碳排放总量（通用6篇）
碳排放总量 篇1
近些年世界各地极端气候灾害频发, 这与大量碳排放导致的全球气候变暖不无关系, 控制和减少碳排放是促进生态系统碳平衡、改善大气环境的主要途径之一[1]。在2009 年哥本哈根气候大会上中国承诺到2020 年单位GDP碳排放较2005 年减少40%-45%[2]。湖北省是我国中部地区工业中心, 经济增长与碳减排的矛盾较为突出, 如何兼顾经济增长与碳减排目标是湖北省经济发展的主要议题之一。新世纪以来, 湖北省经济持续增长, 但各产业发展极不均衡, 以高污染高能耗为主的第二产业是经济增长的主要动力, 而相对低碳的一、三产业发展缓慢, 作为碳排放主要来源的能源消费持续增加, 以煤炭为主的能源结构未见改善[3]。因此, 经济高速增长的同时, 过度能源消耗为碳减排造成较大压力, 研究湖北省碳排放的结构、时序特征与低碳经济发展以引导产业结构优化调整、加快经济转型升级已刻不容缓。
目前, 有关碳排放的研究主要有基于能源消费的碳排放测算[4,5]、碳排放影响因素分析[6,7,8]、碳排放与产业结构互动关系[9,10]、碳排放与经济发展协调性[11]、农业碳排放分析 (区域比较) [12,13]等。此外, 碳排放与土地有着密切的联系, 从土地利用的视角研究碳排放可以对碳排放源进行分解并加以控制, 已有学者从土地利用碳排放核算、土地利用碳排放效率、区域土地利用与碳足迹、碳排放引导土地合理利用、城市碳循环与土地调控等[14,15,16]方面开展了研究。涉及到湖北省碳排放的研究多侧重单一碳排放源, 例如能源碳排放、农业碳排放、植被与土壤碳排放等, 缺少系统分析碳排放相关问题的研究。由前文可知, 湖北省能源消费逐年增加、产业间发展极不平衡, 第二产业发展速度明显快于其他产业。在促进绿色增长与产业结构调整的新时期, 研究湖北省的碳排放结构与时序特征对指导经济有序健康发展具有重要意义。因此, 本文着重从以下几个方面研究湖北省碳排放的相关问题: (1) 建立基于IPCC清单的碳排放测算模型, 系统地测算湖北省人为活动产生的碳排放总量; (2) 按来源、产业、土地承载分解碳排放, 研究湖北省碳排放结构特征, 分析造成碳排放增加的主要因素, 对比不同产业的碳排放量与碳排放强度, 探讨各用地类型的碳排放强度, 促进土地利用结构合理调整; (3) 分析湖北省碳排放时序特征, 构建经济发展与碳排放总量脱钩分析模型, 测度研究时序内经济发展对能源资源消耗的依赖程度。
1 研究方法与数据来源
1.1 基于IPCC清单的碳排放总量测算
政府间气候变化专门委员会 (IPCC) 给出的《2006 年国家温室气体清单指南》[17] (下文简称《2006 年指南》) 是国际公认的核算温室气体的标准性文件。《2006 年指南》结合新能源、新材料、新科技等的利用对原有的指南进行了系统的更新与整合, 使用价值更高。根据《2006 年指南》和孙建卫[18]等关于中国碳排放量的核算研究, 化石能源消费是主要的碳排放源, 占总碳排放的75%以上;根据《中华人民共和国气候变化初始国家信息通报》和董红敏[19]等关于农业源温室气体的研究, 农业源碳排放是仅次于能源消费的第二大碳源, 占总量的17%强;渠慎宁和杨丹辉[20]得出结论, 2001-2009 年间我国废弃物碳排放占总量的1.4%-2.3%;此外, 还有少量工业过程和产品使用导致的碳排放, 由于占总量较少且统计数据缺失, 暂不予考虑。参考《2006 年指南》对碳排放来源的分类并结合数据的可获得性, 本研究测算的碳排放源主要包括:能源消费、种植业、畜牧业和废弃物, 测算结果可达碳排放总量的93.4%-94.3%, 能满足研究要求。
1.1.1能源消费碳排放测算
参考《2006年指南》关于能源消费碳排放的核算公式和赵荣钦等[4]的研究成果, 能源消费碳排放核算主要考虑煤炭、石油和天然气, 这三类能源是我国能源消费的主要构成。此外还包含少量的生物质能、风能、核能等清洁型能源, 由于其他能源对碳排放影响较小且数据不易获得, 暂不予考虑。核算能源消费碳排放的公式如下[4]:
式中:E_C是能源消费碳排放总量;βi是第i种能源的碳排放系数;Energyi是第i种能源的消费量。国内外开展能源碳排放系数研究的机构或学者主要有国家科委气候变化项目、国家计委能源所、美国能源部、日本能源经济研究所、DOE/EIA等[4,21,22], 各机构给出的碳排放系数稍有区别, 如表1, 本研究选取较权威的几项碳排放系数并取其均值代入计算。
1.1.2种植业和畜牧业碳排放测算
根据有关学者的研究, 结合我国及湖北省农业生产特点, 以《2006年指南》为基础, 参考田云等[12]基于投入视角的湖北省农地碳排放测算研究, 确定种植业碳排放源具体包括:化肥、农药、农膜、稻田。由于农业机械动力相关的碳排放已在能源消费碳排放核算中涵盖, 为避免重复, 不再涉及。农药等种植业生产要素碳排放系数参考美国橡树岭国家实验室、南京农业大学农业资源与生态环境研究所等机构和学者的研究成果[12]。稻田碳排放主要是水稻生产过程中的甲烷排放, 根据已有研究确定稻田甲烷排放系数[23,24,25], 结合湖北省稻田耕作特征及生长周期开展测算。畜牧业碳排放具体包括牲畜肠道发酵及粪便管理 (主要牲畜类别:牛、马、驴、骡、猪、羊) , 牲畜肠道发酵及粪便管理碳排放系数参考《2006年指南》第四卷第10章关于牲畜和粪便管理过程碳排放的相关论述。
1.1.3废弃物碳排放测算
根据《2006年指南》第五卷有关废弃物的分类研究, 废弃物温室气体排放源主要有四类:固体废弃物生物处理、废弃物的焚化与露天燃烧、固体废弃物填埋处理、废水处理与排放, 固体废弃物填埋处理是废弃物处理中产生温室气体的最大来源。根据IPCC提供的方法, 根据人口数、GDP (或其他经济数据) 和工业产值等按废弃物产生因子估算湖北省历年固体废弃物填埋处理数据, 包括工业废弃物和城市固体垃圾。根据《2006年指南》、渠慎宁和杨丹辉[20]选用一阶衰减法对研究时序内湖北省固体废弃物填埋处置产生的甲烷量进行估算, 针对废弃物产生因子及其他系数参考《2006年指南》给出的缺省值[17,20,26]。
1.2 脱钩定义与脱钩分析模型
1.2.1脱钩理论与定义
脱钩原本用来描述两个或多个物理量之间失去关联的状态, 上世纪末由经济合作与发展组织将脱钩概念引入环境与发展政策研究, 并逐步发展到农业、能源、土地等资源的研究[27]。环境库兹涅茨曲线假说指出, 一般意义的经济增长会造成环境破坏和资源消耗的压力, 但通过技术革新与制定可持续发展政策可以阻断这种联系, 即在实现经济增长的同时控制甚至减少环境破坏和资源消耗, 达到脱钩状态。Tapio脱钩指数模型综合相对变化和总量变化, 以时间尺度反映变量间研究时序内不同阶段的脱钩关系, 使得脱钩关系评价与分析更具准确性和客观性[28]。考虑到Tapio模型能够全面分析各指标全过程的动态脱钩变化, 且在碳排放与经济发展关系的研究方面应用较成熟[4], 本研究借鉴Tapio的交通运输量与经济增长间的脱钩关系模型, 建立碳排放与经济增长脱钩分析模型。以湖北省为研究实例, 探讨其经济增长与碳排放之间的脱钩关系。
1.2.2碳排放与经济增长脱钩模型
所谓脱钩弹性, 是指碳排放增加率与同期经济增长率的比值, 反映了碳排放变化对经济增长的敏感程度。脱钩弹性计算公式如下:
式中:ω 是脱钩弹性;EP是碳排放增长率, Cn是第n年的碳排放总量, △C是第n年比第n-1 年碳排放增加量;DP是经济增长率, GDPn是第n年的地区生产总值, △GDP是第n年比第n-1 年地区生产总值增加量。根据弹性值、碳排放增长率和经济增长率的不同, 可将脱钩状态分为弱脱钩、强脱钩、衰退性脱钩、扩张性负脱钩、强负脱钩、弱负脱钩、扩张连接、衰退连接八类, 其中强脱钩和强负脱钩分别是最理想状态和最不利状态, 脱钩状态与脱钩等级划分方式如表2。
1.3 数据来源与处理说明
1.3.1数据来源
本研究中所有能源数据均来自《中国能源统计年鉴》的湖北省历年能源平衡表;种植业中涉及到化肥、农药、农膜、水稻种植面积的数据来自历年《中国农村统计年鉴》;畜牧业生产中各类牲畜数量来自历年《中国农村统计年鉴》中湖北省各类牲畜年末存栏数量;废弃物排放中涉及到的工业废弃物和城市固体垃圾数据来自国研网统计数据库, 其中2001年和2002年数据缺失, 结合2001年以前的数据运用插值法[29]补充完整;2011年土地利用变更调查数据缺失, 研究根据《湖北省土地利用总体规划 (2006-2020年) 》中关于用地结构调整计划预测2011年湖北省土地利用结构;经济数据来自历年《中国统计年鉴》, 均按2000年不变价格参与计算。
1.3.2处理说明
为分析三次产业碳排放量和碳排放强度, 研究将碳排放分解为不同产业来源。具体而言, 第一产业包括种植业和畜牧业碳排放、农林牧渔业能耗碳排放;第二产业包括工业和建筑业能耗碳排放、工业废弃物碳排放;第三产业包括城市垃圾碳排放, 交通运输、仓储和邮政业能耗碳排放, 批发、零售业和住宿餐饮能耗碳排放, 城市和乡村生活能耗碳排放。
参考张兰[21]的研究, 建立土地利用类型与碳排放对应关系, 研究不同土地利用类型承载的碳排放效应。根据《土地利用现状分类标准》对土地类型的界定和关于土地利用碳排放的研究[15], 承载碳排放的土地利用类型主要有耕地、牧草地、城镇居民点及工矿用地、农村居民点用地、交通水利及其他用地。值得说明的是畜牧业按照牲畜饲料主要来源将碳排放分解至耕地和牧草地。各用地类型与本研究根据《2006 年指南》确定的碳排放源对应关系如表3。
2 结果与分析
2.1 湖北省碳排放结构特征
2011 年湖北省碳排放总量达9034.70 万t, 相当于33127.22 万t二氧化碳。在本研究限定的四类碳排放源中, 能源消费是碳排放第一大来源, 排放量达8206.50 万t, 占总量的90.83%;第二大碳排放源是种植业, 排放量为542.15 万t, 占总量的6.01%;其次是畜牧业, 排放量为269.57 万t, 占总量的2.98%;废弃物碳排放量相对较少, 仅为16.48 万t, 约占总量的0.18%。《2006 年指南》指出全球范围内能源部门温室气体排放一般贡献率在75%以上, 测算结果表明湖北省能源消费碳排放占总量的比例远高于IPCC的给出值。因此, 湖北省未来节能减排的压力依然较大, 能源结构、利用效率亟待调整和提高。
按三次产业分解碳排放的结果来看, 第一产业碳排放量为1075.88 万t, 占总量的11.91%;第二产业碳排放量为5891.47 万t, 是碳排放的主要来源, 占总量的65.21%;第三产业碳排放量为2067.34 万t, 占总量的22.88%。2011 年湖北省地区生产总值19632.26 亿元, 三次产业占比分别为12.80% 、50.31%、36.89%, 与碳排放结构对比可知, 第二产业的碳排放消耗远高于其对GDP的贡献, 第三产业碳排放效率最高, 其利用碳排放量的22.88%实现了地区生产总值的36.89%, 可见第三产业发展对环境造成的影响明显低于第二产业。三次产业的碳排放强度 (即单位GDP的碳排放量) 分别为:0.38、0.53 和0.25t /万元, 第三产业碳排放强度最低, 即利用效率最高, 第一产业应在保证农产品供应的基础上不断改善经营环境和经营手段, 努力降低碳排放。
按用地类型将碳排放分解, 结果显示, 城镇居民点及工矿用地是最大的碳排放用地类型, 排放量达6774.04 万t, 占总量的74.98%;第二大碳排放用地类型是交通水利及其他用地, 排放量达1020.67 万t, 占总量的11.30%;其次是耕地, 排放量达662.66万t, 占总量的7.34%;农村居民点用地和牧草地排放量较少, 分别为428.27 万t和149.05 万t, 占总量的4.74%和1.65%。根据土地利用结构数据, 得到各用地类型的碳排放系数:耕地1.42 t/hm2、牧草地30.79 t/hm2、城镇居民点及工矿用地229.92 t/hm2、农村居民点用地6.03 t/hm2、交通水利及其他用地23.23 t/hm2。城镇居民点及工矿用地的碳排放总量和碳排放系数均是各类用地之首, 其单位面积碳排放是其他用地类型的数倍到数十倍。此外, 牧草地和交通水利及其他用地碳排放系数也较高, 但由于湖北省牧草地总量有限, 该类用地并不是主要的碳排放源, 排放量仅占总量的1.65%。由分析可知, 加强用地管制尤其控制城镇工矿用地的扩张是从土地利用视角控制碳排放的有效途径。
2.2 湖北省碳排放时序变化特征
湖北省2001 年碳排放总量为3705.66 万t, 2010 年为7740.47 万t, 较2001 年增加108.88% (表4) , 同期GDP增长率为185.98%, 高于碳排放增加率。2001 至2010 年碳排放年平均增长率9.65%, 同期GDP平均增长率14.04%。十年间GDP与碳排放量增速均为正, GDP增速变化较为稳定 (图1) , 除少数年份小幅回落外均持续上升, 碳排放增速变化波动较大, 2005 年和2008 年出现大幅回落, 但整体趋势保持上升, 2010 年碳排放增速与GDP增速持平。高速增长的GDP带来较高水平的碳排放增加, 由趋势图和数据发现, 湖北省经济增长与碳排放间存在着较强的正相关, 没有完全摆脱资源消耗型增长模式。
能源消费一直是碳排放的最主要来源, 除能源消费碳排放外, 其他碳排放源占总量的比例均呈逐年下降趋势。2001 年能源消费碳排放量为3019.35万t, 2010 年增加到6950.83 万t, 增长130.21%, 年平均增长率为10.99%, 均高于碳排放总量的相关指数。随着经济发展速度和总量的提升, 能源消耗加速, 间接说明经济发展速度的提升一部分原因是能源的过度消耗。由于化石能源不可再生, 这种资源依赖型的经济增长方式注定是暂时的、不可持续的, 湖北省未来经济发展只有努力走出原有的发展模式, 通过创新驱动才能稳定经济增长势头。
废弃物和种植业碳排放缓慢增长, 畜牧业出现负增长。废弃物和种植业碳排放十年增长率分别为26.31%、28.63%, 大幅低于碳排放总量的增长率。畜牧业碳排放减少7.78%, 湖北省农业产业结构调整的一个重要特征就是畜牧业萎缩, 数据显示, 牛出栏数2001 年是416.9 万头, 2010 年减少至326.0 万头。种植业方面, 2010 年农作物播种面积 (748.90 万hm2) 较2001 年 (755.63 万hm2) 增长率仅为0.90%, 这与其碳排放的增长率出现较大偏差。
2.3 湖北省碳排放与经济发展脱钩分析
湖北省2001-2010 年十年内碳排放与经济发展间的脱钩类型主要以弱脱钩为主 (表5) , 即经济快速增长的同时碳排放也持续增加, 但其速度明显慢于经济增长速度, 经济发展质量相对较高;2003年、2009 年、2010 年的脱钩状态为扩张连接, 即经济发展与碳排放均保持较快增速, 两者变化速度较为接近。2009 年后, 连续两年出现扩张连接状态, 由弱脱钩到扩张连接的状态转移说明这一阶段经济发展造成了碳排放的增加和资源浪费, 近些年经济发展的质量存在一定程度的降低。
GDP增速在2007 年前均保持上升, 但2008 年和2009 年出现较大幅度回落, 2010 年又出现回升, 由2009 年的0.14 升至0.15 (表5) 。同期碳排放的增速一直保持上升状态, 从2008 年的0.06 至2010 年的0.15, 碳排放增速与经济增速的非一致性变化是造成脱钩状态转移的直接原因。
3 结论
(1) 研究时序内, 湖北省碳排放逐年增加, 且增速整体呈上升态势, 至2010 年接近GDP同期增速。从碳排放源看, 能源消费持续增加且增速高于碳排放总量变化水平, 是造成碳排放增加的主要原因。废弃物和种植业碳排放变化幅度不大, 畜牧业碳排放有所降低。种植业播种面积与其碳排放呈现非一致的变化趋势, 结合十年间我国农业发展政策可以做出解释。2004 年后, 中央一号文件连续多年关注农业问题, 不断加大农业投入和政策扶持力度, 极大的调动了农民的生产积极性, 农业生产资料投入逐年增加, 农药、化肥、农膜等过度使用不仅造成碳排放增加, 也容易造成较严重土壤污染, 降低农地质量。
(2) 湖北省碳排放结构中, 能源消费是最大的碳排放源, 占比逐年增加, 且远远超过IPCC给出的75%的最低水平, 一定程度上说明湖北省存在能源消费过度的现象。从产业结构看, 第二产业是主要碳排放源, 且利用效率较其他产业低, 资源在产业结构间的配置效率仍然较低。土地承载碳排放方面, 城镇居民点及工矿用地的碳排放量最高, 其次是交通水利及其他用地。建设用地能源消耗较高, 几乎没有碳汇能力, 是生态系统中最主要的碳排放用地类型, 对碳平衡影响最大。
(3) 2001-2010 年湖北省碳排放与经济发展间的脱钩类型全部为弱脱钩或扩张连接, 经济发展与碳排放具有较强联系, 经济发展仍未摆脱对资源的依赖。基于脱钩状态特征, 大致可划分为两个阶段:2001-2008 年, 经济发展与碳排放呈现弱脱钩, 经济发展质量较好;2009 年以后, 脱钩状态发生转变, 连续两年呈现扩张连接状态, 说明资源环境压力较大, 经济发展效率有所降低。2008 年以前, 湖北省抓住经济发展的黄金阶段, 利用有限的资源消耗实现了经济的高速增长;2008 年全球范围的经济危机致使湖北省经济增速放缓, 这是导致脱钩状态转移的主要原因之一。此外, 能源利用效率低下及长期的粗放式发展模式也影响了经济发展与碳排放的脱钩。
4 讨论
本研究参考IPCC 《2006 年指南》基于能源消费、种植业、畜牧业、废弃物四类主要碳排放源对湖北省2001-2011 年的碳排放进行测算, 从三次产业、碳排放来源、土地利用类型三个方面分析2011年碳排放结构, 并着重探讨湖北省2001-2010 年十年间碳排放的时序特征, 对湖北省经济发展与碳排放间的脱钩状态进行了深入研究, 所得结论对于引导湖北省协调经济发展与资源环境间的关系、加速经济结构调整与优化有较强的应用价值, 对于丰富碳排放相关研究具有一定的理论价值。针对研究结论中发现的碳排放量过度、结构不合理、利用效率低下等问题, 可从以下方面制定相应政策措施: (1) 提升第二产业的碳排放利用效率, 淘汰落后产能和“三高”企业, 通过技术创新不断提升能源利用效率, 大力推广清洁型能源; (2) 改善农业生产, 严格控制农业物质过量投入, 推广环保型农药、化肥等农业生产资料, 控制碳排放来源, 减少土壤污染, 保持并提高土地质量。加强牲畜粪便管理, 科学处置牲畜粪便, 降低环境污染。以保障粮食安全为基本前提, 立足各地实际大力发展林业、渔业等低碳环保型产业; (3) 加强土地用途管制, 严格控制建设用地扩张, 注重挖掘城市建设用地内部潜力, 优化建设用地布局, 增加绿化面积, 加强林地、牧草地等碳汇用地的保护, 提升生态系统的碳平衡能力; (4) 大力调整和优化产业机构, 合理配置资源, 优先发展碳排放效益较高的第三产业, 严格控制第二产业产能扩张, 缩减过度产能, 促进第一产业可持续发展。
摘要：参考国家温室气体清单指南的方法, 从产业、来源、土地承载三个方面分析湖北省2001-2010年碳排放结构, 测算其碳排放总量, 探讨碳排放的时序特征与经济增长的关系。结果表明, 湖北省第二产业碳排放较高, 且产出效率低, 第三产业单位碳排放效益最高;能源消费碳排放占总量的90%以上, 占比远高于IPCC给出的参考值;城镇居民点及工矿用地碳排放占总量的74.98%, 碳排放强度为229.92 t/hm2。十年间湖北省碳排放量由3705.66万t增长到7740.47万t, 年平均增加9.65%。能源消费增长率高于碳排放增长率, 是碳排放增加的主要动力, 畜牧业碳排放减少7.78%。湖北省碳排放与经济增长脱钩状态以弱脱钩和扩张连接为主, 2009年后出现由弱脱钩向扩张连接的状态转移, 近些年经济发展质量有所下降。因此, 湖北省应以经济转型升级为契机, 提高碳排放利用效率, 改进农业生产方式, 加强土地用途管制, 促进经济绿色增长。
关键词：碳排放,总量测算,结构特征,脱钩分析,湖北省
碳排放总量 篇2
关键词：总量配额交易机制,碳排放权,确认计量
温室气体的过量排放导致的全球变暖已经威胁到部分人类的生存,这是人类目前面临的较为严重的环境问题。此问题的根源在于温室气体的排放量超过了自然的承受能力。要解决这一问题,关键在于减少温室气体的排放。《联合国气候变化框架公约》即为这一目的而签署,随后的《京都议定书》进一步明确了各国的义务,具有较强的法律约束力,成功降低了部分国家地区的温室气体排放量。我国一向秉承可持续发展的理念,《京都议定书》第一承诺期满以后,我国逐渐开始总量配额交易市场,履行自己的减排义务。但是,我国和世界上其他的地区都没有相关的会计准则,这样使得企业在处理这些业务时没有统一的标准,降低了会计信息的可比性。
一、碳排放权交易的理论分析
碳排放权交易的概念起源于排污权交易,碳排放权是排污权相关理论在碳排放领域的具体运用。目前,从世界范围内各国国内以及国家之间开展碳交易的方式主要有两种:一种是基于配额的总量控制与交易机制,另一种是基于项目的基准和信用机制。基于配额的总量控制与交易机制与排污权交易的理念类似,其特点是在一定的期间和区域内,政府部门根据测算的合理环境容量为温室气体的排放量设定一个上限,即总量控制;然后,将设定的排放总量拆分成若干小的排放分量,也就是“排放额度”,然后按照企业(或组织)的性质和规模将“排放额度”发放给每一个参与到排放权交易中的企业(或组织),即“配额”。在规定的排放期间内(一般以一年为一个周期),如果企业所排放的温室气体数量额超过为其分配的排放配额,那么就需要在交易市场上购买额外的碳排放权来弥补自己的温室气体排放量,否则会受到严厉处罚,此外,企业在市场购买的额外碳排放权不得超过一定比例;如果企业(或组织)在这一期间的碳排放量少于为其分配的排放配额,那么就可以在交易市场上将多余的排放配额出售,从而获取经济补偿。在该机制下,可供买家购买的是由管理者无偿分配或拍卖的配额。此种机制是各个国家实现碳减排目标的主要形式。
二、碳排放权交易会计确认和计量
(一)碳排放权交易所属会计要素分析
从排污权的产生和发展而言,这种配额交易制度最初是由美国经济学家Dales提出的。这种制度的经济理论依据是斯科定理。斯科认为外部性出现的根本原因是产权不够明确,即环境资源时使用权不够明确。当使用权明确以后,企业便会将环境资源视为一种有限的资源来合理的使用。建立归属清晰、权责明确、保护严格、流转顺畅的产权制度,是市场经济存在和发展的基础,是完善基本经济制度的内在要求,要想要通过市场的手段来解决碳排放问题,明确的产权制度是重要的前提。而配额制度便是在这种理念下建立起来的,政府通过法律的手段向企业出售合理数量的配额,并建立起流转制度,能够让企业进行买卖,让占用资源较少的企业可以出售剩余的配额,获取利益,而占用资源较多的企业需要从市场上购买,为占用资源付出代价,这种机制充分发挥了市场的作用。到目前为止尚没有明确的定义来描述碳排放权,并定义碳排放权的本质,但将碳排放权作为资产核算得到了大多数学者认可。
在我国的《企业会计准则———基本准则中》资产被定义为:资产是指企业过去的交易或事项形成的,由企业拥有或控制的,预期会给企业带来经济利益的资源。碳排放权完全满足这一定义。首先,政府机构先通过一定的计算方式计算企业的碳排放量,并将此作为依据,向企业发放或者出售碳排放权配额,满足了过去的交易或者事项这一概念。其次,获得碳排放权配额是企业能够进行生产活动并产生碳排放的先决条件,未获得碳排放权配额的控排企业不能从事任何与碳排放有关的生产活动,只有拥有碳排放权企业才能够进行正常的生产活动,获取经济利益。同时,碳排放权经过政府机构确认以后便可以在二级市场进行交易,将排放权出售可以直接获取经济利益。满足了预期会给企业带来经济利益的资源这一概念。
资产的确认还有两个条件:第一,与该资源有关的经济利益很可能流入企业;第二,该资源的成本或者价值能够可靠的计量。从排放权的性质分析,一旦企业从政府处获得了配额,便完全拥有了配额的所有权,可以自行出售或者使用,不论是满足生产需求还是直接出售获取经济利益,与排放权相关的经济利益能够流入企业。另外,碳排放权交易平台的建立也为企业交易碳排放权提供了平台,同时也让排放权的价格市场化,更加透明。任何时候都能从市场上获取碳排放权的价格。另一方面,企业从政府获取配额时,也有固定的数量和价格。如广东省进行碳排放配额拍卖时,每吨价格为至少60元。而众多的交易平台也时时刻刻反映着排放配额的价格,从而让排放权的价格能够可靠的计量。综上所述,从企业的角度分析,企业可将碳排放权确认为一项资产。
(二)碳排放权交易资产属性辨析
确认为资产后必须确定排放权的资产属性。关于排放权所属的资产类别,并没有形成一致的看法,学者的主要看法有以下几种。
(1)确认为存货。1993年,美国联邦能源委员会基于《空气清洁法修正案》制定的《统一会计系统》,对排污权的会计处理进行规范,根据这一规则,企业应该按照持有意图对排污权配额进行报告。以生产为目的而持有的排放权配额,亦即为了满足自己排污需求而持有的排污权配额应当在财务报表中的“排污权配额存货”科目中列报,相关科目按照购买配额时付出的价格以及交易成本之和入账。此种处理方法较好的区分了生产需求和投资为目的的交易,但是此方法对免费获得的配额没有做出规范,因而不适合作为碳排放权配额的会计处理方法。
根据我国企业会计准则的定义,存货指的是企业在日常活动中持有以备出售的产成品或商品、处在生产过程中的在产品、在生产过程或提供劳务过程中耗用的材料和物料等。从定义中,可以看到碳排放权在某种程度上符合存货的特征:企业持有存货是为了满足生产的需求或者为了出售。碳排放权是企业拥有的环境资源,持有这种资源的目的就是为了满足生产的需求,另一方面,企业也可以将用不完的资源直接出售。但是两者也存在较大的差异。一般而言,企业的存货不论是原材料、在产品亦或是待售的产成品都有一定的实物形态,一般是有形资产。但是碳排放权配额并没有实物形态。企业的存货可以任意的存储或者销售,但是碳排放权有一定的存储期限,到了一定年限的排放权便不能流转到下一年使用,必须强制注销,而企业并不能决定碳排放权的使用期限。另外,企业持有存货一般是出于生产的目的,最终目的是出售。但是对于碳排放权而言,交易平台的建立为企业提供了一种投资方式,企业可以方便的买入和卖出,通过此种方式获利。而且依据欧盟碳排放权交易体系的经验,在碳市场活跃的时候会有众多的投资银行等参与到交易中,通过交易获利。此种投资方式下,企业所持有的碳排放权完全与存货无关。综上所述,碳排放权交易有存货的某些特征,但是将排放权配额作为存货核算并不完全合适。
(2)确认为无形资产。2004年12月,国际会计准则理事会发布《国际财务报告解释公告第3号—排放权》,此公告规范了碳排放权相关交易的相关处理方法,按照该报告,排放权被确认为无形资产,购买的排放权按成本入账,收到政府机构免费发放的排放权时,按排放权的公允价值入账。公允价值与企业付出价格的差额按照政府补助处理,计入递延收益科目。然后在会计期间内按照规则分笔确认收入。企业在排放二氧化碳等温室气体的时候,确认预计负债和排放费用。负债应该按照企业资产负债表日碳排放权的公允价值计算,用本期实际排放的温室气体数量乘以公允价值,然后最终确认预计负债的数量。
按照《国际会计准则第38号———无形资产》的规定,企业可以在历史成本或者重估价值中选择一种方法对无形资产进行后续处理。如果企业选择重估价值作为后续计量的方法,那么在重估时,无形资产应以其重估日的公允价值减累计减值损失后的余额作为其账面金额。如果重估以后,资产价值增加,那么增加部分应当计入资本公积科目。并不涉及递延收益科目的增减,这样确认的收入就不会发生变化,但是确认的排放费用最终会随着排放权公允价值的变动而变动。造成了收入和费用无法匹配。另一方面,一般无形资产均为长期资产,碳排放权虽然具有长期性,但是每年的配额都会发生变化,而且排放权配额具有很好的流动性,可以随时出售和购买。对于投资银行来说,甚至有可能是短期的金融工具。作为无形资产核算,显然不能处理这些问题,因而排放权并不适合作为无形资产核算。
(3)确认为金融资产。我国《企业会计准则第22号—金融工具的确认和计量》中定义的金融工具是指形成一个企业的金融资产,并形成其他单位的金融负债或权益工具的合同。一般而言,金融资产应当包括以下资产:现金;持有的其他单位的权益工具;从其他单位收取的现金或其他金融资产的合同权利;在潜在有利条件下,与其他单位交换金融资产或金融负债的合同权利;将来须用或可用企业自身权益工具进行结算的非衍生工具的合同权利,企业根据该合同将收到非固定数量的自身权益工具;将来须用或可用企业自身权益工具进行结算的衍生工具的合同权利,但企业以固定金额的现金或其他金融资产换取固定数量的自身权益工具的衍生工具合同权利除外。其中,企业自身权益工具不包括本身就是在将来收取或支付企业自身权益工具的合同。
在核算上,企业的金融资产一般被分为四类:一是以公允价值计量且其变动计入当期损益的金融资产,包括交易性金融资产和指定为以公允价值计量且其变动计入当期损益的金融资产;二是持有至到期投资;三是贷款和应收款项;四是可供出售金融资产。一般而言,企业持有金融资产的目的是为了投资而获得收益,企业一旦持有某种金融资产,便有了主张收益的权利,而且大多数金融资产一般有较为活跃的交易市场,也使得同时金融资产也具有很好的流动性和易变现的特征。通过交易赚取差价或者通过权益工具、债务工具获取股息利息是金融资产收益的主要来源。碳交易平台的建立为企业出售和购买碳排放权提供了便利的条件,同时也活跃了碳交易市场,目前的碳排放权交易市场已经基本建立,尽管交易机制还有不完善的地方,但是市场价格已经非常容易获取。碳排放权的价格会随着市场的供需关系或者政策的变化而变化。而且部分交易所规定,未被纳入强制减排的企业也可以在交易所开户进行交易,这为一些企业提供了新的投资方法。企业可以根据自己对市场的判断,进行买入和卖出,通过价格的差异赚取利益。这时,碳排放权已经不是为了满足生产而需求,而是成为企业投资的工具。在欧洲,不仅有碳排放权的现货市场,还已经建立起了碳排放权的期货市场,企业和其他投资机构也通过这些市场来进行投资。从这个角度而言,碳排放权在某种程度上有了金融资产的一些特征。综上所述,现有的会计科并不能满足核算碳排放权的需求。应设立新的科目进行核算。
(三)碳排放权交易持有目的分析
对于被纳入强制减排的企业而言,企业持有排放权的主要目的是满足生产的需求。排放权可视为一种生产用的资源,如果没有这种资源,企业将不能生产。而企业从政府购买排放权配额,所付出的价格,可以视为企业弥补其耗费的环境资源付出的成本,这一部分成本可以计入生产成本。在企业获得配额时按照实际付出的价格加上交易的手续费入账,如果实际未付出任何金额,那么说明企业在获取这些资源时未付出代价,因而不作处理。在发放配额时,企业需要根据本年的计划预计碳排放权使用量,如果发放的配额不足以满足需求,那么企业可以根据预计的实际需求量和预计的购买配额付出的价格确认该期间内,排放权的初始价值。而对于投资为目的的企业,可以将配额视为一种投资性资产,企业购入的目的就是为了售出,购入价和卖出价的差额可算作投资收益。按照购买价款加上手续费计算初始价值,售出时,按照初始价值和售价差额,计入投资收益。
(四)碳排放权交易中超额排放时负债确认
在企业获取排放权配额的时候,企业便获得了排放的权利,但是排放权配额不一定能够满足企业的需求,当排放权不能满足企业的需求时,就需要从别的渠道获取配额。如果企业因为扩大规模或建立新的项目而产生配额需求,可以向政府申请,从政府(即一级市场)购买或者免费获得新的配额。否则就要从二级市场上从其他配额持有者手中获取配额。这时便有经济利益流出企业,此时,企业就要承担一项现时义务,否则企业不能及时足额交还配额会收到严厉的处罚。按照前述处理方法,企业应当预测本年的实际使用量,按照实际使用量来计算本年度实际计入生产成本的总金额。如果预计到发放的配额不够使用,那么在未来也就是购买配额时,就有可能有经济利益流出企业,这时就需要确认一项负债,经济利益流出的发生一般在期末,即需要交还配额时,从市场上购买不足的配额,然后交还履行义务。如果在发生时确认费用和负债,那么将无法合理的核算使用配额产生的实际成本。因而,企业应当在期初时,按照预测的配额需求量确认负债。但是,此预测通常并不能准确的反映企业应当承担的义务,因为配额的价格在不断的变动,而购买配额的时机会影响到经济利益流出的数量。并且,企业所使用的配额数量也有可能随着技术的革新或者产量的变化而变化,因而,在预测配额的使用量时,如果预计发放的配额不足以满足本期使用,应当按照《企业会计准则第13号—或有事项》的规定,根据预测的经济利益流出量确认一项预计负债。
(五)碳排放权交易计量属性选择
对于被纳入强制减排的企业而言,持有排放权的目的是为了满足生产的需求,企业获得配额的成本就是应该计入生产成本的数量,按照历史成本计价能够合理的将成本计入生产成本。对于为投资而持有排放权配额的企业而言,持有的目的是为了投资,通过差价获得利益。在某种程度上有投资的性质。公允价值可以简单的理解为排放权配额的市场价格,而市场的价格则是管理者做出投资决策的一个重要依据,因而,为投资持有的配额应该按照公允价值进行计量。同时,由于我国碳排放权交易市场制度还不完善,价格形成机制也存在一定的不确定因素。比如,深圳市要求每年6月底交还配额,而3月份则是核查机构进行碳核查的时间,核查结果出来以后配额不足的企业便会到市场上进行购买,而集中购买很可能推高市场价格,价格增幅过大会造成交易暂停,这样有些企业可能不能够顺利的买到需要的配额。为此深圳市出台了存储制度,按照总配额发放量的2%,将一部分排放权配额存储起来,这样的配额只能由企业购买用来履约,不能在二级市场交易。北京市为解决这一问题,规定超过1万吨的交易,可由双方企业商定价格,由交易所批准以后线下交易。但是这些制度的可靠性有待检验。基于此,排放权配额的公允价值变动应当比照可供出售金融资产处理,计入“资本公积”科目。
终上所述,碳排放权交易应该根据不同的持有目的而分别核算。具体核算方法见表1。
三、案例分析
(一)以生产为目的持有配额的处理方法
华盛公司总部位于上海市,是一家大型移动终端设备制造商和解决方案提供商。上海市于2014年1月,开始启动强制减排交易。按照上海市规定,碳排放总量5000吨/年的企事业单位要纳入控排企业名单。华盛公司2014年,二氧化碳排放当量为165000吨,被纳入强制减排范围。考虑到经济的发展速度较快,上海市不以绝对减排量作为减排目标,而是将碳强度作为减排指标。碳强度的含义为每万元工业增加值2的碳排放量。2014年1月,上海市政府将未来三年的排放权配额免费预发放给企业,华盛公司获得的可在2014年度使用的配额为170000吨。根据华盛公司的预测,公司2014年度生产中,产生的二氧化碳当量约为175000吨。企业预计未来买入配额的价格在80元/吨左右。此时应当确认预计负债:
此后,排放权-温室气体应该按照合理的成本管理方法计入产品成本。
为了在市场上购买配额,Z企业在2014年1月份,在深圳碳排放交易所开立交易账户。2014年6月底,上海市政府将预留的配额公开拍卖,Z企业以每吨60元的价格拍得3000吨配额。(假设无手续费)。
2014年末,公司预计配额价格在年后会上涨,因而在交易平台购入2000吨配额,含手续费总共花费200000元。
至年末,排放权———配额,科目余额应该为0。已经全部计入生产成本。
2015年初,公司聘请碳排放核查第三方机构对2014年度碳排放量进行核查,经核查,企业实际碳排放量为174500吨,比预计使用量少500吨。此时预计负债科目尚有余额20000元,此为上一年度多预计成本,已经计入上年成本,但实际并未发生,所以调增以前年度损益即可。剩余500吨配额,华盛公司认为,可以抵补下年度配额缺口,不做交易使用,因而不做账务处理。留待下年使用。
(二)以投资为目的持有配额的处理方法
胜环公司2014年1月份注册为上海市碳排放交易所机构会员,打算利用配额交易进行投资。注册时缴纳注册费10000元,并缴纳当年全年会员费30000元。因碳配额交易系统刚刚上线,市场并不活跃。该公司认为,目前不活跃的市场条件下,配额的价格较低,以后价格上升空间较大,于是购入10000吨配额,共计付出310000元(已包含手续费)。
随着交易日常日渐活跃,配额价格不断上升,2014年6月31日,每吨价格为65元。
2014年8月31日,每吨配额价格上涨至140元,胜环公司认为,配额价格已经没有上升空间,于是决定卖出配额,扣除手续费后,企业共计获得银行存款1391600元。
四、结论及建议
本文从外部性问题和资源稀缺理论的角度出发,深入剖析配额交易的本质,笔者从资源的角度分析排放权配额,确定了其资产属性。然后又通过评价前人所做的研究和提出的看法,最终认为应按照持有目的不同,将配额分开核算。这样的区分可以更好的将排放权配额计入成本,同时,将以投资为目的的配额单独核算也能够更加客观的反应收入或者费用的类别。为进一步完善我国碳排放权的交易处理,本文提出以下建议:第一,进一步健全碳排放权交易市场机制,为会计核算提供良好的制度环境,特别是健全排放权的价格调节机制,通过各种手段来维持配额市场的稳定性和活跃性,为交易提供一个公开透明的交易环境。第二,筹备建立全国性的碳排放权交易市场,解决目前各自为政的局面。尽管目前已经有数家交易所展开交易,但是我国的减排单独依靠这几个地区还远远不够。目前为止,各个地区的价格并不统一,因而地区间的交易目前还不能实现,建立全国统一的市场,可以形成完善的价格形成机制,为会计核算提供良好的基础。
参考文献
[1]彭敏:《我国碳交易中碳排放权的会计确认与计量》,《财会研究》2010年第8期。
毗河流域污染物排放总量分配研究 篇3
关键词：毗河,水环境,容量,分配,基尼系数
1 引言
毗河为沱江一级支流,源于都江堰岷江的柏条河、徐堰河,两河流至郫县团结镇石堤堰汇流,并被分流为府河和毗河。毗河干流从新都龙安乡流入新都县境内,向东流到邵家寺进入青白江区,最后在金堂三河汇流处注入沱江。沱江作为四川盆地腹部的一条重要河流,沿河均为四川省工业集中地和人口高密度区域,在四川省、成都市经济和社会的发展中起着至关重要的作用,毗河水环境质量对沱江流域成都段水环境质量有重要影响,而沱江成都段水环境质量对沱江中下游水质好坏有着极其重要的影响。而本次研究的重点就是沱江流域成都段的一级支流毗河。
沱江流域氮、磷污染严重,与毗河超标指标一致。因此,摸清毗河污染情况,计算其水环境容量并提出适当分配、减排措施成为成都地区经济可持续发展的一个迫切问题。
2 研究区域概况
毗河为沱江一级支流,源于都江堰岷江的柏条河、徐堰河,两河流至郫县团结镇石堤堰汇流,并被分流为府河和毗河。毗河干流从新都龙安乡流入新都县境内,向东流到邵家寺进入青白江区,最后在金堂三河汇流处注入沱江。全长65.55km,首段年平均流量26.4m3/s,年径流量8.34亿m3。
毗河主要涉及成都市都江堰、郫县、新都、金牛区、青白江、龙泉驿、金堂7个区县,其支流饮马河发源自新都并由新都汇入毗河干流,西江河自龙泉驿流经新都区自青白江汇入毗河干流,羊叉河、绣川河、长流河发源自新都区于青白江汇入毗河干流。
3 毗河水环境容量现状核算
对沱江流域成都段选取一维计算模型的基础上,利用水文站数据结合《四川省都江堰灌区毗河供水一期工程水资源论证报告书(报批稿)》定毗河设计流量3.66m3/s,设计流速0.47m/s;根据相关文献,定COD综合降解系数K为0.2(1/d),氨氮综合降解系数K为0.1(1/d);根据《成都市主要地表水水域环境功能类别划分表》并参考排污状况和当地技术经济等条件,定毗河COD背景值为0.00mg/L,目标水质浓度19.2mg/L,氨氮背景值为0.00mg/L,目标水质浓度1.00mg/L。
一维计算公式如下:
式中,W为水功能区纳污能力,t/a;L为水功能区长度,km;u为设计平均流速,m/s;Q为水功能区设计流量,m3/s;C0为水功能区上断面污染物浓度,mg/l;Cs为水功能区水质目标浓度,mg/l;K为污染物综合衰减系数,1/d;qi为水功能区入河污水量,m3/s;x1为概化点距控制断面的距离,km。
结果计算得毗河COD理论纳污能力2618.06t/年,氨氮理论纳污能力125.57t/年。
根据《成都市主要地表水水域环境功能类别划分表》及《地表水环境质量标准》(GB3838-2002),定总磷背景值C0为0.00 mg/L,目标水质浓度0.20 mg/L。总磷的综合降解系数则选取0.105(1/d),计算毗河总磷纳污能力。结果计算得毗河总磷理论纳污能力25.22t/年。
由于计算并未扣去来水背景值,故此将毗河石堤堰断面2014来水水质监测值全年平均作为背景值计算,由公式可得COD实际纳污能力2422.25t/年,氨氮117.23t/年,总磷16.59t/年。
4 污染物排放总量分配
前面所计算的纳污能力为整个毗河干流所属,如果需计算各行政区域内的纳污能力则需根据上述纳污能力计算结果在行政区域内进行分配。在确定区县与各河段对应关系的基础上,根据不同区县毗河流经长度不同划分初始环境容量。得出各区县环境容量如表1所示。
金牛区、成华区和龙泉驿区对沱江水质的影响主要是将污染物排入西江河,而西江河最终汇入毗河青白江段,因此毗河青白江段的污染物入河量包括了青白江区、金牛区、成华区和龙泉驿区的污染物入河量。
根据青白江区、金牛区、成华区和龙泉驿区的人口比例将毗河青白江段污染物入河量分解到这四个区县。考虑到金牛区、成华区、龙泉驿区的污染物只是部分排入沱江水体,故近似选取金牛区、成华区、龙泉驿区人口的20%进行计算。最终分配结果如表2所示。
t/年
5 基于基尼系数的排放总量分配评价
环境基尼系数计算采用梯形面积法,如下公式所示:
式中,j为指标编号;i为乡镇编号;n为乡镇数;Gj为基于指标j的基尼系数;Xij为第i个乡镇指标j的累积比例(%);Yi为第i个乡镇排放或分配污染物量的累积比例(%);当i=1时,(Xi-1,Yi-1)对应(0,0)。
一般研究大多采用单因子基尼系数法评估环境容量配置的公平性,单因子指标模型可避免计算指标权重,又选取排放相关指标,使总量分配更具有针对性,细化了分配方案,更有操作性。通过构建工业产值-工业污染排放量、人口-生活污染排放量、农田面积-面源污染排放量的洛伦兹曲线,分别计算各类污染源总量分配基尼系数,最后根据基尼系数最小化原则对污染物总量分配进行优化。
在总量分配方案合理性评估前,需对基尼系数的合理范围进行界定。按照国际惯例,通常把0.4作为收入分配贫富差距的“警戒线”0~0.2以下,表示分配“高度平均”或“绝对平均”;0.2~0.3之间表示“相对平均”;0.3~0.4之间为“比较合理”;0.4~0.5为“差距偏大”;0.5以上为“高度不平均”。
5.1 各区县初始分配系数
为充分考虑总量控制的公平性和效率原则,水环境容量分配应充分考虑社会因素、经济因素和自然因素等。本次研究选取个区县人口总数作为社会效益因子,GDP产值作为经济效益因子,土地面积作为自然效益因子。根据2014年成都市统计年鉴及毗河水环境容量计算结果。
5.2 初始分配方案评价结果
根据公式可得出各“指标-排污量”基尼系数如表3所示。
由表3所见,结合基尼系数合理范围界定,人口-污染物、GDP-污染物、面积-污染物三项项基尼系数在0.4~0.5之间,属“差距较大”,说明从自然、经济角度来看,这种线性容量分法较不公平,故此需重新分配,使各指标基尼系数回归到合理范围。而标准差0.01表示三者间公平性差距不大。
梳理各区县各要素分配因子并从小到大排序可得到表4。
由表4可以看出,金堂、新都的分配量过大,郫县、龙泉驿区分配量过小,因此应该从这两点考虑调整排放总量的分配。
6 排放总量分配方案调整及结果检验
6.1 排放总量分配方案调整
根据基尼系数定义及上述分析对方案进行调整,调整后各区县分配排污量如表5所示。
6.2 结果检验
对调整后氨氮、总磷排污量进行基尼系数的检验。经过对各区县排污量调整之后,各因子及对应污染物排放量的基尼系数都有不同程度的缩小,具体如表6所示。
如表所示,各指标对应基尼系数均在0.4以内,达到相对合理的范围,因此,调整后的排污量分配可在一定程度上视为较公平的分配。
7 各区县出境断面水质划分
根据分配结果可以反算出在毗河出水水质满足地表水三类水标准的前提以及公平的基础上各区县出境断面所需达到的水质标准。
因为2014年各断面COD浓度基本达标,故将规划水质与2014年3、8、11月三月平均断面氨氮、总磷浓度作对比,得到表7。
从表7可以看出,毗河氨氮、总磷超标严重,而各区县相应面临的氨氮、总磷的削减任务也都异常艰巨,各区县排放量至少削减一半以上。
8 结论
从已知污染源分布来看,毗河上排口集中在新都,企业集中在青白江,污水处理厂集中在新都与青白江,污染源主要即分布在新都、青白江两个区,也就是石堤堰至毗河二桥断面之间。但金堂境内(毗河二桥至毗河一桥段)大量总磷污染的来源还需深究。
从毗河水环境容量看,毗河COD纳污能力2422.24t/年,氨氮纳污能力117.23t/年,总磷纳污能力16.59t/年。将纳污能力按照入河量比例分配至各区县,所得基尼系数较大,分配较不公平,故此调整分配。
排污量的优化配置体现了总量分配中的公平性,使分配更有所依据,促进流域内社会发展的平衡。
参考文献
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污水达标排放与污染物总量控制 篇4
浓度控制是指以控制污染源排放口排出污染物的浓度为核心的环境管理方法体系。总量控制是指以控制一定时段内一定区域内排污单位排放污染物总量为核心的环境管理方法体系[1]。污染源达标排放属于浓度控制范畴;污染物总量控制属于总量控制范畴。2000年之前我国的“排污收费”、“三同时”、“环境影响评价”等都是以浓度排放标准为主要评价标准, 2000年以后, 特别是进入“十一五”以后, 环境管理是以浓度排放标准和总量控制为评价标准的, 并且要求污染物排放总量逐年减少[2]。对于存在环保欠账的机械行业某老企业来说, 污染源达标排放和污染物总量减排控制要求给环境保护工作提出了更严峻的挑战。对于污水国控企业而言, 实现污水达标排放和重点水污染物总量控制是非常重要的。
2 实现污水达标排放和重点水污染物总量控制的内涵
2.1 有助于企业履行社会责任
环境保护责任是企业的重要社会责任。随着全球经济的快速发展, 环境问题越来越受到重视。人们开始意识到环境保护的重要性, 并从各个方面着手保护环境。企业作为社会的一员, 理应承担起相应的环境保护责任。这一责任主要包括两个方面, 一是产品绿色化, 二是保护和治理环境。而水污染防治法明确规定, 排放水污染物, 不得超过国家或者地方规定的水污染物排放标准和重点水污染物排放总量控制指标。这也是为企业进行污水治理工作提出了相应的要求。因此, 企业对污水进行治理, 实现污水达标排放和重点水污染物总量控制是对于企业履行社会责任是非常重要的。
2.2 有助于企业防范环境法律风险
国家在环境保护法和水污染防治法对水污染物超标排放或超过水重点污染物排放总量控制指标的法律责任都进行了明确规定, 上级部门和母公司也将水重点污染物如化学需氧量 (COD) 和氨氮排放总量作为绩效考核指标。
环境保护法规定了对企业违法排放污染物的, 按照原处罚数额按日处罚外, 还规定了对超过污染物排放标准或超过重点污染物排放总量控制指标排放污染物的, 可以责令其采取限制生产、停产整治等措施;情节严重的, 责令停业、关闭。水污染防治法也对排放水污染物超过国家或者地方规定的水污染物排放标准, 或者超过重点水污染物排放总量控制指标的处罚进行了明确规定。另外, 省环保厅总量办对企业COD、氨氮总量指标也进行了核定, 同时企业的上级母公司也下达COD、氨氮指标绩效考核规定。如果企业污水超标排放或者超过重点水污染物总量控制指标将面临环境处罚和绩效考核的风险, 所以为规避这一风险企业必须实现污水达标排放和重点水污染物总量控制。
3 水污染源现状
3.1 水污染源概况
据调查, 机械行业某企业2010年生产生活用新鲜水量270万t左右, 排放污水约200万t。主要水污染源包括机械加工车间产生的的废乳化液, 油漆喷涂线产生的油漆污水, 锅炉冲渣污水, 探伤产生的的废磁悬液污水, 洗浴产生的生活污水等。主要污染物有COD、石油类、悬浮物、氨氮等。
公司有两个污水处理站, 都是采用集中处理方式进行水污染防治。需要把污水集中收集后运送到处理站进行处理达标后排放。
3.2 水污染源存在的主要问题
污水总排放口石油类、悬浮物、氨氮、pH值能够达标排放, 但COD偶有超标排放现象, 最高浓度达314.6mg/L, 标准值为150mg/L。
3.2.1 部分水污染源没有进行治理, 不能保证COD达标排放
企业无第一类污染物。影响COD浓度的主要污水有乳化液污水、油漆污水、磁悬液污水和生活污水, 具体污水情况如表1。生活污水每年排放量30万t左右, COD浓度超过排放标准, 没有进行治理。其余各类污水水量虽少但COD浓度高, 其中乳化液污水收集后运到污水处理站进行处理。油漆污水、废磁悬液、生活污水直接排入下水管网。
3.2.2 污水总排放口无污水处理设施, 不能保证COD稳定达标排放
由于污水最终要汇集到总排放口的特殊性, 总排放口没有污水处理设施, 使污水总排放口COD偶有超标排放的现象。
按照COD控制指标要求, 污水总排放口COD浓度应低于标准值150mg/L才能完成总量要求, 低于的数量取决于污水排放量, 对于污水总排放口没有污水处理设施的厂区而言是有难度的。
4 对策与建议
企业为确保污水达标排放和重点水污染物排放总量得到有效控制, 满足政府和行业环保要求避免环境法律风险[3], 考虑了环保历史欠账, 采取措施予以应对, 主要对策措施是对污水实施过程控制, 研究中水回用系统[4]。
4.1 积极实施节水项目以减少用水总量, 使新鲜水量逐年降低
企业对没有循环利用的冷却水实施循环利用;对已经循环的冷却水实施内循环系统替代外循环系统;对宅区和厂区供热系统实施改造, 取消燃煤锅炉, 减少了除渣及除尘系统用水和系统补水等等。最终使得新鲜水量逐年降低。
4.2 对所有除生活污水以外的重度污水进行收集处理达标后排放
企业与高校合作, 对油漆污水、磁悬液污水进行科研攻关, 也实现了收集处理达标后排放。2011~2015年累计处理重度污染废水1243.48t, 如表2。其中2014年处理水量390.05t与2010年调查出的重度污染废水412t仅差5%。至此, 除生活污水以外的影响COD浓度的乳化液污水、油漆污水、废磁悬液污水等重度污水都得到了有效的处理和控制。
t
4.3 在污水总排放口安装重点水污染物COD和氨氮在线监测设备
企业将在线监测设备相关运维工作委托有资质的第三方企业管理, 保证了在线监测设备的有效运行。在线监测设备在运行过程中, COD和氨氮浓度一直在指标控制范围内。由于取水系统受冬季燃煤采暖锅炉冲渣污水携带炉渣进入下水管网的影响, 影响污水悬浮物浓度, 在取暖期间出现了取水泵抽不上水的情况, 导致在线监测系统不能正常运行。燃煤采暖锅炉取消以后, 彻底解决了这一问题, 也降低了悬浮物排放浓度。
通过以上三项措施的实施, 企业实现了污水达标排放, 重点水污染物总量控制在指标范围内, 并呈递减趋势。2011~2015年有关重点水污染物总量和浓度指标完成情况如表3。
5 结语
从表3可以看出, 企业产品产量无论是增加还是减少, 新鲜水用量都逐年降低[5], 重点水污染物COD和氨氮达标排放, 且排放总量也呈递减趋势, 有效降低了环境法律风险。但由于新鲜水用量的减少会导致污水总排放量的减少, 一定程度上减少了水污染物的浓度。从长远考虑, 需要对中水进行治理回用才能保持污水长期稳定达标排放。企业已完成了中水回用系统的可行性研究, 以期实现污水的资源化和水污染物“零”排放。
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碳排放总量 篇5
关键词：火电厂,NOX排放量,排放特性,估算方法
近年来,氮氧化物(NOX)排放量的迅速增加,严重污染了生态环境,成为制约社会经济发展的重要因素之一,如不加以控制,其增加量可能会显著抵消二氧化硫减排带来的环境效益[1]。因此,2010年9月,环境保护部明确提出将NOX列入“十二五”总量控制指标,NOX排放量减少10%。火电行业是NOX排放第一大户[2],准确估算其自身NOX排放状况,与其获得合理的约束性指标、NOX污染控制及NOX排污费征收有直接关系。因此,本文通过介绍影响NOX排放的主要因素,并基于此分析现有的NOX排放量估算方法,为企业筛选符合实际情况的测算方法,科学准确地摸清自身NOX排放量提供参考。
1 NOX生成机理
NOX包括NO和NO2,煤在燃烧过程中生成的氮氧化物主要是NO(90%～95%),NO2是由NO被O2在低温下氧化而生成的。根据NO的生成方式,一般可分为热力型NOX、燃料型NOX与快速型NOX[3]。
1.1 热力型NOX
热力型NOX是燃烧时空气中的N2和O2在高温条件下反应生成的NOX,在典型的煤粉火焰中,其占总排放量的20%左右[4]。热力型NOX的生成速率与反应温度、N2与O2浓度及停留时间有关,尤其依赖于反应温度[5],两者呈指数关系。
1.2 燃料型NOX
燃料型NOX是煤炭燃烧过程中生成的NOX的主要来源,约占75%～90%[6],是燃料中的氮化合物经热分解再和空气中的氧进行反应生成。
燃料型NOX的形成途径[7,8,9,10]见图1。
煤的燃烧经历两个阶段,即挥发份燃烧过程和焦炭燃烧过程。进入炉膛的煤颗粒,被炉膛加热,随着煤颗粒温度的升高,煤中的小分子结构析出,首先是焦油类物质析出,随着温度进一步升高,HCN和NH3从煤中释放出来,NH3和HCN统称为挥发份N。挥发份N析出后,仍残留在焦炭中的氮称为焦炭N。在O2环境中,焦油中的N也会转化成HCN和NH3,HCN和NH3与O2发生反应,最终生成NO,N2O和N2。在燃烧过程中,焦炭N反应机理有些复杂。有人认为,焦碳N是通过焦碳表面多相氧化反应直接生成NOX;也有人认为焦碳N和挥发分N一样,是首先以HCN和CN的形式析出后再和挥发分NOX的生成途径一样氧化成NOX的。
根据这个反应原理,HCN和NH3因为氧条件的不同或停留时间的长短,可能成为NO的生成源,也可能是NO的还原剂,从而影响NOX的最终生成量;已生成的NO在有烃基CHi和未完全燃烧产物CO、H2、C及CnHm存在时会还原成N2,从而影响NOX的最终生成量。
1.3 快速型NOX
快速型NOX主要是燃料中碳氢化合物在燃料浓度较高的区域燃烧时所产生的烃与空气中的N2反应,形成的CN和HCN等化合物继续被氧化而生成的NOX在燃煤锅炉中,其生成量很小,一般在燃用不含氮的碳氢燃料时才予以考虑。
因此,对于燃煤锅炉,主要从热力型和燃料型入手,分析其NOX生成量影响因素。
2 影响NOX生成的主要因素
影响NOX生成的主要因素包括炉型、所采用的煤质特性及锅炉运行参数如过量空气系数、配风方式、停留时间等。
2.1 炉型
燃煤电厂锅炉一般采用煤粉锅炉及循环流化床锅炉。采用的燃烧器类型一般包括直流燃烧器与旋流燃烧器。炉型的影响实质上是炉膛温度和温度分布方式的影响。所有试验和测量数据表明NOX排放浓度随锅炉炉膛平均温度的升高而升高,尤其是燃烧器区域附近的温度对NOX排放浓度的影响最大。一般情况下,NOX的排放量,固态排渣燃烧方式比液态排渣低,直流燃烧器比旋流燃烧器低,采用低氮燃烧技术比不采用低氮燃烧技术的煤粉锅炉低20%～40%[11]。作为具有低负荷运行能力、采取低温分段燃烧方式、炉膛温度一般为800～900 ℃的CFB锅炉NOX排放浓度一般在150～280 mg/m3[12],而相同烟气量情况下,煤粉炉NOX实际排放量是循环流化床锅炉的2倍左右,约为450～600 mg/m3[13]。
2.2 锅炉运行参数
(1)锅炉负荷
锅炉负荷与NOX排放量成正比关系,NOX浓度随锅炉负荷降低而下降。但负荷降低时须及时调整空气量,否则将造成过量空气系数的增大,导致炉内燃料型NOX的生成量增大,从而部分抵消降低负荷所带来的NOX减排效果[14]。
(2)温度
热力NOX均随温度升高而增加,而且增加迅速;温度影响挥发分的产量,两者成正比关系,在分级燃烧下有利于控制NOX排放,非分级燃烧下导致燃料NOX产量升高;温度高于1 000 ℃时焦炭NOX的生成几乎不受温度影响。因此高温下再升高温度会导致总的NOX产量提高[15]。
(3)过量空气系数
燃料型NOX的生成量和过量空气系数的关系很大,其转换率随过量空气系数的增加而增加。在过量空气系数α<l时,其转换率显著降低;当α=0.7时,转换率接近于零;在α接近1时,煤粉中氮转化成NO的比例为20%～30%,而且过量空气系数越大,转化率越高[16]。导致烟煤低NOX排放的最佳化学当量为过量空气系数为0.7左右。对无烟煤进行的分级燃烧试验则表明,在低一级燃烧停留时间为1 s时,过量空气系数达到0.45时NOX才下降。
(4)停留时间
燃烧区中,若氧气充足,释放出的N停留时间越长,则生成NOX越多;反之,若氧气缺乏,延长燃烧区中的停留时间,使NOX与中间产物反应充分,因而使NOX量减少。
(5)配风方式变化对NOX排放的影响
按照分级燃烧降低NOX排放的原理,在相同负荷、维持总空气量不变的条件下,减少下层燃烧区域的氧量,同时增加上层燃烧区域的氧量可使主燃烧区域成为缺氧气氛,以减少氮元素被氧化为NOX的可能性,即减少燃料型NOX的生成;而上部燃烧区域为富氧气氛,此时区域的温度降低,进一步减少了热力型NOX的生成,从而使NOX总的生成量减少。但若上层空气量太大,上部燃烧区域为强富氧气氛,则会增加燃料型NOX的生成量,进而使总NOX排放量增加,因此有一个最佳的配风范围[17]。
(6)石灰石脱硫剂及对CFB锅炉NOX排放的影响
在CFB锅炉中,为了降低燃烧过程产生的SO2浓度,通常采用往炉膛中加入石灰石作为脱硫剂的方法脱硫。但是,运行数据表明,这通常会影响烟气中的NOX和N2O的排放浓度。有结果表明,加入石灰石脱硫以后,NO的排放浓度有一定程度的增加,这主要是因为CaO会促进NH3的生成,而且促进NH3氧化生成NO;烟气中N2O浓度一定程度的减小,且不同的运行条件下,N2O的浓度减少的量不同,减小幅度最大可达到25%。这主要是因为CaO除了引起HCN向NH3转化,抑制燃烧过程中N2O的生成,还能促进N2O的热分解,造成烟气中N2O的排放浓度降低[8]。
2.3 煤质特性
(1)含氮量
含氮量对NOX排放的影响只有很粗略的趋势,高的含氮量导致高的NOx排放,但数据很分散[7]。
(2)挥发分N/焦炭N
在不分级燃烧条件下,挥发分越高,NOX排放浓度越高,一般挥发分氮的转化可占燃料型NOX总量的57%～61%;而在分级燃烧条件下,则一般认为挥发份N转化成NO的比例很低,焦炭氮是主要的NOX来源[18]。焦炭氮/NO的反应机理比较复杂,其转化率会随着烟气中NO浓度上升、颗粒直径的上升、停留时间(压力)的上升、焦炭反应性的提高而降低,与燃烧的过量空气系数和燃烧温度的关系相对比较小,与煤种关系尚不明确[19,20]。
(3)煤中氮的存在形式
有研究称,燃料中的氮元素主要存在于五环吡咯、六环吡啶、季氨型氮和芳香胺官能团中[12],其降解率受到温度的影响,气态氮产物NH3/HCN的生成比例受到官能团形式的影响。季氮的完全降解温度为1 218 K,而吡啶氮的降解量随温度升高而增加,1 488 K时,其降解比例为50%～80%;吡咯氮随煤种不同其降解量不同,低阶煤的吡咯降解率较高[13];当燃料氮和芳香环结合时,HCN是主要的初始产物;当燃料氮以胺、季氨的形式存在,则NH3是主要的初始产物[24]。
由以上所述可知,影响NOX排放量的因素多而复杂,不过由于炉膛火焰温度、燃烧时间、燃烧区氧浓度等微观因素与燃烧方式、煤质密切相关,即锅炉的燃烧方式和所用煤种决定了火焰温度等因素,所以可将影响NOX排放的因素主要归为燃烧方式、煤质及单机容量3种,NOX测算方法涵盖的影响因素的周全与否将直接关联到测算结果的准确与否。
3 燃煤电厂NOX排放量测算方法
目前,我国现有的NOX排放量测算方法主要为物料衡算法、产排污系数法、排放水平法。
3.1 物料平衡法
目前,环保部门多选用物料衡算法对NOX进行计算,其完整公式见式(1);把实际烟气量按照10.0 m3/kg 取值进行简化,简化公式见式(2)[22]。
G=1.63B(βx4+10-6V烟C) (1)
G=1.63B(βx4+0.000938) (2)
式中:G——NOX排放量,kg
B——煤质量,kg
Β——煤中N向燃料型NO的转变率,%
C——热力型NO质量浓度,mg/m3
x4——煤中含N量,质量分数,%
V烟——煤燃烧所产生的实际烟气量,m3/kg
目前,煤粉炉的β取值为22%,循环流化床锅炉为18%。但若根据此β取值计算,循环流化床锅炉在NOX排放量上基本没有优势,而且将造成循环流化床锅炉排污征费的不合理。
因此,孟志浩等推荐用式(3)修正了原有NOX物料衡算方法中热力型NOX的计算因子,用来计算循环流化床锅炉的NOX排放量[23]。
G=1.63Bβx4/(1-δ) (3)
式中:δ——循环流化床锅炉热力型NOX折算系数,%,一般取值为5%～10%
孟志浩等以含N量为0. 8%的1 000 kg 煤为例,取β值为12%、δ为7%时,得出的计算结果与实际循环流化床锅炉的NOX排放浓度较吻合。不过,氮氧化物的形成途径比较复杂,物料衡算法仅考虑了煤质因素与热力型NOX比例,往往过高估算了排放量,不予推荐使用。
3.2 产排污系数法
目前国家针对燃煤电厂NOX排放量测算的产排污系数法(式(4)[24]),主要是通过消耗的锅炉燃料量对NOX排放总量进行测算,其排放因子定义为单位燃料燃烧的NOX排放量。
NP=KP×FP (4)
式中:NP——电站锅炉排放的NOX
KP——电站锅炉以NO2计的NOX排放因子
FP——电站锅炉燃料消耗量
全厂NOX年总产生量(排放量)为该厂所有机组一年内NOX产生量(排放量)之和。
2008年之前,NOX排放因子KP统一使用9.95参考值,这是参考国外20世纪70年代中期未采取任何NOX排放控制措施的燃烧设备而确定的排放系数。目前,由于我国各种燃烧设备的NOX排放水平已发生较大变化[25],2008年2月19日,国务院办公厅印发了《第一次全国污染源普查工业污染源产排污系数手册》,对火力发电行业氮氧化物指标对应的产排污系数进行了更新,并将其运用于第一次全国污染源普查,但其统计的各项系数准确性还有待验证。
3.3 排放水平法
实测法是通过实际测量烟道气的排放量和烟气中NOX浓度,计算NOX排放量[26]。计算公式为:
MNOX=10-9QCNOX (5)
式中:MNOX——燃煤电厂NOX排放量,t/h
Q——烟气排放量(本文烟气量均为标准状态值),m3/h
CNOX——标准状态下排放的NOX质量浓度,mg/m3
排放水平法即在具有代表性的典型燃煤机组实测的基础上,以机组为基本计算单位,考虑锅炉燃烧方式(分为切圆、W型、墙式、循环流化床4类)、煤质及机组单机容量3种影响因子下NOX排放量的估算方法。根据各类燃煤发电机组排放水平,综合机组的燃烧特点(包括燃煤量、烟气量、年运行小时数等),分别计算出各类燃煤发电机组的NOX排放量(包括小时排放量与年排放量)。汇总可得全国燃煤发电厂NOX排放总量。其计算公式如下:
式中:m(NOX)——全国火电厂NOX排放总量
i——燃用煤种
j——锅炉燃烧方式
k——锅炉等级
nijk——在i/j/k条件下运行的机组数
Cijk——在i/j/k条件下除尘器出口实测的NOX排放质量浓度
Vijk——在i/j/k条件下实测的除尘器处理烟气量
tk——不同等级容量锅炉年运行小时
4 结 论
火电厂NOX的排放特性受到多项因素的影响,机理复杂,其测算方法涵盖的影响因素的全面与否将直接关联到测算结果的准确程度;基于以上,现行的物料衡算法往往无法准确反映污染源NOX的真实排放量,不予推荐使用;产排污系数法相对对各项因素考虑周全,但其系数准确性有待验证;运用排放水平法测算NOX排放量最为准确,但十分耗资耗力。对此,笔者提出以下建议:
碳排放总量 篇6
(一) 美国财务会计准则委员会的相关研究
碳会计最早是依附于《京都议定书》下碳排放权交易机制而产生的, 因此最初碳会计被纳入了排放权会计框架内来进行探讨。排放权会计的发展最早起源于美国1993年3月。美国联邦能源管制委员会 (FERC) 发布了首部关于排污权会计的规范性文件180 CFR Parts101and102, 由于该文件主要是针对二氧化硫的排放, 且不能对免费分配的排污权进行处理, 于是2003年美国财务会计准则委员会 (FASB) 下的紧急任务小组提出了基于总量控制及交易机制下排放权会计如何进行会计确认及处理问题的基准草案 (EITF03-14) 。但由于该草案可能会对现行会计处理较大影响且尚未对排放权会计产生重大影响而未能实施。2007年美国财务会计准则委员会 (FASB) 为了解决不同到期日排污权证交易的市场行为而再次展开对排污权会计的讨论, FASB在此讨论中与国际会计准则理事会 (IASB) 通力合作期望能够提出一个全面指导性文件。
(二) 国际会计准则委员会的相关研究
IASB针对欧盟各国基于总量控制及交易机制下排污权交易制度 (EU-ETS) 于2004年发布了《国际财务报告解释公告第三号-排放权》 (IFRIC-3) , IASB在IFRIC-3中全面提出了有关排放权会计的业务处理指南, 但其发布后由于存在着 (一) 资产和负债的计量基础不同。例如资产按照成本计量, 负债按照市价计量会使资产和负债两者的价值产生不匹配;如果资产和负债均按照市价计量则会在实际排放配额远小于分配配额情况下资产的价值发生较大波动。 (二) 后续计量费用和收益不匹配。如果按照市价进行后续计量, 根据《国际会计准则37号-无形资产》的规定, 配额的价格波动应计入权益, 而根据《国际会计准则38号-准备、或有负债和或有资产》的规定, 负债价值的变动应计入收益。这就导致资产的价值变动计入收益而负债的价值变动计入损益。因此不能如实反映企业的经济真实性, 于是IASB在2005年6月迫于各方压力撤回了IFRIC-3。
二、我国碳会计的确认
(一) 是否确认为资产会计要素
我国会计准则对资产的定义为, 资产是指企业由过去的交易或事项形成的、由企业拥有、或控制的、预期会给企业带来经济利益的资源。企业从政府相关部门获得的碳排放权可以按照自己的意愿来进行处理。一方面可以立即在市场上出售获取直接的经济利益, 另一方面企业可以选择留下自用抵减本企业的排放量从而获取间接的经济利益。与此同时企业获得的碳排放权成本或价值能够得到可靠的计量。其与此完全符合资产的定义和特征, 故碳排放权用确认为企业的一项资产。
(二) 确认为何种资产
目前就碳排放权应确认为何种资产, 会计理论界主要存在以下三种观点。本文将就以下三种观点分别进行阐述。
一是存货。我国会计准则对存货的定义是, 存货是指企业在日常经营活动中持有的以备出售的产成品或商品、处在生产过程中的在产品、在生产过程中或提供劳务过程中耗用的材料、物料等。对于企业从政府相关部门获得的碳排放配额而言, 其持有的主要目的是为了抵减本企业的排放量。只有当实际排放量小于额定排放量时才会将剩余排放量由于出售获利, 况且企业的碳排放权也不属于企业的产成品和商品, 企业获得的碳排放权配额在实际生产过程中也并未被消耗掉。因此, 企业从政府获得的碳排放权配额并不符合存货的定义, 不应确认为存货。但由于我国目前并未被要求承担强制减排的责任, 因此我国目前参与《京都议定书》的主要方式是通过CDM机制向附件 (1) 中的发达国家出售经核实的减排量 (CERS) , 对于CDM机制下的CERS最终是以销售为目的的, 成本能够得到可靠计量, 且在销售之前往往就签订了销售合同, 在合同中规定了每年应提供多少单位的CERS, 以及每单位CERS的价格。因此, 本人认为对于CDM机制下形成的CERS可以作为存货进行确认。
二是交易性金融资产。目前, 美英等国将碳排放权视为一种期权, 其会计处理采用公允价值计量。与此同时也有相关学者认为企业获得的碳排放权不仅代表着企业可以在现行会计期间内排放预先规定数量的污染物, 也可以立即将该配额在交易所或者柜台进行交易从而迅速的转换为货币。其目的是产生收益或者在未来出售时产生资本利得。所以, 理应将其归为交易性金融资产。本人认为将碳排放权视为一项交易性金融资产存在以下不妥之处: (1) 企业持有交易性金融资产的目的, 主要是为了近期内出售获利。而企业获取碳排放权的目的, 是为了维持企业日常生产经营活动, 是企业运行的必要条件。 (2) 交易性金融资产具有较强的流动性, 可以随时变现。而企业获取的碳排放权只有当企业实现有效减排, 实际排放量少于分配的排放量时, 才可以将剩余配额进行交易, 故碳排放权变现能力较差。 (3) 交易性金融资产采用公允价值计量且其变动计入当期损益。而我国碳排放权交易市场尚未建立, 碳排放权市场价格难以确定, 若划分为交易性金融资产则会导致企业操纵利润。因此, 碳排放权在我国短期内不能视为交易性金融资产。
三是无形资产。我国企业会计准则对无形资产的定义是, 无形资产是指企业拥有或者控制的没有实物形态的可辨认非货币性资产。企业获取的碳排放权可以直接出售, 因此符合无形资产的可辨认标准, 此外, 企业获取的碳排放权主要用于企业生产经营活动中的碳排放从而为企业创造经济价值。由于交易机制的存在企业获得的碳排放权成本又能够得到可靠的计量。所以, 我国在当前将碳排放权视为无形资产是比较切实可行的, 同时这也与国际财务报告委员会和国际会计准则委员会的要求相趋同。
(三) 是否确认为负债
我国企业会计准则对负债的定义是, 负债是指由过去的交易或事项形成的一种现时义务, 企业在履行该义务时会导致经济利益流出企业。在总量控制及交易机制下, 企业承诺将为其排放支付相应的配额构成了一项过去事项, 而企业在支付的过程中则会导致企业某项资产的减少, 从而会引起企业相关经济利益的流出。故满足负债的定义, 应确认为一项负债。在确认为负债后, 成轮的焦点就集中在了何时确认负债?是在主体实际排放时就确认为负债还是主体在承诺为其排放支付配额时确认为负债。我国企业会计准则对或有负债的定义是, 或有负债是指过去的交易或事项形成的潜在义务, 其存在须通过对未来不确定事项的发生或不发生予以证实。对于一个持续经营的企业而言, 获得的碳排放配额主要是用于满足企业自身的生产经营需要, 而监管者为了在较短时期内繁荣我国的碳排放权交易市场以及降低碳排放量, 企业从监管者处获得的免费排放配额往往很难满足企业的生产经营需求, 从而需要向监管者上缴一定数量的配额甚至需要从其它排放主体那里购买相关配额。因此, 本人认为企业应当在承诺为其排放支付相应配额时就应当确认为预计负债。这样不仅可以体现出“权利与义务”相对等的原则而且还可以避免资产与负债的确认时点及数额存在差异的问题。这种观点也得到了FASB以及IASB的支持。
三、我国碳会计的计量
(一) 初始计量
从欧美等发达国家的实践经验来看, 企业获取碳排放配额的方式主要有:无偿取得、拍卖、市场购买三种形式。因此, 碳排放配额的初始计量主要包括以下两种形式。
一是无偿分配取得。企业从监管者处获得的免费配额, 相当于监管者向企业让渡了一部分环境容量的使用收益。因此, 企业免费获得的碳排放配额具有政府补助的性质, 应当按照我国《企业会计准则16号-政府补助》的有关规定, 即与资产相关的政府补助, 应当在实际取得资产并办妥相关受让手续时按照其公允价值确认和计量, 并将确认的递延收益在有效期内按照某种方法进行摊销。与此同时, 企业应将可能上缴的配额确认为预计负债。
二是通过购买或拍卖取得。对于企业从碳排放权交易市场或拍卖交易所拍卖两种形式取得的碳排放配额, 应当按照实际支付的价款和相关税费, 作为碳排放配额的初始入账价值。
(二) 后续计量
企业获取的碳排放配额, 在满足自身生产经营后可以将剩余配额拿到碳排放权交易市场进行出售, 也可以留存至下一会计期间继续使用。因此, 碳排放配额的后续计量主要涉及以下几个方面。
一是持有自用。对企业持有自用的碳排放配额, 应当按照《企业会计准则-无形资产》中第十六条和第十七条的有关规定, 合理估计无形资产的使用寿命, 若使用寿命有限则应当进行摊销。企业选择的摊销方式应当能够准确反映与无形资产有关的经济利益的预期实现方式。企业获得的碳排放配额有明确的使用年限和使用量的规定, 并且碳排放配额的消耗是伴随着企业相关产品的生产, 应当被视为一种生产要素。因此, 应当将碳排放配额按照实际使用量比例法进行摊销, 并将相关摊销金额计入产品成本当中。
二是碳排放配额的有偿转让。由于企业采取了有效减排措施从而使企业的实际排放量小于分配的排放量, 此时企业便可以将剩余排放量用于交易获取经济利益。企业应当将交易取得的相关收入计入对应资产科目, 将摊销的金额抵减无形资产账面价值后, 收入与成本之间的差额冲减相关交易费用和税费的净收益作为营业外收入。碳排放配额在有偿转让过程中一般不会产生营业外支出。因为, 如果产生亏损企业不会将配额进行出售而是会选择留存至下一会计年度继续使用。
三是碳排放配额的期末会计处理。碳排放配额的期末会计处理主要涉及递延收益的分摊、预计负债的处理、是否产生资产减值损失。递延收益的处理, 我国企业会计准则规定, 政府补助形成的递延收益应当在有效期内进行分摊。因此, 递延收益可以采用实际使用量比例法来进行摊销。借:递延收益, 贷:营业外收入;预计负债的处理, 根据普华永道的调查, 欧美等大多数发达国家期末时预计负债按照账面价值计量。若实际排放量超过免费分配的排放量, 在连续会计年度内上缴的预计负债可以按照先进先出法或加权平均法计算。借:预计负债, 贷:银行存款;是否存在资产减值损失, 基于总量控制及交易机制下的碳排放总量逐年减少, 企业分配的碳排放配额也是逐年减少。因此, 企业获取的碳排放配额属于稀缺性商品, 类似于土地使用权。故本人认为碳排放配额不存在资产减值损失。
四是碳排放配额得到期处理。碳排放配额具有一定的使用期限, 监管者通常指定一个给定的时期内排放的总量, 然后规定每年的排放量。因此, 可能会产生碳排放配额在有效期截止时, 企业分配的配额尚未完全消耗掉。此时企业应作如下会计处理。
我国为实现通过碳会计来促进我国节能减排工作仍有许多需要解决的问题。首先, 通过修改现有会计准则使我国碳会计的确认与计量有据可依, 在修改准则的过程中既要与IASB/FASB的准则相趋同又要结合我国的实际情况。其次, 加快我国碳排放权交易市场额建设, 为碳会计的公允价值计量提供坚实的基础。最后, 监管部门应加大监管和审计力度, 保证我国探会计的有效开展。
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