碳排放流

碳排放流（精选9篇）

碳排放流 篇1

0 引言

发展低碳电力是电力行业实现可持续发展的必经之路。低碳电力的发展需基于对电力系统碳排放认识的深化[1,2,3,4,5,6,7]。在基于宏观统计法的碳排放分析中,碳排放仅根据一次能源消耗换算得到,在电力系统中仅将火力发电厂视为点排放源进行研究,与电力系统分析中的潮流计算相脱节,未体现电网的“网络”特征。文献[1]提出了将碳排放视为依附于潮流而存在的虚拟网络流的思想,将碳排放与电力潮流分析相结合,建立了电力系统碳排放流的理念和理论框架。

由于碳排放流概念的提出,使电力系统中的碳排放不仅是电力生产的环境成本,更成为了表征电力系统各个环节低碳特征的重要指标。碳排放流也成为在电力系统中具有明确物理意义并可详细描述电力生产与消费过程中碳排放转换关系的基础性分析工具,为低碳电力研究领域的拓展提供了很好的思路。若能在已知电力系统潮流分布的基础上对碳排放流的分布做到及时掌握,则无论是面向不同地区间因电量交换引起的碳排放量转移的计算,还是面向不同时间尺度下低碳电力调度与低碳电源、电网规划的方法,都可借助碳排放流的分析结果进行深入分析。因此,在潮流计算的基础上对电力系统中碳排放流分布进行快速、准确的计算不可或缺,电力系统碳排放流的计算将成为一个基础性的关键问题。

由此,本文将借鉴电力系统潮流分析的理论基础,讨论碳排放流计算与潮流计算间的联系,结合碳排放流的基础与性质[1],建立电力系统碳排放流的基本计算方法。并对该方法进行必要的讨论与算例验证,以满足低碳电力相关问题的研究需要。

1 碳排放流与潮流计算的异同

1.1 计算本质与影响因素

电力系统潮流计算的本质是根据给定的运行条件和网路结构确定整个系统的运行状态。在电网中,潮流主要受电网结构、系统参数和边界条件所约束[8,9,10]。

与潮流计算对应,电力系统碳排放流计算的本质是根据潮流分布定量确定电力系统碳排放流的流动状态,以便辨识电力系统中碳排放的“来龙去脉”。

潮流分析与碳排放流分析间存在以下联系和区别:一方面,碳排放流依附于潮流存在,影响系统潮流分布的因素均会对碳排放流分布产生影响,如电力网络的拓扑结构在碳排放流与潮流计算中所形成的基本约束相同;另一方面,碳排放流还与发电机组的碳排放特性相关,具有自身独特的流动性质,因此碳排放流除了受潮流分布的约束外,还受潮流计算之外的一些参数与边界条件的影响。

整体来讲,电力系统碳排放流的分布与电力系统潮流分布既密切相关又有所区别。电力系统碳排放流与潮流都受网络拓扑、线路和变压器阻抗、机组出力和节点负荷因素影响;而仅影响碳排放流而不影响潮流的因素为电网潮流和机组碳排放强度。从中可以看出,影响系统碳排放流的边界条件与系统的运行状态相关。另外,由于电力系统中的能耗和碳排放主要与电源的有功出力相关,受发电机组无功出力的影响甚微,故碳排放流主要受系统中有功潮流的影响。虽然系统无功分布会在一定程度上决定电网中有功功率的损耗,对系统碳排放量和碳排放流的分布带来间接影响,但是在不计网损的情况下可认为碳排放流仅受系统有功潮流计算结果的影响。下文所介绍的碳排放流计算方法将基于不计网损的前提展开。网损乃至无功潮流对系统碳排放流计算(简称碳流计算)的影响将在未来的研究中予以完善。

1.2 计算体系与特点

整体而言,潮流分析侧重于研究电力系统的运行方式;碳排放流侧重于分析电力系统碳成本的生产、转移和消费。加之碳流计算基于已平衡的系统潮流,因此碳排放流的计算体系将与潮流分析有所区别。

首先,在潮流计算中,为保证全系统的功率平衡,需要设立平衡节点。由于碳排放流与潮流一一对应,因此当系统的电力电量供需平衡时,碳排放流的注入与流出必然平衡。由此,基于已达稳态平衡的系统潮流分布进行碳流计算时,无需另设平衡节点。

其次,因碳流计算需基于潮流计算的结果展开,两者存在因果关系。当潮流计算完成时,系统中各个节点的所有变量均为已知,系统中各种节点的有功功率和无功功率在碳流计算中不存在已知量的差异,因此潮流计算中的节点分类对碳流计算无影响。

另外,因潮流计算更注重系统中节点和支路上的潮流分布,于是潮流计算将其转化为各个节点的已知条件(如节点有功功率、无功功率等)。而系统中机组出力和负荷的信息对应着碳排放流的生产和消费,在碳流计算中十分重要。通过潮流计算可得到系统中的潮流分布,对碳排放流在电网中转移的边界条件进行限定。在此基础上还需对系统中发电机组和用电负荷的特征,以及其在系统中的连接关系进行详细描述,以完善碳流计算的基础,明确电力系统碳排放流的计算目标。具体内容如表1所示。

1.3 计算思路

在潮流分析中,当所有节点的有功功率、无功功率、电压和相角都通过计算得到后,所有支路的潮流就可以求得。

根据碳排放流的性质,当某节点的碳势已知时,对于所有从该节点流出有功潮流的支路,这些支路上潮流的碳流密度均与该节点碳势相等[1]。当系统中所有节点的碳势已知时,所有支路的碳流率可通

过支路起始节点的碳势和支路潮流求得。若系统中各节点的碳势可通过计算得到,则各条支路乃至关键断面的碳流率和流量可求。因此,系统各节点的碳势应为碳流计算的首要目标,也是下文将详细介绍的内容。

2 碳流计算的基础

已知某系统具有N个节点,其中有K个节点存在机组注入,M个节点存在负荷,网络拓扑结构已知(非降阶的节点—支路关联矩阵[8]已知)。若不考虑系统网损,可直接通过直流潮流等方法计算得到系统潮流分布。

为清晰地描述电力系统碳排放流,需在已有的电力系统潮流计算体系下提出如下新概念及其定义,为形成电力系统碳流计算的基本方法奠定基础。

2.1 支路潮流分布矩阵

支路潮流分布矩阵(branch power flow distribution matrix)为N阶方阵,用PB=(PBij)N×N表示。定义该矩阵的目的是为了描述电力系统的有功潮流分布,从电力网络层面给定碳排放流分布的边界条件。该矩阵既包含电力网络的拓扑结构信息,又包含系统稳态有功潮流的分布信息。支路潮流分布矩阵中的元素具体定义如下。

若节点i与节点j(i,j=1,2,…,N)间有支路相连,且经此支路从节点i到节点j流过的正向有功潮流为p,则PBij=p,PBji=0;若流经该支路的有功潮流p为反向潮流,则PBij=0,PBji=p;其他情况下PBij=PBji=0。特别地,对所有对角元素,有PBii=0(i=1,2,…,N)。

2.2 机组注入分布矩阵

机组注入分布矩阵(power injection distribution matrix)为K×N阶矩阵,用PG=(PGkj)K×N表示。定义该矩阵的目的是为了描述所有发电机组与电力系统的连接关系以及机组向系统中注入的有功功率,同时也是便于描述系统中发电机组产生碳排放流的边界条件。矩阵中的元素具体定义如下。

若第k(k=1,2,…,K)台发电机组接入节点j,且从第k个含有发电机的节点注入节点j的有功潮流为p,则PGkj=p,否则PGkj=0。

2.3 负荷分布矩阵

负荷分布矩阵(load distribution matrix)为M×N阶矩阵,用PL=(PLmj)M×N表示。定义该矩阵的目的是描述所有用电负荷与电力系统的连接关系以及有功负荷量,以描述系统中电力用户消费碳排放流的边界条件。矩阵中的元素具体定义如下。

若节点j是第m(m=1,2,…,M)个存在负荷的节点,且有功负荷为p,则PLmj=p,否则PLmj=0。

2.4 节点有功通量矩阵

节点有功通量矩阵(nodal active power flux matrix)为N阶对角阵,用PN=(PNij)N×N表示。根据基尔霍夫电流定律,任何时刻对任意节点,所有流入、流出该节点的支路电流的绝对值相等,代数和恒等于0。由此,在潮流分析中,任意节点的净注入功率均为0。但在碳流计算中,节点碳势只受注入潮流的影响,从节点流出的潮流对节点碳势不产生影响。因此,相比流经节点电流和潮流的代数和,碳流计算更关注考虑潮流方向下流入节点有功潮流的“绝对量”,称之为节点有功通量。在潮流分析中,该概念未被使用和定义。在碳流计算中,将利用此概念来描述系统中发电机组对节点以及节点对节点碳势的贡献。节点有功通量矩阵的元素具体定义如下。

对节点i,令I+表示有潮流流入节点i的支路集合,pBs为支路s的有功功率,则有

式中:pGi为接入节点i的发电机组出力,若该节点无发电机组或发电机组出力为0,则pGi=0。

该矩阵中所有非对角元素PNij=0,(i≠j)。

根据以上3个矩阵的定义,PN矩阵的第i行对角元素等于PB矩阵和PG矩阵第i列元素之和。

若令PZ=[PBPG]T,不难发现:

式中:ζN+K为N+K阶行向量,向量中所有元素均为1(下文同)。

式(2)表明,当电力系统的PB和PG矩阵已知时,PN可通过PB和PG矩阵直接生成。

2.5 发电机组碳排放强度向量

不同发电机组具有不同的碳排放特性,在碳流计算中为已知条件,可组成系统的发电机组碳排放强度向量。设第k(k=1,2,…,K)台发电机组的碳排放强度为eGk,则发电机组碳排放强度向量(unit carbon emission intensity vector)可表示为:

2.6 节点碳势向量

电力系统碳排放流的首要计算目标为所有节点的碳势。设第i(i=1,2,…,N)个节点的碳势为eNi,则节点碳势向量(nodal carbon intensity vector)可表示为:

2.7 支路碳流率分布矩阵

计算得到节点碳势向量后,可进一步得到系统各个支路的碳流率。由此定义支路碳流率分布矩阵(branch carbon emission flow rate distribution matrix)为N阶方阵,用RB=(RBij)N×N表示。

支路碳流率分布矩阵元素定义与支路潮流分布矩阵相似。若节点i与节点j(i,j=1,2,…,N)间有支路相连,且经此支路从节点i到节点j流过正向碳流率为R,则RBij=R,RBji=0;若流经该支路的碳流率R为反向,则RBij=0,RBji=R;其他情况下RBij=RBji=0。特别地,对所有对角元素,有RBii=0(i=1,2,…,N)。

根据上文分析,有

2.8 负荷碳流率向量

计算得到节点碳势向量后,节点负荷的用电碳排放强度与该节点碳势相等。结合负荷分布矩阵,可得所有负荷对应的碳流率,物理意义为发电侧为供应节点负荷每单位时间产生的碳排放量。对第m(m=1,2,…,M)个存在负荷的节点,与其负荷对应的碳流率为RLm,则负荷碳流率向量(load carbon emission rate vector)可表示为:

由上文分析,有

3 电力系统碳流计算方法

3.1 计算方法

由节点碳势的定义,可得系统中节点i的碳势eNi为:

式中:ρs为支路s的碳流密度。

式(8)的物理意义为:节点i的碳势由接入该节点的发电机组产生的碳排放流和从其他节点流入该节点的碳排放流共同作用决定。其中等号右端分子和分母的含义分别为节点i受上述2类节点的碳排放流和潮流的贡献。根据碳排放流的性质,支路碳流密度ρs可由支路始端节点碳势替代,将式(8)改写为以下矩阵形式:

式中:ηN(i)=(0,0,…,1,…,0),为N维单位行向量,其中第i个元素为1(下文同)。

根据节点有功通量矩阵的定义,可得:

由式(9)和式(10)可得:

由于PN矩阵为对角阵,将式(11)扩充至全系统维度,可得:

整理后可得系统所有节点的碳势计算公式为:

3.2 可行性分析

下面分析式(13)中PN-PBT的可逆性。

若系统为连通网络,且稳态时电力系统中所有线路中均存在有功潮流,则PN所有对角元素均不为0。因PB矩阵所有对角元素为0,所以PN-PBT的对角元素与PN对角元素相同。若PN-PBT的下三角部分存在非零元,则可从其第1列开始,从上到下,将该列所有非零元通过线性变换消为0。根据PB矩阵的性质,PN-PBT的非对角位置若存在非零元pN-Bij≠0,则其对称位置必有pN-Bji=0,在下三角非零元消去的过程中,不改变对角元素的值。将此操作逐列进行,可将PN-PBT变换为上三角阵,而其对角元素不发生变化。由此分析可知,PN-PBT的行列式的值即为对角线元素之积,其可逆性可以得到保证。

另一方面,若系统不连通(存在孤立节点)或者因系统高度对称等原因使得稳态时与某一节点相连线路的潮流均为0,则PN-PBT中相应的对角元将出现零元素,使其不可逆。为避免此类状况,应在计算前校验PN矩阵的对角元,若存在零元素,应将零元素对应的节点和与该节点相连的机组和线路从电网中消去,更新所有计算矩阵和向量的值之后,再计算系统碳排放流分布。

综上所述,电力系统碳流计算过程如图1所示。

4 算例分析

为验证上述系统节点碳势求解方法的效果,本文针对IEEE 14母线系统进行分析。

因本算例不考虑网络损耗,系统潮流分布可用直流潮流法计算。系统中各机组出力和各用户负荷,以及系统稳态有功潮流分布如图2所示,图中所有带小数点数值均为有功功率,单位为MW。

给定所有发电机组碳排放强度向量(单位为gCO2/(kW·h))。设定G1为燃煤机组,碳排放强度较高;G2和G4为燃气机组,碳排放强度较小;G3和G5为分布式风力发电和水电机组,碳排放强度为0。EG如下所示。

由上述数据,经校验‖PN‖≠0,可根据式(13)计算得到所有节点的有功通量和碳势,如表2所示。

观察所得结果,对于1,8,11,12号节点,流入这些节点的潮流仅来源于某一台发电机组或某一个与之相邻的节点。因此这些节点的节点碳势应与其上游提供有功潮流的节点或发电机组的碳势保持一致。实际计算结果亦是如此。从发电机组G1至G5出发,根据潮流流向逐个计算所有节点的碳势,所得结果亦与上述结果一致。可验证该算法的正确性。

进一步,可通过式(5)计算支路碳流率分布矩阵RB,得到所有支路的碳流率,如表3所示。

进一步计算流出节点的碳流率向量和分布矩阵RL,得到所有负荷和机组注入的碳流率,如表4所示。

从表4可看出,在不计网损的前提下,系统注入碳流率与系统流出碳流率总和相等,验证了碳排放流的守恒。

上述分析仅针对某个时间断面而进行。进一步,若针对多时段问题进行类似分析,基于上述方法可得到系统中不同节点碳势在不同时段的变化过程。在短时间尺度内,当系统中存在风力发电,或者碳捕集电厂[11,12,13]时,有助于协助系统通过修改运行方式实现面向低碳的运行优化,在长时间尺度内可通过对各节点碳流量的统计对系统的碳排放进行更为细致的界定与低碳责任划分[14]。

5 结语

碳排放流分析理论是电力系统的新理论,也是低碳电力发展的新契机。本文结合电力系统潮流计算方法与高等电力网络分析方法,在忽略网损的情况下,建立了电力系统碳排放流的基本计算方法。该方法实现了根据网络拓扑、系统潮流分布和系统机组碳排放信息准确求解系统中各节点碳势和支路碳流率的过程。通过算例对该方法的正确性进行了验证。希望本文的工作为电力系统碳排放流理论的进一步发展和应用推广提供参考。

摘要：电力系统碳排放流分析的理念为低碳电力带来了新的研究方向。根据潮流计算的结果准确而系统地求解电力系统中碳排放流的分布成为亟待解决的问题。在电力系统碳排放流分析理论的基础上,进一步分析了碳排放流和电力系统潮流计算之间的异同,以及电力系统碳排放流的影响因素、计算体系和计算思路;根据碳排放流求解的需要,定义了一些关键矩阵和向量;结合电力系统潮流计算方法与高等电力网络分析方法,在忽略网损的情况下,建立了电力系统碳排放流的基本计算方法,并通过算例系统验证了该方法的正确性。

关键词：碳排放流,低碳电力技术,潮流计算,节点碳势

碳排放流 篇2

全球气候变暖的危机严重影响着人类的生存与发展, 已成为21世纪人类社会亟需面对的重要挑战。2009年的联合国气候大会在哥本哈根举行, 旨在寻求减少碳排放以解决全球气候变暖问题的途径。建筑建造、使用和拆除过程中对能源和资源的消耗及固体废弃物的处理将带来巨大的温室气体排放量。由建筑的碳排放带来的环境影响越来越大, 我国正处于城镇化和工业化加速发展阶段, 建设规模和建设速度都为世界发展史上所罕见的。与此同时, 二氧化碳排放量也随之不断加大, 据统计, 每年建筑领域排放的二氧化碳排放量占到总排放量的35%以上, 因此, 如何减少建筑的二氧化碳排放就显得尤为重要。施工阶段作为建设项目全生命周期中非常重要而且最为复杂的阶段, 会消耗大量的资源和能源, 产生大量的温室气体[ 1]。然而, 由于国家的大力支持与政策要求, 低碳节能建筑大行其道, 部分低碳技术应用之后所减少的碳排放却尚不足以抵消因采用这项技术而带来的生产和施工过程中增加的碳排放, 使得其应用毫无意义。因此, 研究建筑施工阶段碳排放测算很有现实意义。建筑施工过程中的碳源分析 2.1 国际碳足迹评价标准

解决全球气候变暖的方法就是要做到碳减排,那么首要的问题是找到合适的研究方法去定量评价碳排放, 从中找到主要碳排放因子以形成碳减排措施, 并对每种措施进行量化评价找到最低碳的途径。目前, 国内外普遍认可的定量评价碳排放的方法是采用碳足迹评价标准。综合学者们对碳足迹的定义, 可以认为碳足迹是一项活动、一个产品(或服务)的整个生命周期, 在某一地理范围内直接和间接产生的二氧化碳排放量(或二氧化碳当量排放量)[ 2 ]。根据国家环境毒理和化学学会(SETAC)的定义, 碳足迹评价就是碳足迹的计算方法, 碳足迹评价标准就是对碳足迹计算方法的规定。碳足迹已日益成为了研究的焦点和热点, 目前利用碳足迹评价的规范和标准也不断推出, 主要包括欧盟的温室气体盘查议定书(ENCORD)、英国的PAS 2050:2008、日本的TSQ 0010和国际标准化组织正在制定的ISO 14067等。其中ENCORD 是最早颁布的, 于2001年10月颁布了第一版, 2010年2月颁布了第三版[ 3] , 在当前众多国际碳足迹评价标准中发展相对成熟, 并且应用最为广泛。ENCORD 指出只有清晰定义了碳排放的测量边界才能保证碳足迹计算的关联性、完整性、一致性、透明性与准确性。ENCORD将碳足迹的测量范围定义为三种: 直接碳排放、间接碳排放、其他间接碳排放, 并要求根据这三种碳排放量形成碳评估评价报告[ 4]。本文选用ENCORD为依据, 根据该标准中碳源分类思想和计算方法, 针对我国国情和建筑特点进行建筑施工中的碳源分析。碳源即二氧化碳的来源, 分析碳源就是要找到产生二氧化碳的各种活动即碳足迹, 从而通过碳足迹得到碳排放量。

2.2 建筑施工过程中的碳源分类

对国际上先进的碳足迹评价标准---欧盟温室气体盘查议定书分析, 结合我国建筑施工业的管理现状, 得到建筑施工中的碳源。

2.2.1 建筑施工活动的操作边界即三大测量范围的确定

结合我国建筑业环境, 将直接碳排放定义为通过机械设备的动力燃料的燃烧直接向大气排放温室气体的影响;将间接碳排放定义为机械设备电力及蒸汽的能源使用引起的碳排放;将其他间接碳排放定义为施工消耗材料、施工建筑垃圾引起的碳排放, 通常情况下施工过程中不可测量的碳排放, 如从空调和制冷剂泄漏的温室气体排放量以及施工人员的碳排放量等, 相对建筑施工总的碳排放比重很小, 可以忽略, 故在其他间接的碳排中只考虑材料、建筑垃圾引起的碳排放。故得到建筑施工中的碳源, 如图1所示。

图1 建筑施工图中的碳源

对建筑施工中的碳源分析可以看到机械设备和材料是引起碳排放主要来源, 机械设备的碳排放就是因为需要消耗动力能源而产生碳排放, 根据动力能源与碳排放的直接、间接关系分为: 直接来源即燃料、间接来源即电力和蒸汽。而材料的碳排放则占剩余碳源中的绝大部分, 建筑施工中消耗的大分资源都是摊销在建筑材料上。因此, 本文针对机械设备的碳排放、材料的碳排放进行重点分析。

2.2.3 机械设备的碳排放

机械设备的碳排放是由于消耗动力燃料或电力或蒸汽而引起的。建筑中机械设备众多, 有必要对其进行分类, 分类依据既要体现碳排放量的影响程度又要有利于安排施工以指导低碳施工。为此将建筑中的机械设备分成了三类: 办公室设备、施工机械设施、仓储维修设备。这样的分类体现了对分类依据的要求, 可以在施工前知道现场办公、现场施工、现场布置(仓储维修)所产生的碳排放, 能针对性的加强施工管理。

2.2.4 建筑材料的碳排放

大量的建筑材料, 如结构钢框架组件、混凝土和混凝土制品、钢筋、沥青产品等, 是通过形成建筑实体的运营、维修保养、报废而产生碳排放, 不同的施工方案其材料的使用量计划也不同, 带来的碳排放就不同, 而且材料的碳排放占的比重较大,ISO14067鼓励采用全生命周期评价法(LCA)来考量施工引入的材料碳排放量。施工中的碳排放测算也必须将材料的碳排放纳入, 只有这样才能鉴别不同的施工方案的碳排放量影响, 进而改进施工方案指导低碳施工。国外一些机构, 如美国国家标准与技术研究所, 为对材料全生命期中二氧化碳的排放量进行充分的掌握和测量进行了诸多的实验, 从而形成了较为完善的建筑材料碳排放数据库, 而我国还未进行全面的碳排放测量实验, 各种材料碳排放测算的精确度与国外相比尚有较大差距。从施工消耗建筑材料引起的碳排放角度, 可将其分为五个阶段的影响: 原材料的开采和掘取、原材料运输、建筑材料的生产和施工、材料使用、材料报废。基于BIM 的建筑施工碳排放的测算方法 3.1 碳排放测算基本方法介绍

由于数据获取困难, 无法形成数据统计的规模效应, 我国建筑碳排放的测算还处于比较初级的阶段。目前, 对建筑碳排放的测算主要采用三种方法: 实测法、物料衡算法和排放系数法[ 5 ]。

(1)实测法

主要通过监测工具或国家认定的计量设施, 对目标气体的流量、浓度、流速等进行测量, 得到国家环境部门认可的数据来计算目标气体总排放量。实测法要求采集的样品数据具有很强代表性和较高的精确度, 当能满足这些要求时, 这是一种比较意义。(2)物料衡算法

是建设过程中使用的物料进行定量分析, 根据质量守恒, 投入物质量等于产出物质量, 把工业排放源的排放量、生产工艺和管理、资源、原材料的综合利用及环境治理结合起来系统地、全面地研究生产过程中碳排放的一种科学有效的计算方法。这种方法虽然能得到比较精确的碳排放数据, 但是需要对建筑全过程的投入物与产出物进行全面的分析研究, 工作量很大, 过程也比较复杂。

(3)排放系数法

是指在正常技术经济和管理条件下, 根据生产单位产品所排放的气体数量的统计平均值来计算总排放量的一种方法。目前的排放系数分为有气体回收和无气体回收两种情况下的排放系数, 而且在不同的生产状况、工艺流程、技术水平等因素的影响下, 排放系数也存在很大差异。因此使用排放系数法的不确定性也较大。

3.2 基于BIM技术的建筑施工碳排放测算模型

纵观现有的碳排放测算基本方法的原理, 可以从两个方面去克服当前研究的弊端, 一是综合选用碳排放测算基本方法以克服各种方法的不足, 发挥它们的最大优点, 为此本文选用了国际上先进碳排放评价标准---温室气体盘查议定书, 结合我国建筑业确定建筑施工中可测算且精度可靠的碳源类别, 对材料选用全生命期周期评价方法, 从而最大程度地减少隐含碳排放的影响[ 6];二是在具体考量施工碳排放时, 由于涉及施工碳排放因子的数据多、难于获取且不能形成统计的规模效应, 为此本文采用基于BIM技术, 及时且准确地调用海量工程数据, 利用碳排放测评软件测算建筑施工碳排放。国际标准组织设施信息委员会对BIM 进行了定义: 建筑信息模型(BIM)是利用开放的行业标准,对设施的物理和功能特性及其相关的项目生命周期信息进行数字化形式的表现, 从而为项目决策提供支持, 有利于更好地实现项目的价值[ 7]。方法是由目的决定的, 怎样利用BIM 技术建立建筑施工碳排放的测算模型来实现相关海量工程数据的便捷提取呢? 研究的基础是用建模软件建立BIM 模型,在BIM模型中添加材料、机械的有关碳排放的基础数据信息, 利用BIM 模型的工程量统计工具, 得到材料、机械的耗用量, 确定施工方案中的施工区、办公区、仓储中的各种机械设备所消耗的燃料、电力及蒸汽的数量、材料使用量的信息, 将这些信息导入到碳排放测评软件, 就可以计算出施工阶段的碳排放, 生成相应于该施工方案中的机械、材料使用量计划的碳排放测评报告, 给出指导低碳施工的建议措施, 见图2所示。

图2 基于BIM技术的建筑施工碳排放测算模型 基于BIM 技术的建筑施工碳排放测算步骤 4.1 基于BIM的建筑施工碳排放的信息模型

利用B IM的核心建模软件基础模型, 在基础模型里的单元构件属性里加入有关碳排放属性信息:(1)单元构件的结构材料;(2)单元构件的粉刷材料;(3)单元构件的饰面材料;(4)前三种材料的综合信息(对应的原材料、对应材料到现场的运距、对应材料的属性如混凝土砂浆等的强度、对应材料的使用寿命、报废时回收利用程度), 作为丰富的测算碳排放依据的材料信息。利用BIM基础模型转换好施工图设计模型前,加入各种机械设备后要添加机械设备用电耗油的性能属性参数。根据B IM 施工图设计模型形成BIM 的施工方案, 利用前面丰富的材料信息、机械设备信息, 借助BIM 统计工程量的功能得到材料的消耗量、建筑垃圾量、施工区、办公区及仓储区的机械设备使用量信息, 形成碳排放测算的基础信息导入到碳排放测评软件。

4.2 施工过程碳排放的测算

根据建筑施工中的碳源分类测算施工过程中的碳排放, 需考查其三个测量边界的影响: 机械设备消耗燃料直接碳排放、机械设备消耗电力及蒸汽间接碳排放、来自于材料和建筑垃圾的其他间接排放。下面, 借助于建立好的基于B IM 的建筑施工碳排放的信息模型(包含材料、机械的测算碳排放基础参数), 分别阐述这三种测量边界的计算步骤。

(1)燃料、电力及蒸汽的碳排放 根据B IM 的建筑施工碳排放的信息模型, 得到施工区、办公区、仓储间的各种机械设备的使用量及其燃料、电力及蒸汽的消耗量, 将机械设备的使用量及其燃料、电力及蒸汽的消耗量作为测算碳排放的基础数据导入碳排放测评软件, 得到机械设备消耗的燃料、电力及蒸汽带来的碳排放。

(2)材料的碳排放

根据B IM 的建筑施工碳排放的信息模型, 得到建筑材料的使用量及对应的原材料、对应制成材料成品的信息、运输距离对应材料的使用寿命、报废时回收利用程度的信息, 将这些信息作为测算碳排放的基础数据导入碳排放测评软件, 得到材料的碳排放。其计算思路见图3。以某工程屋顶施工为例, 构建屋顶B IM 模型, 统计相关材料的属性, 并导入碳排放测评软件BEES 进行分析, 如图4所示。

(3)建筑垃圾的碳排放

根据B IM 的建筑施工碳排放的信息模型(赋予建筑垃圾的种类信息)得到的B IM 的施工方案, 可以得到各种建筑垃圾的数量信息, 将这些数量信息作为测算碳排放的基础数据导入碳排放测评软件,得到建筑垃圾的碳排放。

图3材料碳排放的全寿生命周期评价法

图4 3 施工方案碳排放性能分析

根据前面计算的各种材料的碳排放, 得到材料碳排放的大小顺序及各种材料占所有材料碳排放的比重。根据前面计算的施工区、办公区、仓储区的各种机械设备的燃料、电力、蒸汽的耗用量及其这些耗用量对应的碳排放, 得到施工区、办公区、仓储区各种机械设备碳排放的大小顺序及各机械设备占所有机械碳排放的比重。

4.4 措施和改进分析得到低碳的施工方案

根据碳排放测评软件计算机械设备、材料及建筑垃圾, 得到施工中总的碳排放及相应的碳排放测评报告和前面的施工方案碳排放性能分析。按照材料碳排放的大小顺序、机械设备碳排放的大小顺序, 逐渐更改B IM 的建筑施工碳排放的信息模型中的材料参数、机械参数。基于B IM 技术和碳排放测

评软件, 得到改进后的施工方案中因不同的材料、机械设备的信息带来的施工碳排放及碳排放评估报告。经过多次改进, 得到碳排放最小的即为低碳

施工的施工方案。5 结论

在呼吁低碳建筑的今天, 我国大力推行各种低碳节能技术, 想要实现低碳建筑的目标, 在考虑低碳运营的同时也必须要考虑低碳施工。本文建立了基于BIM信息模型的建筑施工碳排放测算方法,利用B IM 技术添加提取与碳排放相关的基础信息,借助碳排放测评软件实现了建筑施工阶段的碳排放测算, 可为建设项目的低碳目标提出可行的低碳施工方案, 对建筑企业的节能减排具有很好的指导意义。同时, 所建立的BIM 建筑施工碳排放信息模型为后期运营和物业管理提供了丰富的施工碳排放信息, 是对建设项目全寿命期低碳建设的进一步完善。

参考文献

分解中国碳排放峰值 篇3

工业部门的排放峰值

工业化过程是排放峰值是否能够尽早达到的首要因素。工业部门排放约占当前排放总量的70%，即使不包含工业过程中的排放也已超过51亿吨二氧化碳。根据国家统计局工业化水平综合指数和社科院《中国工业化进程报告》，2010年中国的工业化水平分别已经达到60%或66%（不同指标），中国整体已经步入工业化后期。一般认为，基本完成工业化的水平大约在80%以上，也就是说还有近20个百分点的空间。从工业化国家和中国历史数据比较来看，工业化水平每增长1个百分点，二氧化碳排放则相应增加约0.6亿吨，意味着中国在2020年基本完成工业化时工业部门至少还要增加约10-12亿吨排放，总量将可能超过61亿吨。工业化水平超过80%以后，即工业化后期的下半阶段，如果考虑到产业结构调整，增长主要在新兴和服务产业，相应1个百分点平均降为约0.3亿吨，即意味还有6亿吨左右的增量。那么当前至2030年工业部门排放总的增量在16亿吨左右，排放峰值大约为67亿吨。

根据行业协会对目前主要11个行业产品产量趋势的预测，合成氨峰值约在2015年，水泥峰值大概在2017年（约26亿吨），粗钢峰值可能要到2020年（约8.5亿吨），平板玻璃和电解铝峰值估计在2025年，都要比原先预判的延后。主要高耗能产品排放在2025年前达到峰值虽然是可以争取的，但从预测的峰值水平来看，要高于之前估计的数值约20%-30%。而高耗能产品产量趋稳后，工业部门排放仍将缓慢上升5-10年的时间，因此2025年前工业部门总体达到峰值有难度。

城镇化排放的峰值

城市将是中国未来排放的主要增长来源。交通和建筑等部门当前占排放总量的近30%，已超过21亿吨。中国正处于工业经济为主向城镇经济为主转变的阶段，城市化仅为美国20世纪20年代的同等水平，与世界平均水平大体相当，未来城镇化水平还有很大的提升空间。一般的城镇化过程在20%-30%的水平起飞，越过50%以后会放缓。城镇化趋于平稳和终结时点可参考：一类是移民国家，一般到80%-90%，比如美国、澳大利亚、加拿大；另一类是原住民国家，一般到65%-70%，比如日本、欧盟部分国家。中国2012年的城镇化水平约为52.6%（按照户籍人口测算仅为35%左右），根据世界银行、经济合作与发展组织（OECD）以及国内研究机构预测，2030年总体可达68%-72%的水平，还有近20个百分点的空间。考虑到后期速度的放缓，存量的深度城镇化（“半城市化”农民工的市民化，超过2亿人口）和增量的城镇化（约3-4亿人口）至少仍需要25-30年的时间。按OECD和国家统计局数据测算，美国等发达国家的农村能耗和排放大致是城市的3倍，而中国的城镇人均生活能耗是农村人均水平的约1.5倍、城镇单位建筑面积能耗是农村地区的约4.5倍，相应的总能耗和排放约为农村水平的3倍。未来城镇化过程中城乡格局的变化对排放峰值水平影响很大，而城镇化过程中建筑和交通模式一旦形成和固化，能耗和排放是较难降低的。

中国当前的城镇化速度是每年约1个百分点，这1个百分点意味着每年新增建筑面积近20亿平方米、机动车近2000万辆。从发达国家和中国历史数据比较，城市化水平每增长1个百分点，交通和建筑等部门新增能源需求约8000万吨标煤，二氧化碳排放将相应增加约2亿吨，意味着在工业部门排放增长之外，中国完成增量城镇化过程还可能至少增加约40亿吨排放，完成存量的深度城镇化预估也要增加约17亿吨，总量将可能达到78亿吨。也就是说工业化和城镇化过程排放总量峰值可能达到约145亿吨（仅包括能源活动排放），即使不考虑存量问题也至少要达到128亿吨，未来25年的平均年增长量至少约为2-3亿吨（约为当前年增长量的一半）。因此，在2030年前要实现排放峰值仍需要付出艰苦卓绝的努力，而且峰值水平要显著高于110亿吨。如果按110亿吨目标实行倒逼机制则意味着在产业结构调整假设的基础上还要通过能源结构调整和技术进步减少年排放量至少20-30亿吨。

能源结构调整的潜力

能源结构调整将对峰值目标的实现起到决定性作用。据统计，非化石能源2012年的消费量约为3.3亿吨标煤，占一次能源消费总量比重9.2%，煤炭约占66.4%，石油和天然气分别约占18.9%和5.5%。当前能源结构高碳特征明显，相比于国际平均水平，能源结构清洁化和低碳化的空间至少有20个百分点，也就意味着同等消费总量下可以减排10%-25%左右，问题是可行的调整速度是否能够满足峰值目标要求。事实上，过去20年中能源结构调整幅度非常有限，非化石能源比重仅上升3.5个百分点，煤炭比重下降8.2个百分点，石油比重上升2.4个百分点，天然气比重上升2.3个百分点。即使自2005年加强政策力度以来，非化石能源比重上升的速率快了一倍，每年也仅略高0.3个百分点。

如果至2020年非化石能源比重上升速度相比于“十一五”时期再提高一倍，即每年0.7个百分点左右，则2020年非化石能源占比将接近15%，非化石能源发电量占比将超过30%；而2020年至2030年继续保持相当速度，即每年0.5至1个百分点左右，则2030年非化石能源占比将达到20%-25%，非化石能源发电量占比将超过45%，与此同时能源消费总量控制在60亿吨标煤以内，煤炭占比降低至45%左右，天然气占比增加至10%左右，那么能源活动排放大致可以控制在110亿吨左右。但那就意味着2020年非化石能源消费量要翻一番，达到7亿吨标煤以上，非化石电力装机要超过6亿千瓦，到2030年非化石能源消费量要再翻一番，达到15亿吨标煤以上，非化石电力装机要超过10亿千瓦。这种发展速度大大超过美欧，是极为罕见的，从以往的经验数据看，相当于年投资额要超过1万亿元。而同时天然气的消费量要达到4000亿立方米，如果新增量的一半来自于页岩气开采，那么需要打3万口生产井以上，总投资额也将接近于4万亿元。结构调整速度的不确定性和经济代价都很大。endprint

事实上，如果按照上述工业化和城镇化的进程，能源消费总量大致还要增加30亿吨标煤左右，非化石能源和天然气加速发展也并不能完全满足实际增量需求。“十二五”煤炭消费量规划已为39亿吨，即使2030年在一次能源中占比下降至45%以下，即今后每年下降1.2个百分点以上，煤炭消费总量预期仍会大大突破40亿吨，增长至45-50亿吨，并将长期处于该高位平台区间。

全国“同步低碳”的区域差异

区域发展差异性将对峰值目标部署产生不可忽视的影响。中国区域在发展水平、功能和结构上非常不平衡，事实上从多类研究指标标定的发展阶段看，中国区域间发展梯度可能长达20年甚至更久。目前东部已经进入工业化后期，其中东部两个直辖市已跨入后工业化阶段，中部和西部则总体上处于工业化中期，其中西部5个省仍处于工业化中期的前半阶段、两个自治区仍处于工业化初期阶段。对发展阶段不可逾越的规律认识，促使我们更为理性地思考全国“同步低碳”是否可行的问题。事实上，虽然东、中、西部2011年的人均GDP还存在较大差距，分别约为4.4万元、2.5万元和2.3万元，但人均能源消费量分别已达到约3.4吨标煤、2.9吨标煤和3.0吨标煤，人均能源活动二氧化碳排放量估算也已达到约7.9吨、7.0吨和7.7吨，已相对较为接近。

从工业化过程看，东、中、西部2011年的工业化水平综合指数分别约为81%、59%和51%，“十一五”期间年增长率平均约为5.4、4.2和4.8个百分点，按照历史和规划数据预测，东、中、西部基本完成工业化分别约在2011年、2021年和2023年，完成全阶段工业化过程分别约在2018年、2031年和2031年，东、中、西部工业化过程排放到达峰值前的增量还有约2亿吨、6亿吨和8亿吨；从城镇化过程来看，东、中、西部2011年城镇化率分别约为61%、47%和43%，“十一五”期间年增长率平均分别约为0.9、1.2和1.4个百分点，按照历史和规划数据预测，东、中、西部基本达到约70%水平分别在2024年、2034年和2036年左右，东、中、西部城镇化过程排放到达峰值前的增量保守预计约为9亿吨、16亿吨和15亿吨。

应该说，中国区域的梯度特性既为中国长期发展创造了波浪式的后劲和潜力，同时也延长了增长的过程，意味着全国的排放峰值将取决于区域间发展的叠加效应，峰值前后的平台期预计将持续相当长的时间。这当中，东部确实应率先控制排放，但如果中西部不达到峰值，全国排放峰值也很难实现。因此，国内各区域的减排政策应在公平和差异化的基础上同步推进。

实现战略目标的建议

中国的排放峰值和发展方式息息相关，需要统合起来全盘考虑，科学、公平、有效的峰值目标将有利于形成倒逼机制，但也应该充分认识到峰值方案的风险和挑战性。

中国总体上还存在20%的工业化、20%的城镇化、20%的能源结构调整、20年的发展跨距要面对，应该有步骤地实现排放趋稳，并在更大的社会经济全局内权衡，阶段性的排放峰值目标决策方式和渐进式的峰值目标计划有助于凝聚共识和降低风险。

同步推进针对工业化后期的生产性排放增长和城镇化后期的消费性排放增长的控制政策目标和手段，重视部署后发展地区的“同步低碳”战略，确立基于主体功能区战略的碳功能定位，形成公平的区域差异化气候政策体系，有序建立行业碳排放标准准入和区域碳排放总量控制与市场机制等关键制度。

碳排放流 篇4

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。

碳排放研究综述 篇5

关键词：碳排放交易,碳减排,碳补偿,自愿碳市场

一、引言

20世纪后半叶开始, 全球温室效应日益得到国际社会的关注。根据政府间气候变化专门委员会 (IPCC) 报告, 在1850-1899年和2001-2005年间全球气温升高0.76℃, 如果不采取措施, 至21世纪末全球平均气温将再升高1.8-4.0℃, 这将严重危害到全人类的存亡。国际主流的观点认为, 当前大气中的温室气体主要来自于工业革命以来人类活动产生的二氧化碳。因此, 减少二氧化碳的排放被认为是减缓全球气候系统变暖的根本途径。

为更好地应对全球气候变暖问题, 全球碳排放交易市场逐渐形成。全球碳排放交易市场总体可以分为强制碳市场和自愿碳市场。强制碳市场指政府强制管制下的碳交易市场, 主要包括《京都议定书》下规定的排放权交易市场、清洁发展机制市场、联合履约机制市场, 以及欧盟、新西兰等为履行《京都议定书》而建立的区域或国家层面的排放权贸易市场。自愿碳市场为政府管制外的所有碳交易市场, 购买者主要动机为碳信用转售、气候责任感、企业社会责任、掌控气候领导权等, 主要市场包括美国芝加哥气候交易体系、美国区域温室气体减排行动、澳大利亚新南威尔士州温室气体减排体系等。本文立足全球碳排放交易视角, 梳理了国内外关于全球碳排放交易的项目标准、实施效果等研究进展, 重点分析了全球自愿碳市场的发展现状及项目实施效果。

二、全球碳排放交易市场相关研究

(一) 自愿碳市场相关研究

碳市场主要是一个补偿概念, 它是基于具有碳减排或不排放、碳封存效果的特定项目而发展的, 因此碳市场又可以称作碳补偿市场。根据世界资源协会对碳补偿的定义, 一单位的碳补偿是指减排的、避免排放的以及封存的一单位CO2 (或其当量的其它温室气体) 用于抵消其它地方发生的碳排放。基于以上概念, 自愿碳补偿市场是指以碳补偿项目交易为主, 以自愿参与为原则的碳交易市场。

碳补偿的项目类型主要包括四种:生物碳封存项目 (Biological Sequestration) ;研发可再生能源项目 (Renewable Energy) ;提高能源效率项目 (Energy Efficiency) ;非二氧化碳 (Non-CO2) 温室气体的封存项目;工业气体减排项目 (industrial gas projects) 。自愿碳补偿市场主要由生物碳封存项目和可再生能源项目构成。

碳市场运作中, 碳补偿项目标准是保证项目质量的关键要素。Kollmuss et al强调“额外性”是最根本最重要的因素。理论上, 额外性必须能够回答以下问题:如果该项目不作为碳补偿项目实施, 那么在常规情况下该项目是否会发生?如果会发生, 那么这便不算碳补偿项目。另外, 在计算碳补偿项目带来的实际福利时, “基准线”设置非常关键。如果不能准确地估计基线量, 补偿项目取得的减排可能是虚假的, 以此签发碳信用将破坏机制减排的环境效果。再者, 森林碳汇项目的永久性问题是影响碳减排项目真实性与有效性的重要因素。Galik提出森林碳项目可能会由于风暴、大火、虫灾、土地用途的改变等而消失, 不仅难以确保森林碳项目将会永久发生, 而且还可能存在造成碳排放逆增长的风险, 如当发生森林火灾时, 森林燃烧将引起二氧化碳的大量排放。此外, 减排的项目还必须真实、可度量 (核证) , 甚至强调实现的减排是可执行的。

针对碳补偿项目的减排效果, 学术界存在较大的争议。Smith和Rodger认为碳补偿项目对于缓解气候变化作用不大, 研究表明, 碳补偿项目中的主要措施——使用节能灯泡、可再生能源、减少交通出行、支持森林碳项目、提高能源使用效率, 无论哪一种方案都不可能有效地实现碳中和。G·ssling得出了类似结论, 并解释碳补偿项目难以发挥作用的主要原因是当前碳补偿项目存在着标准不统一的问题, 不同碳补偿项目的供给者在排放计算、补偿方法、价格水平、公司结构和评估方法等方面有着巨大差距, 降低了碳补偿项目的有效性和可信度。由于缺乏统一的认证标准, 自愿碳补偿市场中的补偿项目在有效性上存在较大的差别。不少学者从供给角度考虑, 认为自愿碳补偿市场中不同标准下的碳补偿项目将会影响整个碳补偿系统的有效性。但是尽管如此, 自愿碳补偿项目对促进整体碳市场的发展起到了一定作用, 并能够有效地降低碳减排项目的成本。

(二) 强制碳市场相关研究

1997年, 在政府间气候变化专门委员会 (IPCC) 的促成下, 通过了具有里程碑意义的《京都议定书》, 从法律上对各国的温室气体排放量进行明确的规定和限制。京都议定书的另一项开创性的突破在于它建立三种基于市场机制的、旨在成功有效地实现减排目标的国际合作减排机制, 分别为国际排放贸易 (IET) , 联合旅行机制 (JI) 和清洁发展机制 (CDM) 。这三项机制的确立, 构建了国际温室气体减排交易的基础。它允许强制减排的国家根据本国的实际情况, 通过相互之间及其同发展中国家之间的合作, 完成有关限制和削减排放的承诺。三项灵活机制都涉及到不同国家之间的碳排放交易, 其目的在于使环境效益得到保障的同时, 最大限度控制经济成本。

在三项灵活机制中, 只有清洁发展机制 (CDM) 与发展中国家有关。CDM允许发达国家 (附件1缔约方) 提供资金和先进技术设备, 在发展中国家 (未列入附件1缔约方) 境内共同实施有助于减缓气候变化的减排项目, 由此获得经过核证的排放减少量 (CER) , 此CER便可以用于满足附件1缔约方的京都议定书的碳排放减少目标。CDM实施双方是已经承诺减排义务的发达国家和尚未承诺的发展中国家。

理论上讲, 清洁发展机制的实施对发达国家和发展中国家提供了机遇。对于发达国家而言, 清洁发展机制不仅带来了低成本的减排方案, 也提供了更为广阔的技术转让渠道和市场。而对于发展中国家而言, CDM的有效利用则有可能为促进国家的可持续发展提供更多的机遇, 其中包括: (1) 减少气候变化带来的不利影响; (2) 拓宽融资渠道和获取先进技术; (3) 可持续的能源生产方式, 增进能源效率和节能; (4) 创造收入和就业, 消除贫困; (5) 改善当地环境效益。但是该方案存在几方面问题: (1) 核证减排量通常来自于大型的CDM项目, 而这些项目的71.5%以上来自印度、巴西、墨西哥和中国, 这将会限制碳方案的作用; (2) 这种方案的实质是将碳排放量在不同成员中进行重新分配, 并未对碳排放总量产生显著影响。

在相关研究中, 清洁发展机制的实施目的、方案设计和运行方式成为学术界研究的重点。张坤民和何雪炀介绍了京都议定书的产生过程, 并着重介绍了清洁发展机制 (CDM) 的特点、设计原则、方法学与技术问题;刘伟平和戴永务阐述了国际碳排放权交易的产生和意义, 并就国内外初始碳排放权分配模型的研究状况进行梳理, 着重分析了清洁发展机制对我国经济的影响;李挚萍对三项机制的实施目的、实施方法、实施意义进行了阐述;靳云汇等分析了清洁发展机制的目的以及可能运的结构和运行方式。王灿和张坤民从多方面梳理了关于清洁发展机制基准线的相关研究, 通过对基准线设置的基本准则、分类原则的探讨, 概述了确定基准线的主要方法;崔成根据清洁发展机制项目的基准线和CERs获得的时间期限两个重要特征, 对清洁发展机制项目进行了划分。张中祥根据各国边际减排成本的差别, 估计我国在2010年CDM市场占60%左右的份额;Edmonds et al利用第二代模型 (SGM) 估计中国在2010年CDM市场中占据75%的份额, 这说明中国边际减排成本极低, 主要由于能源技术水平落后造成的能源利用率低下。

三、结论

碳排放流 篇6

天津市2012年地区生产总值(GDP)达10 920.72亿元,是1995年的9.2倍,年均增长率达到12.3%,位居全国首位,但2012年二氧化碳(CO2)的排放量近达1.8亿吨, 而1995年年平均增长率达6.0%,其中天津市工业排放量占比70.3%,天津市工业内部重工业占比高达80%,如金属压延制造、机械制造等产业。

为应对碳排放量的增加,天津市碳排放权交易市场试点成立,该市场将钢铁、化工、电力热力、石化、油气开采等五大行业排放量达到一定标准的114家(现参与的111家)企业纳入试点范围,并且天津市允许个人和机构参与碳排放权。

天津市碳排放权配额发放分为两次。第一次是当年8月,主管部门通过注册系统向纳入企业免费发放本年度应发放配额的80%,第二次是在本年度纳入企业碳排放权核查结束后,分配剩余配额的20%。天津市碳排放权交易市场碳排放权配额分配按照历史法和基准法核发配额, 现阶段天津市的碳排放权配额都是以免费分配配额的分配方法在试点企业间分配。

每年4月30日前,企业首先根据企业的能源台账将消耗的能源(电力或煤等)换算出碳排放量,并提交上年度碳排放报告和核查报告。然后,每年6月30日前履行上年度遵约任务,待上一年度交付义务履行后,政府会发放当年的配额。对于履约交付后多余的配额,可以结转到下一年继续使用。

天津市企业可以使用一定数量的中国核证自愿减排量(CCER)抵销履约的排放量,但是不得超过该年度碳排放量的10%。天津市对于超额排放的企业不罚款,但是对于超排企业可获得的政府融资支持和财政支持做出了限制。对于倒闭、关停的企业应按照当年度实际排放量注销相应配额,剩余配额由政府回收。合并、分立、解散的企业要向主管部门提交相关变更材料,主管部门进行配额转移或回收。

2014年的履约期因为企业参与核查的热情度不高, 推迟到当年7月份才完成。目前试点企业交易情况不乐观,交易不活跃。据了解,交易所9月份只有6天有交易记录,其中一半仅有20吨交易总量,10月份仅仅只有两天有交易。市场分配的配额可能是超额的,现在暂无回购机制。2014年11月4日出现了首单6万吨的控排企业(CCER) 买单。截至2014年10月10日,天津市碳排放权交易市场的成交量达106万吨,其中协议转让高达82万吨。

由于碳排放权交易的特殊性与复杂性,国内外对于其会计处理尚未达成一致意见。目前主要有参与试点的企业在实务中的会计处理没有统一的规范,一定程度上影响了会计信息的准确性和可比性。因此,研究碳排放权交易的会计处理方法,为天津市参与碳排放配额交易的单位提供会计处理方案,具有重要的现实意义。

二、碳排放权交易特征

企业参与碳排放权交易试点与以前没有参与试点的主要区别是企业免费取得政府发放的碳排放配额,同时承担到期按实际碳排放量交付配额的义务。取得的配额与履约时交付配额之间的差额,即是减排量与超排量。企业减排的,配额结余可以出售,取得一项减排收益;企业超排的,必须在交易市场购买配额以完整履行交付义务, 从而发生一项超排支出。即相当于原来生产经营中碳排放量是没有硬性约束的,现在参与碳排放权交易试点企业,政府给企业规定了一定时期内的排放限额:企业减排的,可以取得减排收益;企业超排的,需负担一项超排支出。政府推动碳排放权交易市场的建设,根本目的还是希望推动企业节能减排事业的发展,减排者受“奖励”,超排者被“罚款”,并且减排者的“奖励”由超排者买单。

目前,很多国家和地区已经开展碳排放权交易,大部分学者认为碳排放权应确认为一项资产,但对于确认为哪一种资产并没有形成统一的意见,主要包括无形资产、 金融资产和存货三种观点。

本文认为,碳排放权应当作为“交易性金融资产”处理。首先,在总量管理和控制模式下建立的碳排放权交易市场中,碳排放权作为一种可自由交易的稀缺资源,具有很强的流动性,其应该是流动资产。其次,企业在收到排放配额时即可将其售出,进行融资或投资,投资者也可利用市场供求关系引起的价格变化从中获利,碳排放权具有一系列金融资产的特征。再次,参与CDM项目企业通过减排取得的碳排放权是为了在近期内出售以获得资金和技术支持,这符合“交易性金融资产”的确认条件。因此为了适应天津碳排放交易市场的不断发展,更准确地反映其价值属性,根据《企业会计准则第22号——金融工具确认和计量》,应把碳排放权确认为“交易性金融资产”,在 “交易性金融资产”一级科目下增设“碳排放权”二级明细科目进行核算。

三、碳排放权交易的会计处理

探讨碳排放配额交易的会计核算方法,基本思路是遵循会计核算的一般原则,并在现有的制度框架下解决问题。本文将参与碳市场交易的主体划分为免费发放、到期履约注销配额的试点企业和为了博取差价、以交易为目的的投资机构。根据天津市碳排放权交易的现状,两类市场主体会计处理方法有所不同。

(一)自用目的、到期履约的试点企业

对于从政府免费取得、自用为目的、为履行义务而持有碳排放配额的试点企业,按照会计处理的时点不同,本文提出三种处理方法,以供参考。其中,前两种在初始计量时不对分配配额进行确认,而是在碳排放权变动时对其变动净额进行确认。

1.方法一:免费取得配额不记账,在出售结余配额或购买配额补齐差额时进行会计处理。

实际出售结余配额时,按实际取得的价款:

实际购买配额补齐超排数量时,按实际支付的价款:

在这个时点进行会计处理的理由有两点:

(1)企业免费取得配额又同时承担到期交付义务,相当于试点企业与政府签订一项碳排放合约,约定试点企业严格按照政府分配的排放配额开展生产经营,以控制对环境的损害。此时,仅仅是“一纸合约”,没有实际经济利益的流入与流出,故不需要进行会计处理,待实际履约时再进行会计处理符合会计核算的客观性原则。

(2)不会虚增企业资产与负债,符合会计核算的可比性原则,不会对现行会计报告框架造成影响,便于财务会计报告的使用人对不同企业之间、同一企业不同时期财务状况和经营成果的比较。

2.方法二:取得配额时不记账,在履约期计算出配额结余或配额不足时进行会计处理。

天津市碳排放权交易市场机制中,试点企业的履约时间是在排放年度第二年的6月份,试点企业将经过核查确认的排放年度实际碳排放量与免费取得的排放配额进行比较,其差额即配额结余或配额缺口。

当企业因减排而产生配额结余,试点企业应当确认一项可供出售以获取收益的资产,即按照排放配额的公允价值借记“交易性金融资产——碳排放权(成本)”科目,贷记“管理费用(减排收益)”科目。随后的持有期间, 在资产负债表日的计价以及出售时的会计处理与交易目的持有的碳排放配额的核算完全相同,按照“交易性金融资产”科目的处理规则核算即可,在此不再赘述。

当企业因超排而出现配额短缺,试点企业应当确认一项为履约必须承担的现实义务即金融负债,应当按照公允价值借记“管理费用(超排损失)”科目,贷记“其他应付款——应付碳排放配额款”科目。

企业从二级市场上购买碳排放配额,补齐履约所需配额时,相当于偿付碳排放债务。按照账面余额,借记“其他应付款——应付碳排放配额”科目,按照实际支付金额,贷记“银行存款”科目,差额借记或贷记“管理费用(超排损失)”科目。

在履约期计算出配额结余或配额缺口时进行会计处理,其理由是第三方机构核查结果确认了企业的交付义务,此试点确认减排收益或超排损失,与第一种处理方法比较,更符合会计核算的权责发生制原则。

3.方法三:取得配额时就进行会计处理,直至履约完成为止。

(1)取得碳排放配额时。试点企业免费取得碳排放配额时,在确认一项资产的同时确认一项负债。即按公允价值借记“交易性金融资产——碳排放权(成本)”科目,贷记“其他应付款——应付碳排放配额”科目。

(2)资产负债表日的计价。在持有碳排放配额的会计期末,即资产负债表日,“交易性金融资产”按公允价值计价。也就是说,在会计期末获取碳排放配额的市场价值 (收盘价),并与“交易性金融资产——碳排放权”的账面价值进行比较,其差额计入当期损益。

如果期末碳排放配额的公允价值高于其账而余额, 应按二者差额,借记“交易性金融资产——碳排放权(公允价值变动)”科目,贷记“公允价值变动损益”科目。

如果期末碳排放配额的公允价值低于其账面价值, 应按二者差额,借记“公允价值变动损益”科目,贷记“交易性金融资产——碳排放权(公允价值变动)”科目。

(3)出售配额取得货币资金。企业临时需要货币资金,将持有的排放配额出售时,企业出售碳排放权,应按实际收到的金额,借记“银行存款”科目,按“交易性金融资产——碳排放权”的账面余额,贷记“交易性金融资产 ——碳排放权(成本)”科目,借记或贷记“交易性金融资产——碳排放权(公允价值变动)”科目,按其差额贷记或借记“投资收益”科目。

同时,将原计入该金融资产的公允价值变动损益转出,借记或贷记“公允价值变动损益”科目,贷记或借记 “投资收益”科目。

(4)购买配额时。在履约期之前,企业根据预期的交付数量减去实际持有数量,按其差额在交易市场购买碳排放配额,借记“交易性金融资产——碳排放权(成本)” 科目,贷记“银行存款”科目。

(5)履约交付配额时。履行交付义务时,按账面价值, 借记“其他应付款——应付碳排放配额”科目,按账面价值,贷记“交易性金融资产——碳排放权(成本)”科目,借记或贷记“交易性金融资产——碳排放权(公允价值变动)”科目,按其差额贷记或借记“投资收益”科目。同时, 将原计入该金融资产的公允价值变动损益转出,借记或贷记“公允价值变动损益”科目,贷记或借记“投资收益” 科目。

按照第三种方法进行会计核算,试点企业在免费取得排放配额时,就按照“交易性金融资产”的记账规则进行会计处理,同时增加企业资产与负债,兼顾了排放配额的交易性与自用性,有一定的现实意义。但是,其提供的会计信息可比性,包括试点企业与非试点企业之间、试点企业前后各会计期间之间会计信息的可比性受到一定影响,对会计信息使用人使用财务会计报告进行经济决策有可能产生误导。

(二)以交易为目的的投资机构

对于以短期获利为目的,从二级市场购入和出售碳排放配额,笔者认为其比较符合“交易性金融资产”的性质和特征,可以在“交易性金融资产”科目下设置二级科目“碳排放权”进行会计核算。具体来说,包括取得碳排放配额的初始计量、持有期间会计期末(资产负债表日)计价、出售等三个环节的会计处理。

1. 取得碳排放权的初始计量。投资机构在碳排放权二级市场上购买碳排放配额时,按其公允价值计量,相关的交易费用应当直接计入当期损益。

具体来说,按其公允价值借记“交易性金融资产—— 成本”科目,按交易费用借记“投资收益”科目,按实际支付的金额贷记“银行存款”科目。

2. 资产负债表日的计价。投资机构在持有碳排放配额的会计期末,即资产负债表日,“交易性金融资产”按公允价值计价。也就是说,在会计期末应取得碳排放权的市场公允价值,并与“交易性金融资产——碳排放权”的账面价值进行比较,其差额计入当期损益。

如果期末碳排放权的公允价值高于其账面余额,应按二者差额,借记“交易性金融资产——碳排放权(公允价值变动)”科目,贷记“公允价值变动损益”科目。

如果期末碳排放权的公允价值低于其账面价值,应按二者差额,借记“公允价值变动损益”科目,贷记“交易性金融资产——碳排放权(公允价值变动)”科目。

3. 出售碳排放权的会计处理。企业出售碳排放权,应按实际收到的金额,借记“银行存款”科目,按“交易性金融资产——碳排放权”的账面余额,贷记“交易性金融资产——碳排放权(成本)”科目,借记或贷记“交易性金融资产——碳排放权(公允价值变动)”科目,按其差额贷记或借记“投资收益”科目。

同时,将原计入该金融资产的公允价值变动损益转出,借记或贷记“公允价值变动损益”科目,贷记或借记 “投资收益”科目。

四、碳排放权交易的信息披露

在会计期末财务报表列报中,碳排放配额交易引起的资产、负债、损益的变化结果在“交易性金融资产”、“其他应付款”、“管理费用”、“投资收益”等相关项目中列示, 不需要改变财务报表的列报项目。

另外,在报表附注“其他重要事项”中需要披露报告年度政府分配的碳排放配额、实际排放量(含直接排放、 间接排放)、报告年度减排量或超排量以及原因分析、报告年度减排或超排对当年利润的影响金额等。

本文建议试点企业的碳排放核查时间调整为次年的1 ~ 3月份进行,履约时间调整为4月份,以便与财务报告的会计期间相一致,便于碳排放配额交易的核算与信息披露。

参考文献

王艳龙,孙启明.低碳经济下碳排放权会计问题探析[J].经济纵横,2010(12).

朱敏,李晓红.论清洁发展机制下碳排放权的会计核算[J].会计之友(中旬刊),2010(11).

Bebbington J.,Larrinaga-Gonzalez C.Carbon Trading:Accounting and Reporting Issues[J].European Accounting Review,2008(4).

申金荣,赵亦江.我国CDM项目企业的碳排放权会计核算[J].财会月刊,2011(8).

欧盟碳排放交易制度 篇7

关键词：EU ETS,协调发展原则,利益衡量

1 京都议定书

1997年在日本京都由联合国气候变化框架公约参加国三次会议制定了作为《联合国气候变化公约》补充性文件的《京都议定书》 (简称《议定书》) 。《议定书》为主要的工业国家制定了二氧化碳的排放标准, 即在2008年至2012年间, 全球主要工业国家的工业二氧化碳排放量比1990年的排放量平均要低5.2%。截止至2009年2月, 一共有183个国家通过了该条约 (超过全球温室气体排放量的61%) 。《议定书》仍承袭了《联合国气候变化框架公约》的宗旨, 要求各成员国秉承共同但有区别的原则, 努力减少国内的温室气体排放, 以应对全球气候变暖的问题。

《议定书》在附件B中为全球主要的发达国家制定了减排承诺, 为了实现缔约国的减排承诺, 《议定书》提供了三种交易机制:排放交易机制 (E-missions Trading) 、清洁发展机制 (The Clean Development Mechanism) 和联合履行机制 (Joint Implementation) 。

排放交易机制 (Emissions Trading) 是各发达国家可基于本国1990年或1995年的排放基准, 和其他的发达国家交易温室气体的排放配额。这些被交易的配额称为分配数量单位 (Assigned A-mount Units) 。

清洁发展机制 (The Clean Development Mechanism) 是发达国家向发展中国家的减排项目进行投资, 以获得项目信用 (project credit) 。这些项目信用配额 (Project Credit Allowances) 称为核证减排 (Certified Emission Reductions) 。

联合履行机制 (Joint Implementation) 和清洁发展机制非常相似, 只不过联合履行机制是发达国家向其他的发达国家的减排项目进行投资, 以满足《议定书》的承诺要求, 这里的项目信用配额称为减排单位 (Emission Reduction Units) 。通过这三种交易机制, 各成员国能够在市场交易下更有效地完成《议定书》规定的减排承诺。

同时《议定书》规定欧盟作为一个整体, 可以享有负担共享 (burden sharing) 的标准。即欧盟作为一个区域联合体, 应比1990年的排放量减少8%, 但各成员国的减排目标之间存在差异。例如葡萄牙可以在1990年的基础之上增加27%的排放量, 英国则必须减排12.5%, 德国必须减排21%。正是由于欧盟境内各成员国之间存在减排数量的差异, 更加速了欧盟减排交易计划的形成和实施。

2 欧盟碳排放交易制度EU ETS

2.1 EU ETS的制度结构

据欧盟国家审计署2008年的报告显示, 欧盟排放交易计划是世界上最大的排放交易系统, 涵盖了欧盟境内的所有国家和11, 000个工业基地, 囊括了欧盟45%的二氧化碳排放。

欧盟排放交易计划主要分为三个阶段, 第一阶段是从2005年1月1日到2007年11月30日, 第二阶段是从2008年1月1日截止于2012年的12月31日, 第三阶段是从2013年到2020年。其中, 第二阶段相对第一阶段而言, 运作是比较成熟的, 因此这一时期的数据更能有效说明欧盟排放交易计划的特点和运行效果。

从欧盟排放交易计划的结构来看, 主要包括欧盟委员会 (European Commission) 和各成员国 (Member States) 对有关交易的情况进行互动。欧盟委员会制定大政方针, 各成员国必须在欧盟委员会的要求之下制定国内的交易细则。

据欧盟委员会公布的数据显示, 欧盟第一阶段排放量的上限为6, 542 Mt CO2, 第二阶段排放量的上限为10, 400 Mt CO2。欧盟委员会在公布总体排放量之后, 会向各成员国发放配额 (allocating free allowances) 。各成员国在收到欧盟委员会的通知之后, 必须提交国家分配计划 (National allocation plan) , 在这份计划中必须详细列明各成员国未来发放的配额总量, 这些配额如何分配给各个部门, 项目信用的数量限制, 并且还包括其他一些行政方面的信息, 例如为新加入者保留的配额数 (The Number Of Allowances Reserved For New Entrants) 。

欧盟委员会在收到各成员国发送的国家分配计划之后, 会对这些计划一一进行审核, 对不合理的部分还可能进行修改。据2007年欧盟委员会公布的报告显示, 委员会在收到11个成员国的国家分配计划后, 驳回了其中的10份, 就是因为成员国规定的配额过于宽泛, 并未对配额的具体分配情况加以详细说明, 并且这10个会员国降低了原先提议的配额。考虑到此种行为可能和《议定书》的目标相悖, 因而欧盟委员会决定予以驳回。

在这11份国家分配计划中只有英国提交的分配计划被委员会接受了。后续的16份国家分配计划于2007年提交, 欧盟委员会降低了其中12份国家分配计划预定的配额。27份国家分配计划仅有5份未作修改而被欧盟委员会接受了。可见, 欧盟委员会对国家分配计划实行实质审查, 并拥有修改和驳回的权力。

2.2 EU ETS的实际运行———以英国为例

如果国家分配计划通过之后, 各成员国就可以将配额分配给各部门。以英国为例, 英国政府在第二阶段总的配额上限为1, 059 Mt CO2, 其中分配给电力部门的配额为524 Mt CO2, 其余部门的配额和电力部门所得配额基本相当, 达到535 MtCO2。虽然电力部门所得配额数量较大, 但仍旧低于它的正常预测的排放量。而英国政府将电力部门作为唯一一家低于往年排放量的部门, 是基于电力部门面临的国际竞争力较小, 可以通过燃烧天然气发电的方式降低成本。

如果企业的排放量超过政府分配的配额, 那么企业还可以通过拍卖 (Auction) 的方式购买所需的配额。欧盟排放交易计划规定了各成员国可以拍卖的配额上限, 第一阶段所能拍卖的配额上限为国家分配总量的5%, 第二阶段增加到10%。通过拍卖的方式促进配额的交易是比较有效的方式, 由于企业只会购买它所需要的配额, 因而通过拍卖可以提高分配的准确性, 并有利于达到污染者付费 (Polluter Pay) 的目的。同时, 拍卖本就是一种公开的方式, 能够降低向公众公开分配的成本。

英国政府通过一份修正案使得温室气体排放交易可以拍卖的方式在国内实施。在修正案中, 英国政府宣称, 必须至少在拍卖日前两个月公布政府有拍卖的意图, 并且至少在拍卖日前一个月公布政府所要拍卖的配额数量。拍卖主要是通过两种方式进行, 一种是竞争投标 (competitive bidding) , 另一种是非竞争投标 (non-competitive bidding) 。

在2008年11月举行的首次拍卖就是以竞争投标的方式进行。在拍卖过程中, 企业可以通过一个名为主要参与者 (Primary Participant) 的中介进行投标, 所投数额必须为1, 000配额的倍数 (multiple of 1, 000 allowances) 。此次拍卖运行良好, 最后所得资金为￡54.4, 000, 000。

政府为使中小企业也能够参加拍卖而设计出非竞争招标的方式。在非竞争招标中, 企业只需以管理员 (Administrator) 的身份进行注册, 之后就可在1到10, 000配额 (Allowances) 之间进行招标。这两种模式都会在今后的拍卖中得以运作。

3 欧盟碳排放交易制度的影响

3.1 EU ETS对企业的影响

环境审计委员会 (Environmental Audit Committee) 认为欧盟碳排放机制发挥了其应有的市场功能。2008年工业调查显示, 82%的被调查者参与了碳排放配额的交易, 他们中的大部分人都遵守了该年度的分配指标。

绝大部分被调查者表示, 他们并不是站在机制外对机制进行评价, 其中40%的被调查者认为欧盟碳排放交易机制起到了作用。

根据最终报告结果显示, 34%的人认为EU ETS对于企业的减排活动没有影响, 64%的人认为有影响, 其中包含了9%的人认为EU ETS对企业的减排活动有重大影响。

从公司经营策略的角度看, 56%的人认为EU ETS的配额价格被公司管理层纳入公司核心决策中。例如, 三年的碳排放成本对于同一家精炼厂是不一样的。90%的受访者认为他们会细化减排项目。尤其在高能耗的项目上, 企业会首选减排成本最低廉的方式。

EU ETS和气候变化协定 (Climate Change A-greement) 共同对温室气体排放做出相关规定, 企业认为这些不同的政策之间产生了协同增效效应 (synergies) , IPPCD (The Integrated Pollution Prevention and Control Directive) 要求企业提交能源使用效率报告, 同时确定提高效率的措施。EU ETS则更为强调这些措施的经济价值。

3.2 EU ETS的经济价值

经济学家认为社会可以以低廉的成本达到《京都议定书》规定的减少温室气体排放的目标, 主要通过政府向企业征收排污费或发放排污许可证两种方式, 这两种方法都始于经济学对减少污染的理论研究, 随着温室效应的加剧, 政府逐渐将这种经济学理念应用于实践之中, 以达到以最低成本减少温室气体排放的目的。

具体做法就是在所有的污染者中, 以不同的边际排放成本分配配额 (Allowance) 。通过将配额从高成本污染到低成本污染的企业之间进行分配的方式, 使社会整体以最低的成本达到预期的减排总量。这种市场机制鼓励那些具备以最低成本减排的企业承担最大规模的减排量, 同时促使污染者以边际排污成本等于污染价格的方式来减少排放量。但在制度的实际运作中, 最困难的是, 企业能否将自己的减少排放量 (emission reductio levels) 和市场价格同步。

为碳排放定价对涉及环境的公共政策也是至关重要, 在减排方面, 市场交易机制比制定标准或规则的成本更低, 同时在减排方法上更有弹性。规则的有效性体现在规则可以提供明确的指引, 降低投资者的不确定性, 对于无法接收或回应价格信息的企业来说, 他们更倾向于被动地接受政府制定的规则。然而, 规则需要被执行, 执行需要耗费大量的社会成本, 使整个社会为了达到减排的预期目标而承担过多的成本。

EU ETS使得欧盟达到《京都议定书》规定的减排目标所需耗费的成本降低了24%-60%, EU ETS在运行的过程中, 相比其他规则而言, 能够以更低的成本减少CO2的排放。

社区碳排放评价初探 篇8

本文对低碳社区的评价进行探索性的研究, 为低碳社区的建设和评价提供指导。社区作为承载城市人口的重要区域, 居民能源消耗占整个社会能源消耗的11%左右, 社区低碳建设对低碳发展的意义不仅仅体现在碳排放的减少, 更体现在一种行为规范、一种观念的形成。通过研究找到减少社区碳排放的相关要素, 对不同的要素根据重要程度赋予一定的分值, 对要素进行细分打分, 最后通过计算社区总分对照评价标准得到不同等级的低碳社区。

1 社区碳排放源

电力消耗:电力, 是社会生产、人们生活一刻都离不开的能源。社区电力的消耗主要来自社区采暖和供冷。其它, 如照明、厨房电器、洗衣机等电器消耗的电力。

热力的消耗:社区热力的消耗主要是采暖, 尤其是北方。

燃料的消耗:社区拥有的备用发电机、维修设备以及其它用油设施, 厨房用气、社区烧锅炉所用的煤炭。

化粪池产生的排放:社区居民产生的粪便产生的排放。

空调冷媒产生的排放:社区空调制冷剂产生的逸散性排放。

污水处理产生的排放:由于社区产生生活污水, 污水在处理的过程中会产生排放。

垃圾产生的排放:由于社区产生的垃圾, 在垃圾处理过程中产生的排放。

社区碳排放源见图1。

2 低碳社区评价指标体系

低碳社区的评价分为基准层和子基准层及分值。基准层规划布局与土地利用率、能源利用、温室气体管理、垃圾管理、园区管理机制和社区生活6个大的方面来评价。土地利用分成容积率和绿化率2个子基准层, 容积率是考虑少占用土地, 绿化率旨在社区留有更多的绿地在美化环境的同时吸收CO2。能源利用是评价基准中最重要的基准, 单位面积电耗、人均能耗、节能节水器具的使用等都是对社区碳排放起决定作用的因素。温室气体管理基准主要从社区人均温室气体和单位面积减排方面做出要求。基准里和子基准具体见图2。

3 低碳社区建设指导

无论是国际还是国内, 目前都没有低碳社区的统一标准和指标。尽管对于什么是低碳社区有不同的定义和理解, 但是归纳起来大概就是舒适、健康、节能、环保等方面。

根据低碳社区的评价准则, 建议低碳社区的营造需要从以下几个方面努力:

a) 能源节约:家庭节能器具的推广使用, 如节能灯、变频空调、节水龙头和马桶;能源系统效率提升改造, 如高效热泵、水泵、电梯变频改造等;社区公共设施低碳化改造, 如小区活动中心, 社区能源中心;尽量使用可再生能源, 如太阳能热水器、太阳能路灯;社区商户能源系统的节能改造;社区居民用能习惯的改变, 譬如空调温度、人走关灯等意识的养成;窗户遮阳隔热与建筑外墙改造;

b) 节水节能:在社区推广使用节水龙头和马桶;雨水收集作为景观和绿化用水;中水回用和综合用水计划;

c) 绿化节能:增加社区绿化面积, 使用吸收CO2高的林分;使用屋顶、阳台等实现社区垂直绿化;

d) 绿色交通:使用公共交通, 使用汽车同乘计划, 社区自行车计划;

e) 垃圾分类和收集:建立社区垃圾分类和回收制度;

f) 社区管理:建立低碳工作专门组织和专门基金, 在社区普及低碳知识。引进和培育组织、机构参与社区低碳建设;引导和组织社区居民自觉实行低碳行动;定期公布社区低碳成果和发展动向;指出社区低碳发展的方向;宣传国内外低碳、生态社区等。

4 结语

介绍了低碳社区的评价体系, 通过该体系可以对低碳社区的评价有一个深刻的认识, 居民对低碳社区的建设有一个明确的努力方向。但是, 有了这些评价的指标, 如何综合评价社区低碳、低碳指标重要程度的确定以及低碳的不同级别是低碳社区下一个研究的重要方向。

摘要：在全球应对气候变化的大潮下, 减少碳排放已经成为社会大众的共同要求。社区作为承载人们生活和居住的主要场所, 是低碳发展的重要空间载体和减少碳排放的基本单元。介绍了低碳社区碳排放源及评价指标体系, 提出社区低碳发展的行动指南和建设方向。

低碳对策之碳排放交易现状与展望 篇9

随着全球工业化程度的逐步加深,人类过度消耗化石燃料给全球气候造成的严重影响已成为不可忽视的问题[1,2]。根据政府间气候变化专门委员会(IPCC)发布的全球气候变化第四次评估报告,过去100年(1906—2005年)全球平均地表温度上升了0.74℃,海洋温度的增加造成全球海平面上升约0.17m,各种极端灾害频发。至此,人类开始反思现有经济发展模式的利弊,以低能耗、低排放、低污染为主要特征的低碳经济发展模式逐渐受到各国的高度关注[3,4,5,6,7]。

作为低碳对策之一的国际碳排放交易,旨在通过全球合作,以项目交易或配额交易的方式减少全球碳排放,缓解日益严峻的气候危机。根据《京都议定书》,国际碳交易市场可以分为项目交易市场和配额交易市场2类。文献[8]简要介绍了碳交易市场的形成,并详细讨论了交易市场中不同气体的度量标准。清洁发展机制(CDM)是项目交易的典型代表,其涉及的低碳技术转让及资金筹集对发展中国家的减排起到关键作用,因此颇受欢迎[9]。然而,值得注意的是,CDM在发展中国家的应用同样具有一定的风险,文献[10]探讨了项目交易在达到减排目标中需要注意的基准线问题。配额交易是碳排放交易的另一种交易形式[11],随着全球合作的加深,配额交易有从发达国家逐渐向国际蔓延的趋势。文献[12]研究了发展中国家参与国际配额交易市场的意义并给出相关建议。

可以看出,对于项目交易和配额交易2种机制,国外在配额交易的研究和应用上更为广泛,而我国主要以项目交易为主,且多集中于项目交易框架分析及效益影响研究。本文站在发展中国家的角度,通过分析项目交易与配额交易在我国的适用性问题,提出我国碳排放交易市场的未来发展对策。

1 国际碳排放交易现状

在温室气体引致的全球气候变暖效应中,CO2的作用高达77%[13]。因此,减少CO2的排放成为控制温室效应、减缓全球气候变化的重要抉择。2005年2月16日《京都议定书》的正式生效,使得国际碳排放交易市场逐渐发展壮大。按照交易原理,可将碳排放交易市场分为2类:基于项目的碳排放交易市场(以CDM为例)和基于配额的碳排放交易市场。

1.1 项目交易

CDM是项目交易的典型代表,也是《京都议定书》确立的唯一涉及发展中国家的减排合作机制。其主要内容是指发达国家通过提供资金和技术的方式,与发展中国家开展项目级的合作,通过项目所实现的温室气体减排量可以部分抵消发达国家缔约方的减排指标。从理论上讲,CDM应该是一项“双赢”的机制:一方面,发展中国家通过合作可以获得急需的资金和先进的技术,有助于实现国家的可持续发展;另一方面,通过这种合作,发达国家可以大幅度降低其在国内实现减排所需的高昂费用,加快减缓全球气候变化的行动步伐。

根据国际碳市场的交易情况看,基于项目的碳排放交易占比超过整个交易量的90%,尤其CDM项目减排潜力巨大。截至到2009年11月24日,全球累计超过4 200个项目进入联合国EB注册流程,其中1 906个项目成功注册为CDM项目,此外还有1 16个项目已进入注册申请,这些项目的设计文件(PDD)中给出的截至2012年的核证的减排量(Certified Emission Reductions,CERs)总数已超过2.9×109t(见表1)。

注:数据统计截至2009年11月24日,数据来源:http://cdm.unfccc.int/Statistic s/index.html。

1.2 配额交易

碳排放配额交易的源头是《京都议定书》第十七条所确立的排放贸易(ET)机制。该机制目前主要用于发达国家之间的温室气体排放贸易合作,随着国际局势的转变,配额交易因具市场运作的特点有向全球推广的趋势。其原理是“限额与交易”机制,具体实施步骤为:政府根据国际谈判中制定的未来CO2减排目标与时程,首先评估CO2排放的管制总量,然后发行一定量的CO2排放权在公开市场上拍卖或免费分配。这些排放权的所有者在特定时间内的排放总额若低于排放上限,便可以在公开市场出售其差额;若高于排放上限,则必须从市场中购入相应超出量,否则将受到重罚。该机制透过自由市场的运作,利用价格体系的机能,促使污染的外部成本内部化,以达到最优的CO2排放水平,同时使减排总成本达到最优,所以是一种效率相对较优的减排策略。

《京都议定书》颁行之后,一些国家、企业以及国际组织为其最终实施开始了一系列的准备工作,并建立起了一系列的碳交易平台,其中,欧盟所取得的进展尤为突出。2005年1月,欧盟正式启动了欧盟排放交易体系(EU ETS)。所有受排放管制的企业,在得到分配的排放配额后,可根据需要进行配额买卖。如果实际排放水平超过其持有的排放配额,企业将会受到处罚。除EU ETS外,在其他一些国家也存在类似的交易平台(如美国的地区间温室气体动议,RGGI),此外,还有一些基于企业自愿组织的交易平台(如芝加哥气候交易所等)。所有这些平台,构成了目前的国际碳排放配额交易体系。

2 我国CDM项目开发现状及风险分析

2.1 开发现状

我国的CDM项目实施启动较晚,但项目总量增势迅猛,尤其在CER总量方面,排在各国之首(见图1)。根据中欧清洁发展机制促进项目总结大会,截至2009年10月,中国政府已批准2 232个CDM项目,其中663个已在联合国清洁发展机制执行理事会成功注册,预计年减排量为1.9×108 t,约占全球注册项目减排量的58%以上,注册数量和年减排量均居世界第一。

注:数据统计截至2009年1 1月16日,数据来源:http://cdm.unfccc.int/Statistics/index.html

其中,大唐吉林风力发电股份有限公司的吉林洮南风电项目和浙江巨化股份有限公司HFC-23高温分解项目是我国第一批获得CDM碳减排量交易收入的项目,具有里程碑意义。截至目前,中国批准的各类型减排项目中,新能源和可再生能源占比近70%(见图2),可见电力行业CDM项目的减排潜力巨大。

注:数据统计截至2009年11月16日,数据来源:http://cdm.ccchina.gov.cn/web/index.asp

2.2 风险分析

我国CDM项目开发潜力巨大,如果申报成功,可为国家及企业带来巨大的额外收益。但由于CER是一种无形的商品,受买卖双方国家政府的行政许可影响,不可控风险较大,需要项目企业具有足够的准备进行风险防范和风险控制,限于篇幅,本文仅以成本问题和基准线估计问题为例进行分析。

(1)成本高昂

与一般的投资项目相比,CDM项目需要满足额外的要求,经历额外的审批程序等,使得CDM项目的开发给开发者带来一些额外的交易成本。CDM项目开发者需要承担的交易成本主要包括一次性成本(项目搜寻、准备相关技术文件、东道国的批准、准备CER购买协议、指定经营实体对项目的审定、注册费等)和非一次性成本(监测费用、核查和核证费用、适应性费用和CDM管理费用等)。暂且不论申报的CDM项目能否通过执行理事会审批注册,仅前期的设计、咨询、包装等费用都至少需要投入10万美元。此外,大多CDM项目都要投资后才能出售其减排额,在审批结果不确定的情况下投资有可能有去无回。因此,中国企业面临的高搜寻成本和高交易成本令很多企业望而生畏,这在一定程度上削减了我国的减排水平,同时减缓了全球应对温室效应的前进步伐。

(2)基准线估计问题

基准线是指在没有该CDM项目的情况下,为了提供同样的服务,最可能建设的其他项目(即基准线项目)所带来的温室气体排放量。与基准线相比,CDM项目减少的碳排放量就是该项目的减排效益。基准线的重要性在于,与基准线对比,CDM项目活动的减排量、减排环境效益额外性、减排增量成本可以进行计算、评价、测量和核实,然而理论上讲,基准线情景是虚拟的且不可直接进行测量。这就要求确定基准线必须熟悉项目范围内的经济活动,了解当地的经济、社会状况,因为所有这些都可能会影响到相关的项目决策。尽管执行理事会对基准线相关定义及具体规定都做了详细说明,但实践表明,CDM项目的基准线估计仍可能出现种种问题,如定义基准线的标准或步骤不够明确,基准线中所采用的数据不够精确,基准线情景的描述不够准确,基准线情景分析不够完整等。而这些问题很可能导致项目不能通过国家或执行理事会的审批,造成项目方向投资方赔偿的困境。

3 我国碳排放交易远景展望

3.1 CDM发展前景

国际碳交易市场在过去的几年里交易量之大,世界有目共睹。碳排放交易的提出与实施为应对全球气候变化做出了重要贡献,作为碳交易市场的重要组成部分,CDM因其巨大的减排潜力和减排成本而备受各国青睐。由于各国在第一承诺期的减排义务已经以法律形式确定下来,《京都议定书》第一承诺期内市场需求旺盛已是不争的事实。然而,国际CDM交易市场作为一个新兴的市场,其产生和发展在很大程度上依赖于发达国家是否愿意承担减排义务以及进行多大程度的减排。也就是说,这个市场未来的发展与发达国家是否继续做出减排努力密不可分。随着哥本哈根会议的结束,各国仍未在第二承诺期减排问题上达成具有法律效力的共识,这在一方面加重了我国减排负担,另一方面,CDM市场的前景也由于第二承诺期谈判的困难而存在较大的不确定性。

3.2 碳排放交易远景展望

根据《京都议定书》,被分配减排指标的发达国家可以通过CDM项目投资的方式抵消其部分减排指标。然而,CDM项目获得批准的其中一个条件是:该项目所达到的减排量应当与未启动该项目时的排放量相比,以确保该项目产生的CERs是基于现实减排量,而不会增加全球排放。这就存在一个问题,那就是基准线的确定是基于虚拟情境的。这就意味着投资商和项目方都可能高估基准线排放水平以获取更高的收益。根据前一节的风险分析,与确定基准线相关的种种问题和CDM项目潜在的高交易成本等风险的存在使得另一种市场资源配置性更强的碳排放交易机制——配额交易机制逐渐受到发展中国家的青睐。

另一方面,随着后京都时代的结束,国际谈判步履艰难,作为最大的发展中国家,我国承担的减排义务和全球各国的减排责任分摊影响着CDM市场的未来发展。但无论CDM前景如何,可以明确的是,在国际扶持和自身努力下,我国低碳技术必将日趋成熟,减排潜力将逐渐减小,最终发展到目前发达国家国内减排成本高昂的状况,即在全球出现减排潜力及水平相当的局面。正如目前发达国家之间的碳排放交易市场以配额交易为主一样,随着其在发展中国家的推广,在远景时期,碳排放配额交易很可能成为全球碳排放交易市场的主流机制。

4 结论

根据世界各国碳排放交易市场的设计经验,要真正推动我国减排事业向市场化方向前进,选取何种符合本国国情的交易机制是其中一个备受关注的问题。本文对碳排放交易进行了分类,并阐述了我国的CDM项目交易现状及若干风险,同时给出碳排放交易在未来发展中国家的发展趋势。本文认为,CDM因第二承诺期谈判的困难而存在较大不确定性,随着低碳技术的革新和减排潜力的降低,以市场化手段运作的配额交易机制将成为国际碳排放交易市场的主流机制。因此,下一步研究工作将以电力工业为研究对象,结合我国电力市场特色,对CDM和配额交易机制产生的效益及对投资决策的影响加以比较分析,以探讨适合我国电力市场发展的碳排放交易模式。

摘要：阐述了气候变化的严峻形势及全球采取国际合作的应对措施,将碳排放交易分为项目交易和配额交易2类,并介绍了全球清洁发展机制(CDM)项目的开展情况及国际碳排放配额交易体系。在研究我国CDM项目开发现状及风险的基础上,提出了我国CDM的发展前景及碳排放交易的远景展望。在给出碳排放交易框架性研究及发展对策的同时,也指出了下一步碳排放交易机制比较研究的必要性。