已经将输配电损失带来的CO2排放分摊到对应的省市。

测算各省市电力消费CO2排放量的具体计算方法如下。

1) 电力输出情景下电力消费CO2排放量

式 (3) 中的电力消费CO2排放量表示为:

式中:Sj为省份j的电力消费量 (终端消费量+输配电损失量) ;Pj为火电消费量在省份j的电力消费量中所占的比例, 这一变量没有直接的统计数据, 本文采用该省份火电生产量Tj与电力生产总量Ej之比作为火电在电力消费中占比的替代变量, 即Pj=Tj/Ej;Cj/Tj为火电CO2排放系数;Cj为省份j火电生产一次能源消耗的CO2排放总量。

由于电力输出情景下的电力消费量低于电力生产量, 因此其考虑区域电网结构和省际电力交易后的电力消费CO2排放量是火电生产一次能源投入CO2排放总量的一部分。

2) 电力输入情景下电力消费CO2排放量

如果某省级电网采取网调方式从区域电网中购入电力, 满足自身电力生产不足, 则该情景下省份j从区域电网输入的火电消费量可表示为:

式中:ωj为省份j从区域电网输入的火电消费量;n为区域电网中省份的数量;Mj为省份j的电力输入量;Wj为区域电网中省份j的电力输出量;表示整个区域电网省际交易电力中火电所占的比例。

区域电网的火电CO2排放系数β可表示为:

省份j从区域电网输入电力中的隐含CO2排放量为从区域电网输入的火电消费量与区域电网的火电CO2排放系数的乘积:

则电力输入情景下电力消费CO2排放量为:

3) 存在跨区域电网电力交易时的电力消费CO2排放量

类似于电力输出情景, 对于向外输出电力的区域电网, 可以使用电力消费量直接核算其电力消费CO2排放量。从其他区域电网输入电力的区域电网中的电力输出情景下的电力消费CO2排放量同样可以使用其电力消费量直接核算电力消费CO2排放量。唯一需要处理的是需要从其他区域电网输入电力的区域电网中的电力输入情景下的电力消费CO2排放量。设该区域电网从其他区域电网k输入电力, 则省份j从区域电网输入电力中的隐含CO2排放量可重写为:

式中:Rk为省份j所在区域电网从其他区域电网k输入的电力量;下标m, k表示区域电网k中的第m个省。

在此基础上, 可以继续使用式 (8) 计算电力输入情景下的电力消费CO2排放量。

3 各省市2010年基于能源终端消费的CO2排放量

3.1 各省市CO2排放量与省际二次能源交易带来的CO2排放转移规模

本文使用《中国能源统计年鉴2011》各省市能源平衡表 (实物量) 中提供的2010年能源生产和消费数据计算2010年中国各省市化石能源消费CO2排放量, 结果如表1所示。在不考虑省际二次能源交易的情况下, 仅使用各省市一次能源和二次能源消费量测算的2010年全国化石能源消费CO2排放总量为935 483万t。考虑省际二次能源交易后, 加上二次能源生产过程的CO2排放量, 2010年全国化石能源消费CO2排放总量为955 860万t。

注:《中国能源统计年鉴2011》未提供西藏自治区的能源平衡表, 故本文未计算西藏自治区的CO2排放量。

省际二次能源交易带来的CO2排放转移对部分省市的化石能源消费CO2排放量带来了重大影响。其中, CO2排放量增加最大的二次能源输入省为河北 (CO2排放量为9 914.79万t, 增加了13.09%) 、北京 (CO2排放量为6 159.81万t, 增加了53.14%) 、辽宁 (CO2排放量为6 155.59万t, 增加了11.86%) 和广东 (CO2排放量为6 143.61万t, 增加了12.17%) 。CO2排放量减少最大的二次能源输出省 (自治区) 为内蒙古 (CO2排放量为11 569.03万t, 减少了20.66%) 、山西 (CO2排放量为5 779.82万t, 减少了12.43%) 、贵州 (CO2排放量为3 936.214万t, 减少了17.96%) 和安徽 (CO2排放量为3 256.97万t, 减少了10.87%) 。

以北京市为例, 2010年北京市从其他省市输入原煤2 455.45万t、洗精煤198.62万t、焦炭75.92万t、石油制品1 255.01万t、天然气75.03亿m3、电力56.564TW·h。传统的CO2排放量核算方法将二次能源生产过程中的CO2排放量计入二次能源生产省, 不算作北京的CO2排放量。本文提出的处理省际二次能源交易带来的CO2排放量转移的方法, 使北京在使用上述输入二次能源时, CO2排放量增加了6 160万t, 其中仅其他省市向北京的电力输入就转移了CO2排放量5 694万t。新方法将二次能源生产地发电、供热、炼焦、炼油四大工业过程中的污染物排放转移到能源终端消费地, 增加了作为二次能源终端消费地的北京应负担的减排责任。由于中国能源终端消费地往往是经济发达地区, 考虑省际二次能源交易的CO2排放量计算方法有利于更有效地重新分配能源输出地区和能源输入地区之间的CO2减排责任。

3.2 省际电力交易带来的CO2排放转移

电力是现代社会最为重要的能源品种之一, 传统的CO2排放量核算方法将火电生产产生的CO2排放计入电力生产地的CO2排放量, 而本文使用的新方法将其计为电力消费地的CO2排放。中国的省际电力交易是省际二次能源交易带来CO2排放转移的主要原因, 2010年全国电力消费CO2排放量达349 038万t, 占全国化石能源消费CO2排放总量的36.5%, 占二次能源消费CO2排放量的75.5%。2010年中国各省市电力交易和电力消费CO2排放情况如表2所示。

从表2中可以发现, 2010年国内电力输出最多的几个省 (自治区) 依次为内蒙古、山西、湖北和贵州, 电力输入最多的几个省市依次为广东、河北、北京和辽宁, 这些省市由省际电力交易带来的CO2排放转移规模也最大。

中国经济发展最为落后的西部地区12个省市 (自治区) (四川、重庆、贵州、云南、西藏、陕西、甘肃、青海、宁夏、新疆、广西、内蒙古) 2010年电力输出量高达216.392 TW·h, 考虑电力省际交易带来的CO2排放转移, 西部省市电力消费CO2排放量减少了22 742.27万t。值得注意的是, 西部地区内部的能源资源分布并不均衡, 既存在内蒙古、贵州这类电力大规模输出省, 也有部分电力输入地区, 例如2010年电力输入为21.677TW·h的重庆市。

东部地区 (北京、天津、河北、辽宁、上海、江苏、浙江、福建、山东、广东、海南) 是中国经济最发达的区域, 同时也是电力大规模输入地区。2010年东部地区输入电力332.388TW·h, 考虑电力省际交易带来的CO2排放转移, 东部省市电力消费CO2排放量将增加26 281.18万t。

火电生产的效率是影响全国CO2排放总量和地区分布的重要因素, 火电生产效率越高, 单位电力生产和消费所隐含的CO2排放量就越低。决定火电生产效率和CO2排放效率的有两个因素:一是煤炭发电综合利用技术, 现阶段中国火力发电及电站供热的加工转换效率远低于世界平均水平, 2010年全国平均火电CO2排放系数为1.042tCO2/ (MW·h) , 以火电生产效率最高的北京市 (CO2排放系数为0.739tCO2/ (MW·h) ) 为参考, 仍有巨大的节能减排空间;二是火电生产使用的一次能源品种, 中国火电生产的主要燃料是煤炭, 造成火力发电CO2排放强度偏高。以海南省为例, 其火力发电投入能源结构中天然气占比达12.29%, 有效地减少了火电生产CO2排放, 火电碳排放系数仅为0.847tCO2/ (MW·h) 。

目前国内火电生产效率和CO2排放效率最高的省市依次为北京、海南、江苏和广东, 均集中在东部沿海发达地区, 而效率最低的省份 (自治区) 为云南、内蒙古、吉林和辽宁, 均为煤炭和火电生产大省。大规模地从火电生产效率和CO2排放效率低的地区向效率高的地区输送电力, 一方面带来了大量CO2排放转移, 使电力生产污染物排放留在了中西部经济欠发达地区, 不利于地区经济的协调发展, 另一方面, 也使从国家层面协调地区间的利益分配机制, 促使东部沿海发达省份向中西部能源输出省转移资金和技术, 提高火电生产的效率, 从全局上减少CO2排放成为可能。

4 结语

中国是一个能源资源分布和经济发展水平差异很大的国家, 在全球气候变化和CO2减排的大背景下, 如何协调能源输出省和能源输入省在CO2减排中的责任成为区域经济协调发展的关键问题。本文研究发现, 大规模的省际二次能源交易意味着二次能源输入省应该承担更多的CO2减排责任, 在区域CO2排放量的核算中应该基于一次和二次能源终端消费和二次能源生产过程重新估算中国各省市化石能源CO2排放量。这一新的分省化石能源CO2排放核算方法有利于理清二次能源生产地与能源终端消费市场之间的利益分配问题, 进而更加准确地测算各省市的能源使用效率和CO2排放效率。

与其他二次能源相比, 由于电力在终端使用时不排放CO2, 全部CO2排放均在火电生产过程中完成, 因此考虑区域电网结构, 处理省际电力交易、跨区调运与CO2排放转移的关系是核算省际二次能源交易带来的CO2排放转移的关键。本文研究发现, 区域电网结构、各区域电网不同的火电、水电比例和火电生产效率对中国各省市的CO2排放量存在很大的影响, 决定了省际电力交易隐含的CO2排放转移规模。本文提出的基于区域电网结构计算水电、火电比例和火电碳排放系数, 测算省际电力交易隐含的CO2排放量转移的方法, 使对中国各省市CO2排放量的测算更为准确。

附录见本刊网络版 (http://www.aeps-info.com/aeps/ch/index.aspx) 。

摘要：准确测算各省在经济发展过程中的CO2排放量是分析地区能源环境效率和制定区域节能减排政策的基础。文中基于电力系统碳排放流理论, 从二次能源终端消费角度出发, 发展了计算中国分省化石能源消费CO2排放量的方法。通过考虑二次能源的省际交易, 特别是区域电网结构下的电力跨省调配, 按能源终端消费量和损失量反推各省市的化石能源消费CO2排放量。由于国内能源资源分布和能源消费严重不均衡, 存在大量的二次能源跨省交易, 所提出的方法与传统使用一次能源消费量直接计算各省市化石能源消费CO2排放量相比更加合理。