減少碳排放方法范文

導語：如何才能寫好一篇減少碳排放方法，這就需要搜集整理更多的資料和文獻，歡迎閱讀由公文云整理的十篇范文，供你借鑒。

篇1

關鍵詞：碳排放；節能減排；減排方案；低碳家庭

“碳排放是關于溫室氣體排放的一個總稱或簡稱。溫室氣體中最主要的氣體是二氧化碳，因此用碳（Carbon）一詞作為代表。雖然并不準確，但作為讓民眾最快了解的方法就是簡單地將“碳排放”理解為“二氧化碳排放”。人類的任何活動都有可能造成碳排放，比如普通百姓簡單的燒火做飯都能造成碳排放，任何物體被火燒后的廢氣都會產生碳排放。多數科學家和政府承認溫室氣體已經并將繼續為地球和人類帶來災難，所以“（控制)碳排放”、“碳中和”這樣的術語就成為容易被大多數人所理解、接受、并采取行動的文化基礎。”（百度百科）“要求30多個附件一國家（包括發達國家和經濟轉型國家）在2008至2012年間，把溫室氣體的排放量平均比1990年削減>5.2%。”

（《京都議定書》）如何減少碳排放，已經成為一個熱門話題。其實，作為一個普通的公民，我們沒有能力讓大氣層的二氧化碳一下子減少，我們能做的，就是在日常生活的點滴中減少CO2的排放，今天我給大家介紹一種減少CO2排放的新方式。

我們每天都要燒水，現代家庭燒水的方式大體分為兩種：電熱燒水和天然氣燒水，那么這兩種燒水方式的碳排放有沒有區別呢？答案是肯定的。可通過以下實驗計算證明：實驗聲明：由于本實驗進行時天然氣的供氣量恒大于所用灶具的最大火需氣量，且實驗2進行時均使用最大火，所以在實驗2中認為天然氣流速恒定，即加熱效率恒定。通過以上數據可得消耗能量的平均值=411600J，按照山東煙臺的第一階梯電費價格每千瓦時0.5469元，可以計算出，用電煮沸1L水的價格為0.0625元，按照火力發電的標準每千瓦時產生CO20.86Kg計算，用電燒開1L水產生CO2的質量為98.3g，約為2.23mol。通過以上數據可得消耗天然氣的平均值=0.0285m3，根據山東煙臺第一梯度天然氣價格2.40元/立方米計算可得，燒開1L水價格為0.684元，這個價格和電熱燒水價格相差不多，也就是說無論是電熱燒水還是天然氣燒水，所需的成本的差不多的。根據甲烷燃燒的化學方程式CH4+2O2=點燃=CO2+2H2O（在正常天然氣灶的情況下供氧充足，故不考慮甲烷的不完全燃燒）易得生成的CO2的物質的量約為1.27mol。

篇2

關鍵詞 碳排放；LMDI分解技術；產業分解；地區分解

中圖分類號 F206 文獻標識碼 A 文章編號 1002-2104（2010）12-0004-06 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2010.12.002

當前，我國正處于快速工業化推進進程中，二氧化碳排放仍保持快速增加態勢，控制和削減 二氧化碳排放形勢十分嚴峻。到底是什么原因促進了我國碳排放持續快速增長，值得探討。 分解分析作為研究事物的變化特征及其作用機理的一種分析框架，在環境經濟研究中得到越 來越多的應用。將排放分解為各因素的作用，定量分析因素變動對排放量變動的影響，成為 研究這類問題的有效技術手段。通行的分解方法主要有兩種，一種是指數分解方法IDA（Ind ex Decomposition Analysis），一種是結構分解方法SDA（Structural Decomposition Ana lysis）。相對于SDA方法需要投入產出表數據作為支撐，IDA方法因只需使用部門加總數據 ，特別適合分解含有較少因素的、包含時間序列數據的模型，在環境經濟研究中得到廣泛使 用。本文采用IDA類中的LMDI（Log Mean Divisia Index，對數指標分解方法）對我國碳排 放因素進行分解分析。

1 碳排放因素分解：模型構建與分解技術

有關二氧化碳排放的恒等式很多，鑒于我們的關注重點在經濟總量、經濟結構、能源利用效 率和能源消費結構對碳排放的影響，本文采用下述恒等式對我國二氧化碳排放軌跡進行分析 ：

C=ΣijCij=ΣijQQiEi EijCijQQiEiEij=ΣijQSiIiM ijUij

其中，i表示產業（或地區），j表示一次性能源消費種類（煤炭、石油、天然氣）；C表示 二氧化碳排放總量，Cij表示i產業（或地區）消耗j種能源的二氧化碳排放量；Q和Q i分別表示經濟總量和i產業（或地區）增加值；E，Ei，Eij分別表示能源消耗總 量、i產業（或地區）的能源消費總量、i產業（或地區）j種能源的消費量；Si表示i產業 （或地區）增加值所占比重；Ii表示i產業（或地區）能源消費強度；Mij表示j種 能源在i產業中所占的比重，Uij表示i產業中消費j種能源的二氧化碳排放系數。

這樣，在基期和報告期的碳排放量差異可表示為乘法模式和加法模式：

Dtot=Ct/C0=DactDstrDintD mixDemf

ΔCtot=Ct-C0=ΔCact+ΔCstr+ΔCint+Δ Cmix+ΔCemf

上述分項中分別代表經濟活動（經濟規模擴張）、經濟結構、能源消耗強度、能源結構和碳 排放系數的變動對總的排放水平的影響。

對于上述公式的因素分解屬于IDA分解分析范疇，主要包括Laspeyres IDA與Div isia IDA兩 大類。其中，LMDI屬于Divisia IDA的一個分支，由于具有全分解、無殘差、易使用，以及 乘法分解與加法分解的一致性、結果的唯一性、易理解等優點而在眾多分解技術中受到重視 ，目前在許多領域得到廣泛應用。LMDI 的主要缺陷在于無法處理具有0值和負值的數據，但 B.W. Ang等人使用“分析極限”（analytical limit）的技巧成功地解決了這一問題。在實 際問題中，一般不會出現負值，而對于0值，則可以用一個任意小的數代替（比如10的-10～ -20次方）而不會影響計算結果。

根據LMDI分解方法（詳細推導過程可參閱B.W. Ang, etc (2003)等），在乘法分解模式下， 則有：

Dact=exp(Σij(Ctij -C0ij)/ (lnCtij-lnC0ij(Ct-C0)/( lnCt-lnC0)ln(Q tQ0))

Dstr=exp(Σij(Ctij-C0ij)/(lnCt ij-lnC0ij(Ct-C0)/(lnCt- lnC0)ln(StiS0i))

Dint=exp(Σij(Ctij-C0 ij)/(lnCt ij-lnC0ij(Ct-C0)/(lnCt- lnC0)ln(ItiI0i))

Dmix=exp(Σij(Ctij-C0ij)/(lnCt ij-lnC0ij(Ct-C0)/(lnCt- lnC0)ln(MtitM0 ij))

Demf=exp(Σij(Ctij-C0ij)/(lnCt ij-lnC0ij(Ct-C0)/(lnCt- lnC0)ln(UtijU0 ij))

在加法分解模式下，則有：

ΔCact=Σij(Ctij-C0ij)(lnCtij-lnC0ij)ln(QtQ0)

ΔCstr=Σij(Ctij-C0ij)(lnCtij-lnC0ij)ln(StiS0i)

ΔCint=Σij(Ctij-C0 ij) (lnCtij-lnC0ij)ln(ItiI0i)

ΔCmix=Σij(Ctij-C0ij)(lnCt ij-lnC0ij)ln(Mt ijM0ij)

ΔCemf=Σij(Ctij-C0ij)(lnCt ij-lnC0ij)ln(Ut itU0ij)

2 數據來源及處理

郭朝先:中國碳排放因素分解：基于LMDI分解技術

中國人口•資源與環境 2010年 第12期

本文收集了1995，2000，2005和2007年分產業增加值和各地區GDP，并根據相應的GDP 平減指數統一折算成2000年不變價格。同時，收集上述4個年度的分產業和各地區煤炭、石 油、天然氣消費量，并將它們統一折算成標準量（t標煤）。鑒于各種能源在不同年份碳排 放系數變化率較小以及測度碳排放系數的技術困難，這里假定它們是不變的，統一使用IPCC 提供的默認值測算二氧化碳排放數據。因此，在接下來的因素分解過程中，碳排放系數的變 化被假定為貢獻率為0。另外，需要注意的是，這里所指的能源結構僅僅指煤炭、石油、天 然氣三種化石能源的結構，不包括其他能源如水電、核電、太陽能、風能等新能源和可再生 能源。主要的數據來源包括：歷年《中國統計年鑒》、《中國能源統計年鑒》，以及IPCC提 供的《2006年IPCC國家溫室氣體清單指南》。

3 中國碳排放的產業分解

根據計算，1995，2000，2005和2007年全國產業排放的二氧化碳分別為29.4億t，31.4億t， 51.1億t和61.1億t。1995-2007年分產業二氧化碳排放量及其增長情況見表1。 表1顯 示，電力、熱力的生產和供應業、石油加工、煉焦及核燃料加工業、化學原料及化學制品制 造業、非金屬礦物制品業、黑色金屬冶煉及壓延加工業和煤炭開采和洗選業6個產業是最主 要的排放大戶。數據顯示，1995，2000，2005和2007年這6個產業分別占到當年總排放量 的79.1%，83.7%，89.5%和90.7%。從表1還可以看出，1995-2007年多數產業碳排放呈增長態 勢 ，尤其是6個主要產業碳排放增長明顯。從碳排放強度看，多數產業碳排放強度有所下降， 表現出一種向好的發展態勢，但下降幅度還比較有限（見表1）。

首先，根據LMDI乘法分解方法，對中國產業碳排放進行分解，結果如表2所示。表2顯示，19 95-2007年，中國碳排放增長2.080 9倍，其中，產業規模增長（經濟總量）導致碳排 放增長 2.929 7倍，產業結構的變化導致碳排放增長1.046 6倍，能源利用效率的提高使碳排放保持 在原來的0.683 9倍的水平上，能源結構的變動也有助于減排，使碳排放保持在原來的0.992

4倍的水平上。在其中的不同時間段內，產業規模的增長始終是導致碳排放增長的主要因素 ；一般情況下，能源利用效率（能源強度）是促使碳排放減少的主要因素，但在2000-2005 年例外，這期間能源利用效率的下降導致碳排放增長1.014倍；從碳排放的角度看， 我國的 產業結構處于不斷“劣化”的過程中，產業結構的“劣化”導致碳排放增長，而能源結構處 于不斷“優化”的過程中，能源結構的“優化”導致碳排放相對減少，但是這兩個因素的貢 獻相對都比較小。

其次，根據LMDI加法分解方法，對中國產業碳排放進行分解，結果如表3所示。 表3顯示，19 95-2007年，中國碳排放增加317 388萬t，其中，產業規模增長（經濟總量）導致碳排放增 加465 555萬t，產業結構的變化導致碳排放 增加19 727萬t，能源利用效率的提高和能源結 構的變動分別使碳排放減少164 579萬t和3 316萬t。從碳排放增長的貢獻率來看，1995-200 7年產業規模增長的貢獻率為146.7%，產業結構的貢獻率為6.2%，能源強度的貢獻率為-51.9 %，能源結構的貢獻率為-1.0%。如同乘法分解一樣，在其中的不同時間段內產業規模的增長 始終是導致碳排放增長的主要因素，能源利用效率（能源強度）一般促使碳排放減少（但20 00-2005年例外），產業結構的“劣化”導致碳排放增長，能源結構的“優化”導致碳排放 相對 減少，但后兩個因素的貢獻相對都比較小。

分產業看，大多數產業表現為：產業規模是導致碳排放增長最主要的因素，而能源利用 效率的提高是促使碳排放減少的主要因素（見表1）。在6個最主要的碳排放“大戶”產業中 ，規模因素均導致了碳排放增長，電力熱力的生產和供應業、黑色金屬冶煉及壓延業、化學 原料及化學制品制造業、煤炭開采和洗選業由于在經濟結構中的份額增加而使其碳排放進一 步增長，石油加工、煉焦及核燃料加工業由于在經濟結構中的份額減少而使其碳排放減少， 能源利用和能源結構因素一般使得產業碳排放減少，但是石油加工、煉焦及核燃料加工業屬 于例外情況。

4 中國碳排放的地區分解

匯總各個地區碳排放量，得到1995、2000、2005和2007年全國產業排放的二氧化碳分別為33.5 億t,36.2億t,62.6億t和75.4億t，這些遠比從產業層面匯總得出的數據高。由于統計數據缺 乏，分地區數據不包括數據。重慶在成為直轄市之前的1995年數據是根據四川省重慶市 相關數據估算而來。這種差異主要來源于兩個途徑：一是統計口徑的差異，地區層面的統計 包括生活消費能源排放的二氧化碳，而產業層面不包括；二是統計部門不一致，全國產業層 面的數據統計由國家統計局負責，地區層面的數據統計由地方統計部門負責，由于這種不一 致，使得相同年度的能源消費全國數據和地方匯總數據出入很大，地方匯總數據往往大于全 國數據。這種差異并不妨礙接下來的分析，因為地區層面的因素分解主要用于說明地區排放 問題，不涉及產業排放問題。

從地區二氧化碳排放總量來看，2007年，山東、山西、河北排放超過5億t，河南、遼寧、江 蘇排放超過4億t，內蒙古、廣東、浙江超過3億t，這些地區同時也是1995-2007年排放增幅 最大的地區。上述9個地區二氧化碳排放量占到全國排放總量的一半以上份額，就1995-2007 年排放增幅而言，上述9個地區增幅占到全國增幅的6成以上。從碳排放強度看，除寧夏和海 南外，碳排放強度均出現下降，表現出一種向好的發展態勢，但下降幅度總體來說比較有限 ，存在進一步下降的巨大空間。

根據LMDI乘法分解方法，對中國地區碳排放進行分解，結果如表4所示。表4顯示，1995-200 7年，中國碳排放增長2.247 8倍，其中，經濟總量的擴張導致碳排放增長為 原來的3.660 3 倍，地區結構的變化、能源利用效率的提 高和能源結構的變動分別使碳排放減少到0.988 1 倍、

0.623 1倍和0.997 1倍的水平上。分時間段看，地區經濟總量的擴張始終是導致碳 排放 增長的主要因素，能源利用效率的提高是促使碳排放減少的主要因素，地區結構和能 源結構 變動因素對碳排放增長影響都很小。

根據LMDI加法分解方法，對中國地區碳排放進行分解，結果如表5所示。表5顯示，1995-200 7年，中國碳排放增加418 309萬t，其中，地區經濟總量擴張導致碳排放增加670 131萬t， 產業結構的變化、能源利用效率的提高和能源結構的變動導致碳排放分別減少6 208萬t、24 4 288萬t和1 524萬t。從碳排放增長的貢獻率來看，1995-2007年產業規模增長的貢獻率為1 60.2%，產業結構的貢獻率為-1.5%，能源強度的貢獻率為-58.4%，能源結構的貢獻率為-0.4 %。如同乘法分解一樣，在其中的不同時間段內地區經濟規模的增長始終是導致碳排放增長 的主要因素，能源利用效率始終是促使碳排放減少的主要因素，地區結構因素和能源結構因 素傾向于減少碳排放（個別時間段例外），但這兩個因素的貢獻相對都很小。

分地區看，各地區經濟規模的增長無一例外地導致碳排放增長；除寧夏、海南外 ，能源強度 因素均導致碳排放減少；東北地區和部分中西部地區的省份由于在全國經濟總量中所占份額 下降，使得地區結構因素促使其二氧化碳排放減少，而大多數地區能源結構的變化導致二氧 化碳排放減少，但后兩個因素所發揮的作用一般都較小（見圖1）。

5 結 論

本文構建了一個包括經濟總量、經濟結構、能源利用效率、能源結構等變量 的碳排放恒等式 ：C=ΣijQSiIiMijUij， 運用LMDI 方法對1995-2007年中國碳排放進行了產業層面和地區層面的因素分解，結果發現：

（1）經濟規模總量的擴張是中國碳排放繼續高速增長的最主要原因。

（2）能源利用效率的提高是抑制碳排放增長最主要的因素，但是某些時間段、部分產業和 個別地區做的并不好，存在能源利用效率下降導致碳排放增長的情況。

圖1 1995-2007年各地區二氧化碳排放因素分解

Fig.1 1995-2007 Decomposition of regional carbon dioxide e mission

（3）經濟結構（產業結構和地區結構）的變化對碳排放增長有影響作用，但總體而言，作用相對較小，潛力還沒有發揮出來。

（4）能源結構（這里指煤炭、石油、天然氣三種化石能源的結構）的變化對碳排放增長影 響十分有限。

考慮到未來一段時間內中國經濟還將繼續保持高速增長態勢，當前各地區在促進 地方經濟高 速增長方面均持十分積極的態度，因此，試圖通過調整經濟發展速度和地區 經濟結構的方法 來控制中國二氧化碳排放是 不現實的。由于中國是一個發展中的大國， 當前各種產業都有其 存在發展的空間，因此，短時間內試圖通過調整產業結構來顯著降低二氧化碳排放也是不可 能的，但是，在產業內部大力推進產業內升級，特別是工藝創新、工藝升級達到節能減排的 目的則是可能的，這實際上是提高能源利用效率的途徑。不過，從長遠來看，產業結構調整 和產業結構升級來降低二氧化碳排放則是一個可行的選擇。中國能源資源的稟賦決定了試圖 調整化石能源內部結構來達到減排的目的也是不現實的，但是，通過大力發展可再生能源和 新能源來優化能源結構達到減排的目的則是可能的。由此可見，當前降低二氧化碳排放最主 要的途徑是提高能源利用效率，從歷史情況看，我國能源利用效率狀況不容樂觀，但這也為 未來提高能源利用效率提供了巨大空間。

參考文獻（References）

［1］B W Ang.The LMDI Approach to Decomposition Analysisa Practical G uide［J］. Energy Policy, 2005, 33: 867-871.

［2］B W Ang, F LLiu, E P Chew.Perfect Decomposition Techniques in Energy and Environmental nalysis［J］. Energy Policy, 2003 , 31: 1561-1566.

［3］Ang B W , Liu F L. A New Energy Decomposition Method: Perfect in Decomposit ion and Consistent in Aggregation［J］. Energy, 2001, 26: 537-548.

［4］魏一鳴，等.中國能源報告（2008）：碳排放研究［M］. 北京：科學出版社，2008:43 -1 11.［Wei Yiming, et al. China Energy Report(2008): CO2 Emissions Research［M］ .B eijing: Science Press, 2008:43-111.］

［5］包森,田立新,王軍帥. 中國能源生產與消費趨勢預測和碳排放研究［J］.自然資源學 報, 2010,(8). ［Bao Sen,Tian Lixin,Wang Junshuai.

Trend Forecast of Energy Prod uction and Consumption in China and Research of Carbon Emissions［J］. Journal o f Natural Resources, 2010,(8).］

［6］賈俊松. 基于經典偏最小二乘模型的CO2排放量宏觀驅動因素分析［J］.中國能源,

2010,(7). ［Jia Junsong.

Analysis of CO2 Emission’s Microdriving Factors b ased on Classical Partial Least Squares(PLS) Model［J］. Energy of China, 2010,( 7).］

［7］Yu Huichao, Wang Limao.Carbon Emission Transfer by International Trade:Taki ng the Case of SinoU.S.Merchandise Trade as an Example［J］.Journal of Resourc es and Ecology, 2010,(2).

［8］Shi Minjun,Li Na, Zhou Shenglv,et al. Can China Realize CO2 Mitigation Ta rget toward 2020? ［J］. Journal of Resources and Ecology, 2010,(2).

［9］朱勤,彭希哲,陸志明,等. 中國能源消費碳排放變化的因素分解及實證分析［J］.資源 科學,2009,(12). ［Zhu Qin,Peng Xizhe,Lu Zhiming,et al. Factors Decomposition and

Empirical Analysis of Variations in Energy Carbon Emission in China［J］. Resou rces Science, 2009,(12).］

［10］宋幫英,蘇方林. 碳排放量和能源利用效率不公平及其原因探析:基于中國 37個規模以上工業行業數據研究［J］.華東經濟管理, 2010,(9). ［Song Bangying,Su Fan glin.

Unfair Phenomenon of Carbon Emission and Energy Efficiency and Analysis a bout the Reasons:Based on Data of 37 Industrial Enterpriese above Designated Siz e by Industrial Sector of China［J］. East China Economic Management, 2010,(9). ］

［11］朱永彬,王錚,龐麗,等. 基于經濟模擬的中國能源消費與碳排放高峰預測［J］. 地理 學報,2009,(8).

［Zhu Yongbin,Wang Zheng,Pang Li,et al.Simulation on China’s Ec onomy and Prediction on Energy Consumption and Carbon Emission under Optimal Gro wth Path［J］. Acta Geographica Sinica, 2009,(8).］

［12］胡初枝，黃賢金，鐘太洋，等．中國碳排放特征及其動態演進分析［J］．中國人口•資源與環境： 2008,(3).［Hu Chuzhi，Huang Xianjin,Zhong Taiyang,et al．Character of Carbon Emission in China

and Its Dynamic Development Analysis［J］．China Population Resources and Environment，2008,(3)．］

［13］鄧曉．基于LMDI方法的碳排放的因素分解模型及實證研究［D］．武漢：華中科技大學,2009． peng Xiao．Decomposition Model and Empirical Study of Carbon Emission Base on LMDI Technique［D］. Wuhan：Huazhong University of Science and Technology,2009．］

［14］梁巧梅,Norio Okada,魏一鳴．能源需求與二氧化碳排放分析決策支持系統［J］．中國能源， 2005,(1)．Liang Qiaomel，Norio Okada,Wei Yiming．Decision Support System for Energy Demands and Related CO2 Emissions Analysis［J］)．Energy of China，2005,(1).］

Decomposition of Chinas Carbon Emissions: Based on LMDI Method

GUO Chaoxian

(Institute of Industrial Economics of Chinese Academy of Social Scien ces, Beijing 100836, China)

Abstract Carbon emission is a hot issue nowadays. How to evalua te various factors contribution to carbon emission is important in finding som e key factors to reduce carbon emission. The paper constructs a carbon emission

identity, based on economic gross, economic structure, energy efficiency, en ergy consumption structure, emissions parameters, and uses LMDI method to decomp o se Chinas carbon emissions in 1995-2007 at industrial and regional levels.

Th e results show that expansion of economic scale is the most important factor for

the continuous carbon emissions growth and the improvement of energy efficiency

is th e most important to inhibit carbon emissions growth. The changes of industrial

篇3

一、碳稅和排放權交易對高排放企業成本影響的作用機理分析

碳稅和排放權交易都屬于使外部性成本內部化的重要手段，兩者對企業成本都產生影響，但碳稅直接導致企業成本的增加，而排放權交易則通過間接方式增加企業成本。兩種政策對企業成本的影響程度也存在差異。

碳稅是按照化石燃料燃燒后的排碳量而征收的一種稅。碳稅的開征將改變企業原材料和能源的消費結構。征收碳稅將導致高碳原材料需求量和價格的下降，加大對低碳原材料的需求，在供給不變的情況下，低碳原材料的價格將攀升。因此，企業不會簡單的用低碳原材料來替代高碳原材料，而是要綜合考慮自身的技術條件、高碳原材料和低碳原材料的當前和預期的價格、兩類原材料的生產效率、企業生產經營計劃等因素。征收碳稅也會將以同樣的機理影響企業的能源消費結構。

碳排放權交易制度下，政府機構依據一定的標準評估出一定區域內允許的最大排放量，并將其分成若干排放份額。排放權一級市場上，政府采用免費發放、招標、拍賣等方式進行排放權分配，并允許多余的排放權在二級市場上進行交易。實施排放權交易制度后，企業不僅面臨較大的交易成本，包括游說監管當局以爭取較多排放配額的成本、對自身碳排放量進行盤查需要的各項投入、接受獨立第三方對企業碳排放信息的鑒證而發生的支出，等等；而且需要購買超額排放配額，并可能受到監管當局對超額排放的處罰。當然，企業也會因減排力度較大而獲得監管當局的獎勵和排放權處置收益。

二、碳稅和排放權交易對高排放企業成本影響的測度模型構建與政策情景模擬

（一）碳稅和排放權交易對高排放企業成本影響的測度模型。為了體現企業生產要素投入使用對環境質量的影響，本文沿用經濟學中柯布―道格拉斯生產函數的基本模型和分析方法。假設高排放企業除生產技術以外，只需要高碳生產要素和低碳生產要素的投入，這兩種生產要素投入數量可變，并具有不完全的替代性。

高排放企業的生產函數可表示為：y=f（x1，x2）=Ax。式中x1、x2分別表示高碳生產要素和低碳生產要素投入品的需求數量；A為技術進步率，A>0；α、β分別為兩類生產要素的產出彈性，α，β∈（0，1），α+β=1。如果p1、p2分別表示兩類生產要素的市場價格（p1，p2>0），則企業的生產成本C可表示為：C=p1x1+p2x2。

當被征收碳稅時，企業對兩種生產要素投入品的需求量將發生變化。設x1′和x2′為被征收碳稅時企業對兩種生產要素投入品的需求量；s1為政府對企業使用高碳原材料x1所征收的碳稅（0≤s1≤p1），s2為政府對企業使用低碳原材料x2所給予的補貼（0≤s2≤p2）；政府對企業征收碳稅或提供補貼措施時企業新的生產總成本C1可表示為C1=（p1+s1）x1′+（p2-s2）x2′。

假設e為被征收碳稅政策前企業的碳排放量，則有e=e1x1+e2x2，其中，e1、e2為兩類生產要素x1、x2的二氧化碳（CO2）排放系數，且0≤e2

碳排放權交易制度下，假設企業可以免費獲得排放限額E0。當企業的碳排放量超過E0時，需要從市場購買排放配額，單位配額的價格用p表示，則企業的生產成本函數轉換為：C2= x1′p1+x2′p2+（e1x1′+e2x2′-E0）p。

為了測度、比較碳稅和碳排放權交易對高排放企業成本的影響，本文構建了成本―減排敏感系數CER= -（c/c）/（e/e）。CER表示在一定時期內高排放企業成本的變動對于該企業二氧化碳排放量變動的敏感程度，CER的值越小，說明企業減排對于企業成本的影響越小，減排效果越好。

（二）碳稅和排放權交易對高排放企業成本影響的政策情景模擬。為了比較碳稅和排放權交易政策對高能耗企業生產要素投入品需求的影響及減排效果，本文分別設置基準情景、碳稅情景和排放權交易情景。通過對其他國家減排政策的分析不難發現，無論是采用碳稅還是排放權交易政策，為了保證減排效果和減少碳減排政策對國民經濟的沖擊，都會出臺相應的補貼政策，補貼方式包括補貼低碳能源和可再生能源、稅收返還、稅收減免等。參照上述做法，本文也設置補貼情景，為了便于研究，補貼方式確定為對低碳原材料進行補貼。將補貼政策分別與碳稅和排放權交易相結合，本文中的減排政策情景分為以下幾種：不實施任何碳減排政策、征收碳稅、征收碳稅同時提供補貼、單獨實行排放權交易制度、實行排放權交易制度同時提供補貼。

基準情景下，當政府不實施任何碳稅政策措施時（即s1、s2=0，E0=0），則高排放企業在既定產量Q下的成本最小化的目標函數及其約束條件為：

MinC=p1x1+p2x2，

[A>0，α、β∈（0，1），α+β=1，x1、x2>0]

通過構建拉格朗日函數，消除影子價格，分別對x1、x2求偏導，按照拉格朗日極值的計算方法，可求出高、低碳原材料的投入量x1、x2分別為：

x1=Q/A（α/β）β（p2/p1）β

x2=Q/A（β/α）α（p1/p2）α

不實施任何減排政策時，高排放企業的生產成本函數為C0=p1x1+p2x2，二氧化碳排放量函數為E0= e1x1+e2x2。其他四種情形下，高、低碳原材料的投入量函數如下頁表1所示。

將不同情境下的x1′、x2′代入成本函數和二氧化碳排放量函數中，可計算出相應的成本函數和排放量函數，并計算得出各自對應的成本――減排敏感系數。

三、樣本構成與測度模型中涉及的參數估計

（一）樣本選取與數據來源。依據《中國能源報告（2008）》，火電、鋼鐵、水泥、電解鋁等行業的CO2排放分別約占全國碳排放總量的38%、18%、18%、13%，因此，本文將上述行業的企業界定為高排放企業，以這四個行業在深滬上市公司總數為基數，采用分層抽樣，分別從火電、鋼鐵、水泥、電解鋁等行業各抽取12家、9家、4家、5家，共30家企業構成研究樣本。從樣本公司2011年的年報提取各企業的產量信息，在中國煤炭信息網、易鋼在線網獲取樣本企業生產所需原材料在2011年的價格信息。

（二）測度模型中涉及參數的設定。關于電力行業的技術進步率，黃仁輝（2006）的估算值為1.08，徐瑛（2006）的估算值為1.02，本文取兩者的平均數，即A=1.05。由于缺乏相關資料，本文選用我國國民經濟技術進步率1.025作為鋼鐵、水泥和電解鋁等行業技術進步率的近似值。生產要素的的排放系數來自IPCC的碳排放系數表。當原材料的消耗不止一種時，以原材料的投入比例為權數，加權計算原材料的價格和排放系數。高碳原材料和低碳原材料的產出彈性系數，采用兩種材料的熱能之比來計算。

（三）關于碳稅稅率的設定。本文根據王金南等學者的研究，采用“漸進征收”的原則，針對高碳原材料征稅，并對低碳原材料進行補貼。本文假設政府對高碳原材料征收碳稅的額度分別為20、25、30、35、40、45元/tC。對于低碳原材料采用從量補貼方式，假定政府對于低碳原材料的補貼額度分別為10、15、20、25、30、35元/tC。

（四）關于碳排放權交易制度的設置。采用基準――信用交易機制，參照英國排放權交易機制的規則，碳排放權初始配額的分配則采用免費分配模式，運用祖父原則。關于各高排放企業的碳排放基準線，本文參照2009年我國政府宣布的控制碳減排行動目標，到2020年單位GDP的碳排放比2005年下降40%-45%，每年平均減排率為3.91%。以此為標準，本文中樣本企業的碳排放基準線設定為基準情景中各企業碳排放量的97%、96.5%、96%、95.5%、95%、94.5%，按順序與前文中的碳稅情景相對應。超出或者少于基準配額的碳排放權，企業可以購買或者出售，每噸碳排放權的交易價格設定為50元、55元、60元、65元、70元、75元，分別對應于前面的各情景。表2顯示了碳稅和排放權交易政策的具體方案的設定。

四、描述性統計分析與配對樣本T檢驗

（一）不同政策水平下各模擬情景的CER與減排效果分析。表3說明了不同政策水平下，各情景的CER的均值和減排效果。從表3可以看出，無論何種政策水平，排放權交易政策對企業成本增加帶來的影響程度都相對較小。如果采用排放權交易與補貼相配合的政策，企業的碳排放量每減少1%，原材料成本將分別減少0.428%、0.436%、0.464%、0.467%、0.491%、0.471%，因此，在排放權交易體制下，對低碳原材料進行補貼后，減排不會增加企業的材料成本，相反材料成本會隨減排而減少。從減排效果看，僅征收碳稅的政策最不理想；當排放權交易和補貼結合采用時，減排效果非常理想，與基期碳排放水平相比較，不同政策水平下總體分別減排了6.02%、6.61%、7.19%、7.75%、8.30%、8.73%。

（二）配對樣本T檢驗。由于本文在情景模擬中是針對同一企業采用不同的減排政策，研究碳減排與企業成本之間的關系，所以可以近似認為是針對兩組規模、經營等基本情況相近的企業，分別施以不同的減排政策以研究他們之間的差異，在均值比較的方法上選取配對樣本T檢驗的方法。在下頁表4中列示了各政策水平、不同情景兩兩配對樣本T檢驗的結果。可以看出，政策水平一、二、四下，碳稅加補貼情景和排放權交易情景的相關性在10%的水平上具有顯著性，其他配對組各情景兩兩之間的相關性非常顯著，符合配對樣本T檢驗的條件；在這三種政策水平下，碳稅加補貼政策與排放權交易政策下，碳減排對企業成本的影響程度基本不存在差異性；而其他碳減排政策對企業成本影響的程度互不相同：征收碳稅使企業的成本增幅最大，排放權交易政策和碳稅加補貼政策次之；排放權交易加補貼政策將使企業的成本減少。政策水平三、五、六下各情景兩兩配對樣本T檢驗顯示，各配對組均通過相關性檢驗，符合配對樣本T檢驗的條件，各情景下的CER相互之間的均值比較，其檢驗結果均是顯著的，說明這三個政策水平下，征收碳稅使企業的成本增幅最大，排放權交易政策次之，碳稅加補貼政策再次之；排放權交易加補貼政策將使企業的成本減少。

篇4

【關鍵詞】 低碳經濟； 碳成本； 碳成本核算； 碳成本管理

低碳經濟是指以低能耗、低污染、低排放為基礎的經濟模式，低碳經濟的實質是要提高能源的效率，轉變能源結構，減少污染的排放。發展低碳經濟可能會使企業未來的交易中涉及到碳排放權交易問題，鑒于此企業經營中就會面臨新的問題，諸如，投資時要考慮碳排放低的技術項目、日常經營中要核算碳合規成本，并通過提高價格把增加的碳合規成本轉移給消費者等，決策者需要這些信息。由此可見，在低碳經濟時代，成本管理的內涵和管理模式都發生了變化，如何從戰略的角度對發展低碳經濟的成本進行分析和管理，便顯得尤為重要。

一、碳成本管理產生的背景

《京都議定書》的簽署是為了人類免受氣候變暖的威脅。發達國家從2005年開始承擔減少碳排放量的義務，而發展中國家則從2012年開始承擔減排義務。《京都議定書》需要占全球溫室氣體排放量55%以上的至少55個國家批準，才能成為具有法律約束力的國際公約。中國于1998年5月簽署并于2002年8月核準了該議定書；歐盟及其成員國于2002年5月31日正式批準了《京都議定書》；2004年11月5日，俄羅斯總統普京在《京都議定書》上簽字，使其正式成為俄羅斯的法律文本。截至2005年8月13日，全球已有142個國家和地區簽署該議定書，其中包括30個工業化國家，批準國家的人口數量占全世界總人口的80%。2005年2月16日，《京都議定書》正式生效。這是人類歷史上首次以法規的形式限制溫室氣體排放。為了促進各國完成溫室氣體減排目標，議定書允許采取以下四種減排方式：一是兩個發達國家之間可以進行排放額度買賣的“排放權交易”，即難以完成削減任務的國家，可以花錢從超額完成任務的國家買進超出的額度。二是以“凈排放量”計算溫室氣體排放量，即，從本國實際排放量中扣除森林所吸收的二氧化碳的數量。三是可以采用綠色開發機制，促使發達國家和發展中國家共同減排溫室氣體。四是可以采用“集團方式”，即，歐盟內部的許多國家可視為一個整體，采取有的國家削減、有的國家增加的方法，在總體上完成減排任務。有關碳排放制度最大特征在于“總量控制和排放交易（cap and trade）”計劃，參與該計劃的國家或地區政府都必須承諾碳排放量在規定限額下，碳排放權市場交易的結果導致了企業因購買碳排放權而擁有碳資產，因碳排放而形成了碳成本，擴展了傳統成本核算和管理的內容，從而產生了對碳成本核算方法的探討和碳成本管理內容的研究。

二、碳成本的內涵和計量

篇5

[關鍵詞]國際組織；碳排放；約束機制；計量標準；減排政策

[中圖分類號]F205 [文獻標識碼]A [文章編號]1673-0461（2013）05-0035-05

根據美國世界資源研究所的研究和統計，大氣中現存的人為排放的溫室氣體70%以上來自發達國家。從1850年至2005年的155年間，全球共排放CO211，222億噸，發達國家共排放了8，065億噸，占全球總量的72%，其中歐盟占27.5%。從人均累計排放看，歐盟542噸，德國958噸，英國1，125噸。世界人均173噸，中國僅71噸。根據世界自然資源研究所的統計，1850年至2004年美國累積碳排放總量居世界第一，人均歷史累積排放達1，105.4噸。美國能源情報署的數據顯示，截至2006年，美國占世界總排放量的累計百分比高達41%[1]。面對日益嚴重的環境污染，國際組織試圖通過建立一套有效的機制來約束碳排放的行為，很多國家也試圖通過制定一些碳減排的政策法規來響應國際組織的倡議，從自身做起積極為保護人類生存環境而共同努力。

一、國際社會碳排放約束機制

由于溫室效應的全球性特征，CO2的減排措施從理論上被認為只有在一個全球性的國際框架體系中才能得到有效的控制。因此，CO2的減排政策首先是建立在一個國際協作的框架體系之中[2]。國際社會碳排放約束機制主要包括制定一些帶有制約性的公約或協議，并提出一些碳排放標準，來規范、指導和引領各國的碳減排。

1. 制定約束性公約和協議

國際社會通過一些國際性的組織來制定各種公約或協議來督促世界各國對減排CO2承擔各自的義務。自1992年《聯合國氣候變化框架公約》在聯合國大會上獲得通過之后，1997年簽訂的《京都年議定書》要求發達國家在1990年的基礎上，2008年～2012年5年間減排5.2%。2007年制定的《巴里行動計劃》，堅持在可持續發展框架下應對氣候變化，提出了減排的具體目標、途徑和措施。2009年12月，《聯合國氣候變化框架公約》締約方第15次會議提出的后續目標要求發達國家到2020年比1990年基準年減排40%，到2050年實現排放為0（至少減排95%以上）。在這些框架約束下，世界很多國家都在制定各種碳減排規定，努力實現各自目標。如歐盟十五國根據《京都議定書》共同致力于在2008年至2012年期間將總的溫室氣體排放量在基準年（主要是1990年）基礎上削減8%。再如日本，為了響應京都議定書，完善了整個氣候變化政策框架。1999年生效的應對全球變暖措施促進法案，規定了政府、地方組織、行業和公民在開發和執行減少溫室氣體排放計劃方面的任務。但也有些國家公開表示了抵制，如美國等國家，部分原因是由于雙方之間存在一些分歧，當然最主要的是美國出于自身利益的考慮。這也說明，盡管聯合國等國際組織頒布的這些公約和協議具有一定的強制性，但真正執行到位還有著比較漫長而艱難的路要走。

2. 碳排放核算標準

碳排放核算是碳減排量計算、碳排放信息比較的基礎。碳排放核算標準的出臺使得無論是對于個體或組織、還是產品或活動的碳減排工作有了量化的依據，為合理地評價和約束碳排放提供了有力條件。

對各種社會活動的碳排放量進行核算成為衡量低碳經濟成效的一個重要指標。為使核算成果具有可比性，自20世紀末以來，發達國家政府和國際組織如國際標準化組織（ISO）、世界資源研究所（WRI）和世界可持續發展工商理事會（WBCSD）、英國標準協會（BSI）等已通過大量調研形成了系統的碳排放核算標準，涵蓋了國家、企業（組織）、產品和服務、個人等多個層面。經過多年的發展，出現了一些認知度較高的碳排放核算標準，如ISO14064、GHG Protocol、PAS 2050等。這些標準的實行，為促進全球碳減排起到了巨大推動作用。

低碳經濟的特點為低能耗、低污染、低排放，但對于“低碳”有兩種理解，一種是基于終端消耗的碳排放量低，另一種是基于全生命周期的碳排放量低[3]。相應地，國際組織也制定了兩種核算標準。

（1）基于終端消耗的企業/項目碳排放核算標準。此標準主要面向企業（組織）或項目層面。對項目的碳排放核算包括對該項目設計減排量的“審定”和項目實施后實際減排量的“核查”。目前適用于企業/ 項目碳排放核算的標準有GHG Protocol（2004）和ISO14 064（2006）系列標準。GHG Protocol標準范圍涵蓋京都議定書中的6種溫室氣體，并將排放源分為3種不同范圍，即直接排放、間接排放和其他間接排放，避免了大范圍重復計算的問題，為企業、項目提供了溫室氣體核算的標準化方法，從而降低了核算成本；同時為企業和組織參與自愿性或強制性碳減排機制提供了基礎數據。ISO14064（2006）作為一項國際標準，規定了統一的溫室氣體資料和數據管理、匯報和驗證模式。通過使用此標準化的方法、計算和驗證排放量數值，可確保組織、項目層面溫室氣體排放量化、監測、報告及審定與核查的一致性、透明度和可信性，可以指導政府和企業測量和控制溫室氣體排放，促進了GHG減排和碳交易。

（2）基于生命周期的碳排放核算標準。此項目主要面向產品或服務層面， 給出了對某產品或服務在生命周期的碳排放估算方法和規則。ISO將生命周期定義為， 通過確定和量化與評估對象相關的能源消耗、物質消耗和廢棄物排放，來評估某一產品、過程或事件的壽命全過程，包括原材料的提取與加工、制造、運輸和銷售、使用、再使用、維持、循環回收，直到最終的廢棄。因此，各個核算標準制定的關鍵在于收集整理產品生命周期各個階段的碳排放數據， 并采用適當方法進行碳排放估算。現今較為主流的核算標準有PAS2050和ISO14040 / 14040（2006）。

3. 建立能源指標體系

國際組織制定了一些強制性節能減排指標體系，來約束碳排放。盡管節能與碳減排仍有一定的區別，但它們之間的緊密聯系是主要的。也就是說，節能減排的直接結果很大程度上也就是減少碳排放。因此，這些節能指標體系仍然對碳排放約束有著直接的可操作性意義。國際原子能機構（IAEA）建立了可持續發展能源指標體系（EISD），該指標涉及社會、經濟和環境3大領域，包含30個核心指標。世界能源理事會（WEC）建立了能源效率指標體系包括測度能源效率的經濟性指標和測量子行業、終端用能的能源效率的技術經濟性指標，共23個指標。

在綜合可持續發展指標體系中，對于能源與排放指標，聯合國建立的指標體系中包括人均年能源消耗、能源使用強度、可再生能源消耗份額、溫室氣體排放量、SO2排放量和NO2排放量等；經濟合作與發展組織（OECD）建立的指標體系中包括能量強度、無鉛汽油的市場份額、能源供給和結構。歐盟（EU）建立的指標體系包括電力價格、天然氣價格、溫室氣體排放、經濟能源密度、可再生能源所占份額等等。

二、發達國家碳減排政策措施

對于大部分發達國家來說，京都議定書規定了其碳減排的目標和時間表，那么他們就需要根據這些既定的目標，運用相關的政策工具來加以實現。目前國際上的各種低碳減排政策工具主要包括經濟政策和其他一些行政性和法規性措施。

1. 通過經濟政策工具實現碳減排

總的來看，發達國家實行的經濟政策主要包括碳稅、排放權交易、復合排放權交易和財政補貼等[4]。

（1）碳稅。碳稅是針對CO2排放所征收的稅，是達到既定碳減排目標成本最小的減排政策工具。不同國家和地區在不同的經濟社會發展階段，碳稅的實施效果有較大差異。但從長期來看，碳稅是一個有效的環境經濟政策工具，能有效地減少CO2的排放。歐盟正在討論實施統一碳稅以彌補2005年1月實施的碳排放貿易體系的不足。加拿大BC省在公布2008年度財政預算案時規定，從該年7月起開征碳稅，即對汽油、柴油、天然氣、煤、石油以及家庭暖氣用燃料等所有燃料征收碳稅，不同燃料所征收的碳稅不同，而且未來5年燃油所征收碳稅還將逐步提高。

（2）排放權交易。排放權交易指對SO2、化學需氧量等主要污染物和CO2等溫室氣體的排放量所進行的交易。碳排放權交易的概念源于20世紀經濟學家提出的排污權交易概念，排污權交易是市場經濟國家重要的環境經濟政策。2004年全球碳排放市場誕生，其交易方式為：按照《京都議定書》的規定，協議國承諾在一定時期內實現一定的碳排放減排目標，各國再將自己的減排目標分配給國內不同的企業。當某國不能按期實現減排目標時，可從擁有超額配額或排放許可證的國家主要是發展中國家購買一定數量的配額或排放許可證以完成自己的減排目標。同樣的，在一國內部，不能按期實現減排目標的企業也可以從擁有超額配額或排放許可證的企業那里購買一定數量的配額或排放許可證以完成自己的減排目標，排放權交易市場由此而形成。

（3）復合排放權交易體系。這一體系將以價格為基礎的碳稅和以數量為基礎的一般排放權交易制度結合起來，為排放權價格設定了安全限制。這一交易體系一共有兩種類型的排放權。一種被稱之為永久排放權，它的多少決定了擁有它的經濟主體在每一年能夠排放的CO2量的多少。另一種被稱之為年度排放權，其多少決定了擁有它的經濟主體在一個特定年份允許排放的額度。一個經濟主體某一年允許排放的總量就等于這兩種類型排放權的總量。

（4）財政補貼。財政補貼屬于一種激勵政策，通過對無碳項目或低碳項目如可再生能源、節能技術投資與開發等項目的補貼來減少CO2排放。同時，減少或避免通過定價政策規定能源的低價格，然后對石化能源企業或煤電企業進行價格補貼或虧損補貼，那樣會導致增加CO2的排放，產生負面效應。

2. 制定碳減排法律制度

由于法律制度強制效果比較顯著，很多國家通過制定法律制度來對碳排放進行約束。如德國和英國。除了遵守歐盟的法律和規定外，它們還積極制定和實施一系列法律制度，運用法律手段對碳減排予以保障[5]。

德國的碳減排法律主要包括能源與氣候變化綜合方案、可再生能源法和電力輸送法、能源產業法、可再生能量資源法案、生物質條例、可再生能源供熱法以及能源建筑法等其他一些法律，基本上已經形成有關碳減排的法律體系。其中，2007年德國政府推出的能源與氣候變化綜合方案是氣候變化的代表性立法。

英國在碳減排方面成效比較顯著與其制定的有關法律制度有著很大的關系。這些法律制度主要包括氣候變化稅、電力與燃氣（碳減排）法令以及碳減排能效機制法令等。根據《財政法2000》和《氣候變化稅收規定2001》，英國政府于2001年4月開始征收氣候變化稅。《電力與燃氣（碳減排）法令2008》在2008年1月31日生效后，英國據此建立了碳減排目標制度。而根據2010年3月頒布的《碳減排能效機制法令》又建立了碳減排承諾制度。

3. 制定碳排放計量、監測方法和標準

篇6

目前，工程建設碳排放計量尚無通用的國際或國家標準，可參考產品碳計量標準進行工程建設碳排放的計算。如ISO/CD14067、英國PAS2050:2008規范以及IPCC國家溫室氣體(GHG)排放清單指南等，這些規范在碳排放的范圍核算和計量方法上都較為成熟，具有很大的參考價值。對現有規范和參考文獻進行總結，得到工程建設領域可借鑒的幾種碳排放量計算方法:

(1)實測法。通過標準連續計量設施對現場燃燒設備有關參數進行實際計量，得到排放氣體的流速、流量和濃度數據，據此計算碳排放。實測法結果較為準確，但耗費的人工和費用成本較高，一般應用于量大面廣的碳排放測量。

(2)投入產出法。投入產出法又稱物料衡算法，它的原理是遵循質量守恒定律，即生產過程投入某系統或設備的燃料和原料中的碳等于該系統或設備產出的碳。投入產出法可用于計算整個或局部生產過程的碳足跡，但其無法區別出不同施工工藝和技術的差異，且獲得結果的準確性有偏差。

(3)過程法。過程法在工程建設領域又叫作施工工序法。它是基于產品生命周期整個過程的物質和能源流動消耗來測算碳排放量，其思路是將施工階段進行劃分，列出分部分項工程的機械清單，然后用單位量乘以量就得到各分部分項工程的施工碳排放。過程法簡便易行、精確性較高，但基于過程的物質和能源消耗數據不易獲得，在一定程度上限制了該方法的應用。

(4)清單估算法。清單估算法采用IPCC政府間氣候變化專門委員會公布的《IPCC溫室氣體排放清單》計算碳排放，主要原理是用各種能源的實際消耗量乘以碳排放因子加總得到總的碳排放量。碳排放因子指生產單位產品所排放的CO2的當量值，根據正常作業及管理條件，生產同一產品的不同工藝和規模下溫室氣體排放量加權平均得到，可在相關數據庫中查得。清單估算法簡單可行、應用面廣，關鍵是要確定溫室氣體的排放清單并選擇適當的碳排放因子。幾種碳排放計算方法對比。本文的工程建設碳排放量計算是基于生命周期評價理論，將過程法和清單估算法有機結合而成的混合計算方法。具體過程為:首先，采用過程法，按照工程圖樣列出材料機械消耗清單，也可直接采用清單計價時的分部分項工程材料機械清單;其次，采用清單估算法，將各個材料和機械的消耗量進行匯總并選擇合適的碳排放因子;最后，將消耗量數據與對應碳排放因子相乘并加總，即得到整個工程建設階段的碳排放量。基于工程造價的工程建設碳排放計算。這種混合碳排放計算模型集合了過程法和清單估算法的優點，具有更強的可操作性和準確性，能夠方便地應用于實際工程。同時，采用的工程量清單數據可直接套用工程造價數據，大大減少了碳排放計算工作量，在工程建設的同時，還可隨工程造價進行碳排放的動態管理和控制。

2案例實證

本文選取鐵路工程某建設項目進行工程建設階段碳排放實例分析，由于該工程的特殊性質，在此不便對工程概況進行介紹，只運用工程造價數據進行計算分析。

2.1清單匯總

按照工程造價文件中的分部分項工程量清單，匯總出本工程材料和機械消耗量，用大寫字母Q表示。根據工程造價文件中的機械臺班消耗量和2005年《鐵路工程機械臺班費用定額》中的單位臺班消耗指標，二者相乘即得到總的機械能源消耗量。匯總后，本文選取燃料和電力消耗總量最大的20種機械列舉。

2.2碳排放因子確定

碳排放因子(CarbonEmissionFactor)是計算碳排放的基礎數據，指消耗單位質量能源所產生的溫室氣體轉化為二氧化碳的量。能源的碳排放因子包括了單位質量能源從開采、加工、使用各個環節中排放的溫室氣體量轉化為二氧化碳量的總和。目前，關于碳排放因子的選用尚無統一標準，不同國家、組織和地區算得的碳排放因子往往有很大差別，在一定程度上影響到計算結果的準確性。本文總結并借鑒了現有碳排放因子，選擇其常用值或平均值作為工程建設階段碳排放計算的參考，各能源或材料的碳排放因子用F表示。

2.3碳排放量計算

根據上文數據，可利用以下公式求得工程建設不同階段總的碳排放量CE。工程建設不同階段碳排放量匯總。

3結語

篇7

國人誤讀的“低碳飲食”

在國內有人誤將前些年在美國流行的阿特金斯低碳水化合物飲食(lowcarbohydrate diet)翻譯為我們現在推崇的低碳飲食(low carbon diet),一些媒體在宣傳低碳飲食時,迄今仍使用阿特金斯的概念,認為低碳飲食就是盡量選擇碳水化合物較少的膳食。

阿特金斯低碳水化合物飲食主要被當作一種減肥膳食,也就是以攝取高蛋白質類食物,如牛肉、豬肉等為主的飲食減肥法。這種減肥膳食有明顯的副作用,如導致口臭,容易腹瀉等,更重要的是增加了患心血管疾病和糖尿病的危險。

真正的低碳飲食,就是要求人們在選擇食物時從生產、運輸、保存、烹飪等環節進行評價,盡量選用耗用能量少的食物和加工方法,從而減少碳,特別是二氧化碳向環境的排放。簡單地說就是,人們應減少肉類、蛋類等動物性食物的攝入比例,而保證以富含碳水化合物的食物為主的膳食結構。

高碳飲食,破壞環境

食物鏈與碳排放生態系統中各生物種群之間,靠以食物為中心的攝食關系而建立起來的一種鏈索式單向聯系,稱為食物鏈。選用的食物越是靠近低端,就越能減少能量的消耗。人類處于食物鏈的頂端,可以任意選擇。大量的科學研究證實,人類攝入動物性食物越多,能量浪費越大,排出的二氧化碳也越多。

動物飼養過程中的碳排放聯合國糧農組織2006年的報告指出,飼養牲畜是造成氣候變暖的原因之一。就像汽車燃料會排放廢氣一般,牲畜通過它們正常的代謝過程(呼吸、放屁和排便),也會產生大量的溫室氣體,如二氧化碳、一氧化二氮、甲烷等。它們每年產生數以億噸的糞便,再加上飼料生產、機械化屠宰、肉食的包裝、運輸與冷藏等生產過程都是排放溫室氣體的重要途徑。世界糧農組織的報告表明,肉類生產每年排放的溫室氣體,約為全球排放總量的18%,僅次于能源生產所占的比例(21%)。依照碳排放量計算,低碳至高碳肉類的排列次序依次為魚、雞、豬、牛及羊。

食物在加工、運輸、烹飪過程中的碳排放除了肉類以外,所有食物的生產、加工、運輸、保藏、烹調過程都會增加溫室氣體的排放。所以低碳飲食還主張盡量吃本地食品,減少進口食品,這是因為食物在冷藏和長途運輸過程中都產生著對環境的破壞因素。烹飪方法的不同也導致碳排放量的巨大差別。在中國,許多人喜愛食用火鍋食品,在長達1～2小時的進餐時間內,一直燃燒木炭、酒精、燃氣或用電爐、電磁爐等,不但耗能還造成大量的碳排放,這些都會影響到大氣環境質量。

低碳飲食,健康自己

近20年我國城鄉居民的主食消費呈明顯下降趨勢,2002年城鄉居民谷類食物攝入比1982年和1992年分別下降21%和10%。而肥胖和糖尿病發病最高的大城市,居民谷類食物攝入量最少,提供能量只占總能量的41%。

低碳飲食提倡植物性食物。植物性食物中含有多種植物化學物質,后者具有多種生理功能,如抗氧化作用、調節免疫力、抑制腫瘤、抗感染、降低膽固醇、延緩衰老等。在眾多植物性食物中,主要包括谷類食物和蔬菜水果。

谷類食物是中國傳統膳食的主體,是人體能量的主要來源,也是最經濟的能源食物。堅持谷類為主,就是為了保持我國膳食的良好傳統,避免高能量、高脂肪和低碳水化合物膳食的弊端。

新鮮蔬菜和水果已被公認為是最佳的防癌食物。另外,增加蔬菜水果攝入的同時降低脂肪攝入,可有效降低血壓,在群體水平上可降低心血管疾病的發病風險。富含蔬菜水果的膳食還可降低發生糖尿病的危險性。

健康鏈接:

低碳飲食的十大建議

1.素食為主營養學界并不推薦全素膳食,而是提倡以谷類和蔬菜水果為主,適量進食動物性食品。

2.避免浪費食物浪費所消耗的能量和排放的二氧化碳量是驚人的。如果每人少浪費500克糧食,可節能約180克標準煤,相應減排二氧化碳470克。全國每年可減排二氧化碳61.2萬噸。

3.就地取材盡量食用當地或臨近地區的食材,以減少長途運輸過程中消耗的油料和碳排放量。

4.時令新鮮盡量選用當季的,新鮮的食物,少食用反季節食物,以減少因冷凍、保鮮消耗的能量和碳排放量。

5.食不過量避免暴飲暴食,既可預防肥胖病,又減少排碳量。

6.粗細搭配經常吃一些粗糧、雜糧和全谷類食物。食物過度加工一方面耗費能源,增加溫室氣體的排放:另一方面造成營養素的損失。

7.節能烹飪選擇節能的爐具、鍋具和簡單的烹飪方法,如涼拌、白灼、快炒等。減少那些需要長時間、高溫的烹飪方式,如油炸、火鍋等。

8.限量飲酒酒的生產、加工、運輸等過程中消耗大量能量,增加二氧化碳的排放,過量飲酒還可誘發多種疾病。

篇8

全球變暖趨勢日益加劇，不僅影響農業可持續發展，而且威脅到人類生存。畜牧業碳排放因其在農業碳排放中乃至全球碳排放中占比較大而日益備受關注。準確核算畜牧業碳排放是制定切實可行的碳減排政策的前提，也為我國在氣候變化下承擔共同但有差別的減排責任提供話語權。本文基于研究范式的演進，對畜牧業碳排放到碳足跡核算方法的研究發展進行了系統梳理，研究表明，在學者的不斷研究與質疑下，畜牧業碳排放到碳足跡的核算方法經歷了從OECD核算法、IPCC系數法到生命周期法與投入-產出法的演變與完善，學術界認為區域異質性、養殖規模與管理方式均影響碳足跡；散養比規模化養殖產生更多的碳排放，舍飼比戶外放牧排放更多的碳。畜牧業碳足跡核算能夠更加全面地反映畜牧業全生命周期的碳排放情況，但由于研究假設、研究方法及研究樣本等差異導致不同區域、不同畜產品的碳排放核算結果存在不確定性。運用生命周期法和投入-產出法對歐盟成員國畜牧業碳排放的核算結果基本一致，但運用IPCC系數法和全生命周期法對中國畜牧業碳排放核算中，牛、豬和羊的碳排放量排序結果不盡一致。鑒于核算結果的差異性，本研究對不同核算方法的起源、最早采用時間、特點、局限性等方面進行了歸納總結，并建議后續研究探討基于生命周期評價的畜牧業碳足跡研究邊界的延伸性，標準化畜牧業碳排放或碳足跡核算，避免學者重復核算畜牧業碳排放，以便深入展開畜牧業碳排放其他方面的研究。

關鍵詞碳排放；碳足跡；生命周期法

中圖分類號F307.3

文獻標識碼A文章編號1002-2104（2017）06-0036-06DOI：10.12062/cpre.20170308

作為全球第二大經濟體和發展最快的發展中國家，中國的經濟與碳排放在總量上持續增長，國際社會要求中國在氣候變化問題上承擔更大的國際責任。全球碳計劃2013年度全球碳排放量數據指出中國是碳排放總量最大的國家，占29%，約104.4億t[1]。而2015年發表于Nature的文章指出中國碳排放量在2000―2013年間被高估了15%[2]。此外，中承諾將實現溫室氣體排放量在2030年左右達到峰值。因此，準確核算碳排放有利于我國承擔共同但有差別的減排責任。畜牧業是碳排放的最主要來源，是影響溫室效應最主要的因素。聯合國糧農組織在《牲畜的巨大陰影：環境問題與選擇》中指出畜牧業的溫室氣體排放占全球總排放的18%，高于交通運輸業的排放量[3]。Robert Goodland研究指出，牲畜及其副產品實際上至少排放了325.64億tCO2e的溫室氣體，占世界總排放的51%，遠遠超過糧農組織先前的估計值[4]。學者對畜牧業碳排放問題不斷深入探討，認為準確核算畜牧業碳排放量是制定切實可行的碳減排政策的前提，不同的畜牧業碳排放核算方法會影響核算結果；畜牧業碳排放的核算范疇不僅局限于畜牧業生產環節，還應包括畜牧業的飼料種植、畜產品運輸及消費等環節的碳排放情況，即畜牧業碳足跡。學術界對畜牧業碳排放及碳足跡核算方法已有研究，但一直比較分散，缺乏系統性總結。因此，本文試圖厘清其發展脈絡并追蹤其前沿領域，為相關部門制定畜牧業碳減排政策提供理論依據，為相關領域學者研究提供經驗借鑒。

1畜牧業碳排放核算方法

按照畜牧業碳排放與碳足跡核算方法的演進對其相關研究進行梳理，結果如見圖1所示。

碳排放核算法主要包括排放因子法、質量平衡法和實測法。質量平衡法（MassBalance Approach）根據每年用于國家生產生活的新化學物質和設備，計算為滿足新設備能力或替換去除氣體而消耗的新化學物質份額。實測法基于排放源的現場實測基礎數據，進行匯總從而得到相關碳排放量。目前應用比較廣泛的是碳排放因子法，它依照碳排放清單列表，針對每一種排放源構造其活動數據與排放因子，以活動數據和排放因子的乘積作為該排放項目的碳排放量估算值[5]。具體到畜牧業中，即用畜牧業生產各環節的排放系數乘以相應的度量值（畜禽數量、糞污質量、耗電量等），整個系統的碳排放量為各環節排放量的加總。關鍵的排放系數，包括腸道發酵甲烷排放系數、糞便管理和糞肥田間施用中氧化亞氮的直接和間接排放系數等主要源于：試驗測算、相關研究結論、IPCC提供的數據等。按其演變歷程可以分為OECD法與IPCC系數法。

1.1OECD核算法

1991年經濟合作與發展組織（OECD）提供了反芻動物甲烷排放量的簡易估算方法，是畜牧業碳排放核算初期的簡易方法，僅在上世紀末期被少數學者使用。董紅敏依據中國典型反芻動物的采食總能量及Blaxter的公式計算了動物采食能量轉化成甲烷的比例，在3個時間點（1980、1985和 1990 年）分類計算了我國的牛、羊及駱駝的甲烷排放量。由于中國反芻動物飼養及管理粗放、飼料消化率

低、生產力水平低下，對OECD提供的有些公式進行了適當修改[6]。

1.2IPCC系數法

IPCC系數法是根據政府間氣候變化專門委員會（IPCC）公布的碳排放系數對畜牧業生產的胃腸道發酵、舍內外糞污等碳排放進行核算，其核算范疇略優于OECD的簡易方法，主要關注畜牧業生產過程中的碳排放情況，但未考慮畜牧業生產前端與后端的碳排放。

近二十年，學者不斷核算畜牧業碳排放的情況并探究相關影響因素。學術界認同甲烷是畜牧業碳排放的主要來源，80%源于腸道發酵，剩余源于糞污管理。董紅敏基于張耀民對動物甲烷排放的核算，綜合采用了OECD 和IPCC國家溫室氣體排放清單編制指南的研究方法，估算了我國動物甲烷排放率。結果表明1990年我國反芻動物甲烷排放占全球的7.2%，畜禽糞便甲烷排放占全球的5%。部分學者認為畜禽數量與碳排放量呈正相關[7]，大型反芻動物飼養量與腸道甲烷排放量成正相關，生豬出欄量與糞便管理甲烷排放呈正相關[8]。由于中國畜禽年均

飼養量下降，尤其是反芻動物下降較大，導致全國畜禽碳排放量總體下降。從區域上看，內蒙古、和青海牧區的畜禽碳排放整體增加，新疆牧區則先增加后減少[9]。未來中國畜牧業碳排放下降速度可能會放慢[10]。氣溫升高

也與畜牧業甲烷排放正相關，平均氣溫較高是導致四川、湖南、廣東甲烷排放量大的誘因之一[11]。IPCC不同層級的方法核算結果不同，基于IPCC的二級方法，2001年加拿大奶牛與肉牛的甲烷排放量分別為3.6 t CO2e和16.0 t CO2e，每年每頭奶牛的碳排放為90 kg，比IPCC一級方法的核算結果多18 kg[12]。加拿大單位重量奶牛的碳排放量為4.55 mg CO2e。每公斤牛奶平均排放1 kg二氧化碳、19.31 kg甲烷，與現場測算結果基本一致[13]。

2畜牧業碳足跡核算方法

畜牧業碳排放核算方法是否準確呢？已有學者對IPCC提出的碳排放核算方法的全面性提出了質疑[14-15]，并建議畜牧業生產的前端與后端也應納入碳排放核算，即碳足跡。碳足跡核算方法主要包括生命周期評價法和投入產出法。生命周期評價指產品在生產、使用及回收再利用等各階段對環境產生的影響，包括能源使用、資源消耗、污染物排放等，是一種自下到上的、對產品及其“從開始到結束”的過程計算法。它被廣泛運用于畜牧業碳足跡核算。而投入產出法是一種自上到下的計算方法。學術界傾向于用畜產品碳足跡來衡量畜牧業碳足跡情況。

2.1生命周期評價法

生命周期評價法（LCA）基于碳排放系數，在界定系統邊界的基礎上核算碳足跡。因此，作為整個評價結果的關鍵，不同系統邊界導致結果存在誤差。目前，LCA核算畜牧業碳足跡的邊界主要有從搖籃到農場大門和從搖籃到消費者。

2.1.1部分生命周期（從搖籃到農場大門）

基于生命周期評價，學者們得到兩點共識。

第一，區域異質性影響畜產品碳足跡。以牛奶為例，碳足跡貢獻排名是胃腸道甲烷、電力、柴油及糞污排放和運輸[16]。FAO計算全球每公斤牛奶碳足跡的平均水平為（2.4±0.624）kg CO2e/kg FPCM①。但在實證研究中，每公斤牛奶的碳足跡為0.41―2.46 kg CO2e[17-18]，發達國家與發展中國家存在一定差距：西班牙為0.84―2.07 kg CO2e[19]，歐盟為1.4 kg CO2e[20]，愛爾蘭為1.5 kg CO2e/kg ECM②[21]，中國為1.01―1.52 kg CO2e[22]。但是，奶牛的常規養殖與有機養殖的碳足跡差異不明顯。瑞典常規和有機奶牛場分別為0.76―1.26和0.73―

1.11 kg CO2e/kg ECM[23]，荷蘭分別為1.4 kg CO2e/kg FPCM和1.5 kg CO2e/kg FPCM[24]。

除了牛奶外，其他畜禽產品的碳足跡也具有區域異質性。Franz Weiss， Adrian Leip運用CAPRI模型核算的歐盟27成員國畜產品碳足跡表明：牛肉占28%―29%，牛奶占28%―30%，豬肉占25%―27%[25]。歐盟27成員國每公斤牛肉、羊肉、豬肉、禽肉和雞蛋的碳足跡分別為22、20、7.5、5、3 kg CO2e[20]，與G. Zervas的研究結果排序一致[26]，

英國傳統農場羊肉和牛肉的碳足跡為8.1―31.7和 9.7―38.1 kg CO2e[27]，與歐盟的平均水平一致。也有W者認為歐洲每公斤豬肉的碳足跡為2.6―6.3 kg CO2e[28]，加拿大則為3.6 kg CO2e[29]。

第二，養殖規模與管理方式影響碳足跡。學者認為散養比規模養殖產生更多碳排放，中國四川省家庭農場每公斤雞蛋、雞肉和豬肉的碳足跡為3.7、20.02和5.42 kg CO2e，而規模化養殖場分別為3.46、7.86和4.29 kg CO2e[22]。

規模化養殖場的管理能夠減少畜牧業碳排放，不同規模與管理方式的碳減排效果不同。西安、山東和四川規模化奶牛養殖場的碳足跡分別為1.52 kg CO2e/kgFPCM、1.34 kgCO2e/kg FPCM[30]和1.13 kg CO2e[22]。巴西肉牛養殖中89%―98%的碳排放源于動物本身，對于2 000頭牛以內的牧場，單位體重肉牛的碳足跡為4.8―8.2 kg CO2e，2 000頭牛以上的牧場，單位體重肉牛的碳足跡為5―7.2 kg CO2e[31]。基于Dairy GHG模型，在不同喂養和糞污處理方式下，美國不同規模奶牛養殖的碳排放范圍為0.37―0.69 kg CO2e/kg ECM。舍飼比戶外放牧排放更多的碳。瑞典舍飼系統碳足跡為1.16 kg CO2e，新西蘭戶外放牧系統碳足跡為1 kg CO2e。

2.1.2全生命周期（從搖籃到消費者）

隨著生命周期評價法的演進，其研究范疇逐步由搖籃到農場大門延伸至搖籃到消費者，即將畜牧業生產后端碳排放也納入范疇，但采用該種方法的學者較少。孟祥海、程國強、張俊飚運用全生命周期法，分析了我國畜牧業的碳排放的時空特征。研究表明，我國畜牧業碳排放量總體增長，但飼料糧運輸加工和畜禽屠宰加工環節的排碳量占比均少于1.05%，胃腸道發酵和糞便管理排碳量占比降低，反芻家畜排碳量多于非反芻畜禽[32]。董紅敏運用全生命周期法核算了中國畜產品的碳足跡，排序為牛肉、豬肉、雞蛋和牛奶[30]。但兩篇文章側重點不同，前者偏重畜牧經濟，后者偏重畜牧技術。

2.2投入-產出法

投入產出法（IO）根據投入產出表建立相應的數學模型，以此系統反映各部門的關系。結合各部門的碳排放數據，核算其在整個生產鏈上引起的碳排放量。J.P.Lesschen運用MITERRAEurope模型，分析了歐盟27個成員國的畜牧業碳排放情況，總量上，歐盟成員國的乳業部門碳排放最多，肉牛排第二位；單位重量排碳量排序為：牛肉、豬肉、雞蛋、禽類、牛奶[33]。B.Henderson用隨機前沿分析法（SFA）構建不同區域的生產邊界，基于IO分析了非洲六國小農戶的種植業-畜牧業混合經營產出差異及增加食物產出及減少食物碳排放強度的潛力。研究表明，如果縮小產出差異將降低產品碳排放強度[34]。

IO從宏觀國民經濟角度核算畜牧業碳排放量，基于經濟投入量和單位產值的碳排放強度，輸出最終畜牧業的碳排放量。此外，我國的投入-產出表每五年更新一次，加之研究區域畜牧業部門統計數據中的單位產值碳排放強度具有差異性，導致采用該方法核算畜牧業碳排放具時滯性與差異性。

3不同核算方法的比較

鑒于OECD法與IO法僅被少數學者用于畜牧業碳排放核算，且歐盟與中國均為最早關注氣候變化的經濟體，因此，以IPCC系數法與生命周期法為例對比兩個經濟體的畜牧業碳排放與碳足跡核算方法的結果。

部分學者運用生命周期法及CAPRI模型對歐盟27國畜牧業碳排放總量排序為：牛奶、牛肉、豬肉，這與運用IO及MITERRAEurope模型的結果一致，但歐洲各國的生產系統、喂養方式及飼料利用率等方面的差異性導致單位農產品的碳排放量有很大差異，基于IO的畜牧業碳排放單位量排序為：牛肉、豬肉、雞蛋、牛奶。運用IPCC系數法與全生命周期法分別核算的中國2007年與1990―2011年的畜牧業碳排放排序為：牛、豬、羊[11，33]；也有學者基于IPCC系數法核算了2011年畜牧業碳排放情況，排序結果略有不同，即非奶牛（黃牛和水牛）、羊、豬、奶牛、馬、兔、駱駝。

可見，運用不同核算方法及模型對歐洲畜牧業碳排放總量核算結果一致，對中國畜牧業碳排放總量的核算結果略有差異，牛的排放量最多，但豬和羊的排放量結果不盡一致。兩經濟體的單位農產品碳排放量也有差異，這些差異究竟由何種原因導致呢？不同核算方法有何區別？表1按照畜牧業碳排放到碳足跡的演進，對不同核算方法的起源、最早采用時間、特點、局限性等進行了歸納總結。從表1可以看出，盡管不同的系統邊界會影響碳足跡核算結果，但歷經了OECD法、IPCC法的演化，LCA法能相對準確地核算碳足跡，可行性較強，是現階段碳足跡核算的主流方法；如果IO法能夠解決數據滯后的問題，將促使碳足跡核算進一步演化，核算投入品的隱含碳。

4總結與研究展望

畜牧業經歷了從碳排放到碳足跡核算方法的演化與完善，其中IPCC系數法及生命周期評價被學術界廣泛使用，但鑒于研究邊界、研究區域及研究方法特點等差異性，導致現階段學術界核算的畜牧業碳排放量不盡一致。通

過對現有文獻的梳理，可以發現畜牧業碳足跡能夠更加全面的反映畜牧業全生命周期的碳排放情況，其中以生命周期評價法為代表，并以此為基礎對畜牧業碳排放的其他方面展開研究。

上述綜述性研究和結論對畜牧業碳排放核算的研究范式提供一定的解釋，但仍需后續研究。首先，目前學術界對于碳足跡系統邊界的界定是否準確，基于生命周期法的畜牧業碳足跡是否真正做到了從搖籃到墳墓的碳排放核算，在畜產品到達消費者是否就可以被視為畜產品的消亡？亦或還需要核算畜產品回收再利用階段的碳排放，即消費者對畜產品加工直到畜產品再次以糞污的形式重新回歸自然。其次，綜合運用畜牧業碳排放與碳足跡的相關核算方法，整合出一套更加完善的、弱化各種核算方法不足的碳排放核算方法，使其能更加準確的反映畜牧業碳排放的真實情況。最后，亟需標準化畜牧業碳排放核算，即給出畜牧業碳排放核算的通式或是不同畜產品的碳足跡標準，避免學者重復核算畜牧業碳排放量，以便展開畜牧業碳排放其他方面的研究。

參考文獻（References）

[1]QUERE C L， PETERS G P， ANDRES R J， et al.Global carbon budget 2013[J]. Earth system science data， 2014（6）： 235-263.

[2]ZHU L，GUAN D B， WEI W， et al. Reduced carbon emission estimates from fossil fuel combustion and cement production in China[J].Nature，2015，524： 335-338.

[3]STEINFELD H， GERBER P， WASSENAAR T， et al. Livestock’s long shadow [M]. Rome： FAO， 2006.

[4]GOODLAND R，ANHANG J. Livestock and climate change[J]. World watch，2009（11-12）：10-19.

[5]劉明達，蒙吉軍，劉碧寒.國內外碳排放核算方法研究進展[J].熱帶地理，2014，34（2）：248-258. [LIU Mingda，MENG Jijun，LIU Bihan. Progress in the studies of carbon emission estimation[J]. Tropical geography， 2014，34（2）：248-258.]

[6]董紅敏，林而達，楊其長.中國反芻動物甲烷排放量的初步估算及減緩技術[J].農村生態環境（學報），1995，11（3）：4-7.[DONG Hongmin，LIN Erda，YANG Qichang. A preliminary estimate of methane emission from China and its mitigation techniques[J]Journal of ecology and rural environment，1995，11（3）：4-7.]

[7]f秀麗，高立洪，徐進，等.重慶市畜牧業溫室氣體排放量評估[J].西南農業學報，2013，26（3）：1235-1239.[WEI Xiuli，GAO Lihong，XU Jin， et al.Evaluation on greenhouse gas emission of livestock in Chongqing City[J].Southwest China journal of agricultural science， 2013，26（3）：1235-1239.]

[8]玉梅，喬娟.都市農業發展與碳排放脫鉤關系分析――基于脫鉤理論的Tapio彈性分析法[J].經濟問題，2014（10）：81-86.[ZHANG Yumei，QIAO Juan.Analysis of urban agriculture development and carbon emissions decoupling relationship based on the theory of decoupling about Tapio elastic analysis[J]. On economic problems， 2014（10）：81-86.]

[9]陳瑤，尚杰.四大牧區畜禽業溫室氣體排放估算及影響因素分解[J].中國人口?資源與環境， 2014，24（12）：89-95.[CHEN Yao， SHANG Jie. Estimation and effecting factor decomposition of greenhouse gas emission of animal husbandry industry in four pastoral areas[J]. China population，resources and environment， 2014，24（12）：89-95.]

[10]胡向東，王濟民.中國畜禽溫室氣體排放量估算[J].農業工程學報，2010，26（10）：247-252.[HU Xiangdong，WANG Jimin. Estimation of livestock greenhouse gases discharge in China[J].Transactions of the Chinese society of agricultural engineering， 2010，26（10）：247-252.]

[11]林余，張穩，黃耀.中國動物源性CH4排放空間分布和時間變化研究[J].環境科學，2011，32 （ 8） ： 2212-2220.[LIN Yu，ZHANG Wen，HUANG Yao. Estimation spatiotemporal dynamics of methane emission from livestock in China[J].Environmental science， 2011，32 （8） ： 2212-2220.]

[12]OMINSKI K H，BOADI D，WITTENBERG K M， et al. Estimates of enteric methane emissions from cattle in Canada using the IPCC Tier2 methodology[J]. Canadian journal of animal science， 2007， 87（3）：459-467.

[13]VERGE X P C， DYER J A， DESJARDINS R L， et al. Greenhouse gas emissions from the Canadian dairy industry in 2001[J]. Agricultural systems， 2007， 94（7）：683-693.

[14]ROSEN R A. Is the IPCC’s 5th assessment a denier of possible macroeconomic benefits from mitigating climate change [J]. Climate change economics，2015， DOI： 10.1142/S2010007816400030.

[15]ROBERT M.Should the IPCC assessment reports be an integrated assessment [J].Climate change econonimcs， 2016，7（1）：1640002.

[16]DANESHI A，ESMAILISARI A，DANESHI M，et al.Greenhouse gas emissions of packaged fluid milk production in Tehran[J]. Journal of cleaner production，2014，80（7）：150-158.

[17]PIRLO G. Cradletofarm gate analysis of milk carbon footprint： a descriptive review[J].Italian journal of animal science， 2012， 11（11）：109-118.

[18]ASSELINBALENCON A C，POPP J，HENDERSON A， et al.Dairy farm greenhouse gas impacts： a parsimonious model for a farmer’s decision support tool[J]. International dairy journal， 2013， 31：S65-S77.

[19]PRADO A D，MAS K，PARDO G， et al.Modelling the interactions between C and N farm balances and GHG emissions from confinement dairy farms in northern Spain[J]. Science of the total environment， 2013， 465（6）：156-165.

[20]Joint Research Centre. Evaluation of the livestock sector’s contribution to the EU greenhouse gas emissions （GGELS）：final report[R]. Ispra （Italy）， 2010：32.

[21]CASEY J W， HOLDEN N M. Analysis of greenhouse gas emissions from the average Irish milk production system[J]. Agricultural systems， 2005， 86（1）： 97-114.

[22]TING L， QIAN Y， MING Y， et al. Carbon footprint of China’s livestock system： a case study of farm survey in Sichuan Province， China[J]. Journal of cleaner production， 2015， 102：136-143.

[23]CEDERBERG C， FLYSJO A.Life cycle inventory of 23 dairy farms in SouthWestern Sweden[J]. SIK report， 2004，728：1-59.

[24]THOMASSEN M A， DALGAARD R， HEIJUNGS R， et al. Attributional and consequential LCA of milk production[J]. Protein engineering， 2008，13（4）：339-349.

[25]FRANZ W，ADRIAN L.Greenhouse gas emissions from the EU livestock sector：a life cycle assessment carried out with the CAPRI model[J].Agriculture，ecosystems and environment，2012，149：124-134.

[26]ZERVAS G， TSIPLAKOU E.An assessment of GHG emissions from small ruminants in comparison with GHG emissions from large ruminants and monogastric livestock[J].Atmospheric environment， 2012，49：13-23.

[27]EDWARDS G J，PLASSMANN K， HARRIS I M.Carbon footprinting of lamb and beef production systems： insights from an empirical analysis of farms in Wales， UK[J].Journal of agriculture science，2009，147：707-719.

[28]RECKMANN K，TRAULSEN I，KRIETER J.Environmental impact assessmentmethodology with special emphasis on European pork production[J].Journal of environmental management，2012， 107（3）：102-109.

[29]VERGEA X， MAXIMEB D， DESJARDINSC R L A C， et al. Allocation factors and issues in agricultural carbon footprint： a case study of the Canadian pork industry[J]. Journal of cleaner production， 2016，113： 587-595.

[30]S文強，董紅敏，朱志平，等.畜禽產品碳足跡研究進展與分析[J].中國農業科學，2015，48（1）：93-111.[HUANG Wenqiang，DONG Hongmin，ZHU Zhiping， et al. Research progress and analysis of carbon footprint of livestock products[J]. Scientia agricultura sinica， 2015，48（1）：93-111.]

[31]CARLOS C C， CINDY S M， PRISCILA A A， et al.Assessing the carbon footprint of beef cattle in Brazil： a case study with 22 farms in the State of Mato Grosso[J]. Journal of cleaner production， 2016，112：2593-2600.

[32]孟祥海，程國強，張俊飚，等.中國畜牧業全生命周期溫室氣體排放時空特征分析[J].中國環境科學， 2014，34（8）：2167-2176.[MENG Xianghai，CHENG Guoqiang，ZHANG Junbiao， et al. Analyze on the spatial temporal characteristics of GHG estimation of livestock’s by life cycle assessment in China[J].China environmental science， 2014，34（8）：2167-2176.]

[33]LESSCHEN J P， VAN M. Greenhouse gas emission of European livestock sectors [J]. Animal feed science and technology， 2011，166-167：16-28.

[34]HENDERSON B， GODDE C， MEDINAHIDALGO D， et al. Closing systemwide yield gaps to increase food production and mitigate GHGs among mixed croplivestock smallholders in SubSaharan Africa [J].Agricultural systems， 2016，143：106-113.

Review of research from carbon emissions to carbon footprint in livestock husbandry

SHI ShuaiLI CuixiaLI Meiting

（School of Economy and Management， Northeast Agriculture University， Harbin Heilongjiang 150030，China）

篇9

關鍵詞：低碳；土地利用；城市規劃；低碳城市

Abstract：

he advantage of Low carbon cities, compared with the traditional urbanis toreduce carbon emissions.So the evaluation standard of carbon emissions shoud be part of thecity planning.This articleis from the necessity of carbon emissions assessment to calculate the city carbon emissions and discusses the targets land use patternto the city's lower carbon emissionsbased on calculation of carbon emissions ,at the beginning of theurban planning accurately.

Key words：low carbon；Land Use；City planning；Low Carbon City

中圖分類號：TU984文獻標識碼：A 文章編號：

1. 排放量評估應是城市規劃的基礎

低碳城市的終極目標就是減少碳排放。評估城市土地利用模式對溫室氣體排放的具體影響，對城市的碳排放量進行有效合理的計算，研究城市在產業、建筑、交通、土地利用、等方面的碳排放水平，制定相應的減排策略，是發展低碳經濟、是制定低碳城市發展目標的基礎。

1.1 碳排放量評估應作為低碳城市規劃設計的第一步

精確計算城市碳排放的水平應作為城市規劃的起點加入到城市規劃設計過程當中。只有正確的把握城市碳排放的情況，才能明確城市的低碳化發展方向，才能制定相應有效的減排措施。這種碳排放量的評估實質上是對城市規劃方案的碳排放情境的預測分析。正式這種預測分析的提前完成是今后制定一系列減排政策的依據。

1.2 碳排放量評估有利于城市低碳減排目標的制定

近年來隨著低碳城市理論的發展，碳排放量情境評估分析已經逐漸被世界各國所接受和應用。IEA的《全球能源展望》、能源與環境政策研究中心的《中國能源報告（2008）：碳排放研究》、國家發改委能源研究所的《中國2050年低碳發展情境研究》，分別基于投入產出、IPAC模型等方法，對我國中長期的碳排放水平進行情境分析。《全球能源展望》基準情境下二氧化碳排放量從2005年的50億噸增

長到2030年的110億噸；《中國能源報告》的結論則認為2005年和2030年的碳排放量為25.19億噸和31.47億噸（折算成二氧化碳排放量分別為92億噸和115億噸），與IEA參考情境下的碳排放量相近；《中國2050年低碳發展情境研究》得出中國碳排放總量于2040年達到最高值。

2 土地利用的碳排放量計算及相互關系

2.1 城市土地利用二氧化碳排放量計算

在建設低碳化城市的過程中最基本的碳排放量指的是在城市和生產消費過程中向大氣排放的二氧化碳的量，該量的基本公式為：

城市二氧化碳排放量＝二氧化碳排放總量－二氧化碳吸收總量

其中，二氧化碳排放總量＝能源消費帶來的二氧化碳排放量＋工業產品生產的二氧化碳排放量＋垃圾排放二氧化碳總量＋農業二氧化碳排放總量＋其他。

二氧化碳吸收總量主要是指“林地吸收二氧化碳總量”

2.2 城市土地利用與碳排放量的相互關系

土地利用是指農田、森林、草地、濕地、建設用地之間的相互變化。通常來說，城市土地利用的碳排放量，一般計算林地、草地的碳吸收量及農業的碳排放量與碳吸收量，其他如建設用地的碳排放量在能源排放總計算。對于城市來說農業用地有限，因此不是計算的重點。

森林每生長一立方米木材大約可以吸收1.83噸二氧化碳、釋放1.62噸氧氣，而破壞和認為減少森林面積就會大大降低森林碳匯功能，從而導致碳排放量的增加，而森林被轉變為農業用地后的十年，土壤的有機碳平均下降30.3％。

3 減少碳排放的土地利用規劃策略

3.1 土地混合利用

土地混合利用實質上是指該地塊在功能上的多樣化布局和使用，不同功能的混合可以有效是縮短交通距離，降低城市的運行壓力。土地混合使用應在控規編制階段所確定的土地使用性質。應具有控規的法定效力。作為規劃結果的土地混合使用，應在同一個地塊有超過兩類以上使用性質的建筑。因此在引導混合用地配置上提出一下幾點。

3.2 通過土地利用變化直接減少碳排放

可通過一下幾種土地的直接利用來降低碳排放

（1）減少地面硬質鋪地。地面土壤中的生態系統和通氣透水可有效的吸收城市中的二氧化碳。大面積的硬質鋪地隔絕了土壤與空氣的接觸從而降低了這種土壤的自然功能。

（2）推廣綠色建筑。綠色建筑可在使用周期內最大程度上節約能源的消耗是未來建筑的發展趨勢。

（3）基礎建設低碳化。城鄉基礎建設過程中，應改變小汽車為主導的交通模式，以運輸量大，能源消耗低，方便快捷的交通系統為主導，如軌道交通和公共交通，以非機動車為輔助的交通模式來有效的降低碳排放。

3.3 增加碳匯直接減少碳排放

國內外研究早已證實成長中的樹能從大氣中吸收并固定二氧化碳，而砍伐樹木后退化的土壤會向大氣排放二氧化碳及其他溫室氣體。利用不同數據、衛星遙感數據、觀測資料對1981－2000年間中國大陸植被分析結論包括：在此期間中國年均砍伐樹木的總碳匯為0.096～0.106PgC/a（1P＝10 15 ），其中森林年均碳匯最高為（0.075 PgC/a），其次為灌木叢（0.014～0.024 PgC/a），最低為草地（0.007 PgC/a）。而全球森林植被的碳儲存量為每公頃71.5噸；因此增加森林面積，增加碳匯是最直接有效的減少碳排放的策略。

4 結語

低碳城市是未來城市的發展趨勢而碳排放評估對城市的發展將起到長期結構性作用，我國正處于大規模城市建設和新一輪的空間結構調整期，應盡快確立碳評價標準體系和評估系統，并由此形成可持續發展的城市規劃體系。

參考文獻

［1］張坤明， 等． 低碳經濟論［M］． 中國環境科學出版社， 2008: 27．

［2］丁宇． 西方現代城市規劃中理性規劃的發展脈絡［J］． 規劃師， 2005， 21( 1) : 104－ 107．

［3］曹康， 王暉． 從工具理性到交往理性 現代城市規劃思想內核與理論的變遷［J］． 城市規劃， 2009， 33( 9) : 44 － 51．

［4］張文輝， 張 琳． 現代性轉向 西方現代城市規劃思想轉變的哲學背景［J］． 城市規劃， 2008， 22( 2) : 66 － 70．

篇10

[關鍵詞] 減碳路徑； 碳捕捉； 水泥； 對策

doi ： 10 . 3969 / j . issn . 1673 - 0194 . 2014 . 03. 053

[中圖分類號] F062.2 [文獻標識碼] A [文章編號] 1673 - 0194（2014）03- 0115- 02

1 減碳路徑

水泥生產中CO2氣體排放的主要來自于生料中碳酸鹽的分解、燃料的燃燒和消耗電力導致的間接排放。若要有效地減少水泥生產的碳排放量，需要從這3個方面入手研究有效的減碳方法，降低水泥生產的氣體排放量，達到預期的減碳目標，緩解溫室氣體對世界環境造成的破壞[1]。

水泥的制造原料是含有石灰石等碳酸鹽成分的生料，由于碳酸根的不穩定性，碳酸鹽經過高溫煅燒就會受熱分解出CO2氣體，所以行而有效的方法是采用碳酸鹽成分低的原料進行生產；在燃料燃燒方面，可以采用的方法包括采用助燃劑幫助燃料充分燃燒，提高燃料的產熱效率，從而減少燃燒的燃料用量，減少CO2氣體的排放，也可以使用替代燃料代替現有的燃料；電力的消耗是水泥生產的全過程都需要的，燃煤發電的排碳率并非我們可以降低的，所以我們需要從水泥的生產環節和工藝入手減少用電總量，從而達到減少CO2氣體排放的目的[2]。

1.1 電石渣代替生料生產水泥

生料的主要成分是碳酸鈣，所以替代物中也需要有鈣，但是不能含有碳酸根。符合這個要求的物質就是電石渣。電石渣是生產聚氯乙烯產生的工業廢料，可通過電石（CaC2）水解后產生，其主要成分是Ca（OH）2。

CaC2 + 2H2O C2H2 + Ca（OH）2

按照CaC2和Ca（OH）2的分子量進行簡單估計，每噸電石經過反應可以得到1.18噸Ca（OH）2。因而如果不能將電石渣利用于其他生產，將會占據大量的空間囤積堆放這種工業廢料。而且電石渣容易流失擴散，會導致周圍的水源污染，土地堿化。如果能將電石渣用于水泥的生產，則不僅可以解決電石渣的處理問題，還能減少水泥生產過程中的CO2氣體排放，保護環境。

水泥生產的生料中主要成分是石灰石，1噸水泥熟料的產出大概需要1.28噸的石灰石。石灰石中80%的成分為CaCO3。如果換成電石渣，按照Ca元素平衡計算：

CO2 ～ CaCO3 ～ Ca（OH）2

44 100 66

x 1.28t × 80% y

■ = ■ = ■

x = 44 × 1.28 × 80% ÷ 100 = 0.45056 t = 450.56 kg

所以，如果用電石渣生產水泥，每噸水泥熟料將會減少450.56 kg的CO2。水泥熟料和水泥的換算比例系數為0.85，則使用電石渣生產每噸水泥可以減少450.56 × 0.85 = 383 kg的CO2氣體排放[3]。

1.2 減少燃料燃燒的CO2排放

燃料的燃燒產生的CO2也是水泥生產過程中CO2氣體排放的重要組成。煤炭用于直接燃燒時都是不能完全燃燒的，這造成了煤炭熱能的浪費。若能從提高煤炭燃燒的效率方面進行改進，通過添加助燃劑來提高煤炭燃燒的效率，不僅可以減少煤炭資源的消耗，還可以減少CO2的排放。

利用助燃劑提高燃料的燃燒效率一直是眾多學者們關注的重點，經過他們不懈的努力，已經得到了一些可以用于工業生產中的成果。添加助燃劑能夠提高煤炭燃燒效率的原理主要是改善煤炭的燃燒特性，降低煤炭的著火點，加快燃燒的速度，提高鍋爐熱效率。

根據已有的數據可以知道，燃煤添加劑可以提高鍋爐熱效率10%以上，省煤15%～25%。按照省煤20%的效率來計算，在不添加助燃劑的情況下，每噸熟料的生產需要0.15 t的燃煤。添加助燃劑后每噸熟料需要的燃煤量為0.15 t × 80% = 0.12 t，同時可以得到CO2排放量為295 kg，即每噸水泥的生產，煤炭燃燒產生250 kg的CO2氣體。

目前，發達國家中很多已經利用替代燃料進行水泥生產了，例如德國海戴爾伯格水泥集團中的已經存在了替代78%和66%化石燃料的兩個水泥廠；美國水泥生產中5%的燃料來自于廢棄物；奧地利水泥廠使用廢塑料、廢紙張及一些復合材料代替了70%的化石燃料。通過這些廢料的利用，減少了化石能源的進口，降低了外匯支出，從而保障了國家的能源安全不會受到世界能源價格上揚的沖擊[4]。

對于中國的國情來說，利用廢料作為替代燃料沒有被大范圍推廣是有我們自身的特殊原因的。我國是煤炭開采大國，所以煤炭的價格較為便宜，而且可以直接用于生產，如果使用廢料作為替代燃料進行水泥生產，水泥企業還需要對替代燃料進行預處理，建設相應的設備，引入先進的技術，這些投資都比較高。因此，受到市場利益驅動而還未擁有太多社會環保利廢責任感的企業決策者們并未對替代燃料有太大的興趣。但是為了順應國際上節能減碳的發展要求，采用替代燃料進行水泥生產將會成為我國水泥行業的發展趨勢。

1.3 水泥生產的節電減排

電力的消耗是水泥生產中的又一重要資源消耗，并且伴隨著水泥的生產過程，無法替代。我國的發電模式主要為火力發電，即通過燃燒煤炭等化石燃料產生大量的熱將水變成水蒸氣，水蒸氣帶動汽輪發電機發電。所以減少電力的消耗就意味著減少了化石燃料的燃燒和CO2氣體的排放。

水泥生產過程的節電措施可以從兩個方面著手。首先，優化水泥生產的工藝流程，改進機電設備從而減少電力的消耗；其次，水泥生產過程中原料會經歷從高溫煅燒到低溫冷卻的過程，這個過程浪費了大量的熱能。如果這些能量能夠被再次利用，即用于水泥生產的其他環節，則可以減少電力消耗，從而間接地減少了生產成本和CO2的排放，在經濟上和環境上都有是有利的。

在對現有的水泥廠機電設備進行測試后，可以發現水泥行業中設備不合理致使電力浪費的現象較為普遍和明顯，主要表現為輸送設備電機負載率低、入窯風機防封運行、球磨機無功消耗大、功率因數低等問題。針對不同的原因可以分別采取加裝電機輕載節電器、加裝電動機變頻調速裝置和采取相機的節電措施。

在水泥生產中，如果可以利用好熟料生產后窯尾產生的300 ℃以上的余熱，將這些熱量進行回收重復利用，用于水泥生產后續的工藝環節，則不僅可以節約發電用煤，還可以減少碳排放，具有很強的社會效益和環境效應。經過對具體水泥廠的數據采集和調研，水泥生產采用余熱發電重復利用可以減少25%的電力消耗。結合優化的工藝和設備，水泥生產中的電力消耗可以減少40%～45%，所以每噸水泥生產電力消耗的氣體排放可以減少到約60 kg。

1.4 其他可以實施的減碳方法

二氧化碳氣體的減排除了從排放的源頭處采取措施減少產出量外，還可以對產生的氣體進行處理，從而減少二氧化碳對環境的影響程度。國際上對于溫室氣體減排采用的技術主要分為3類：讓能源高效率利用、使用替代燃料和能源、二氧化碳的捕獲和封存技術。水泥生產企業作為二氧化碳排放大戶，如果排放的二氧化碳也可以被回收利用，經過分離、捕集、封存和固定使其不會再影響環境，封存和固定后還可以方便再次利用，則對于經濟和環境都具有重大的戰略意義。

碳捕集與封存（Carbon Capture and Storage，CCS）技術是指將CO2從排放源分離，經富集、壓縮并運輸到特定地點，注入儲層封存以實現CO2被捕集的與大氣長期分離的技術。這項技術是一系列相關技術的集成，包括捕集技術、運輸技術和封存技術，主要應用對象是排放氣體規模較大的排放源。這意味著單個工廠或者生產線想單獨實現并應用這項技術的成本和難度都非常高，單個水泥廠或者鋼鐵企業這樣的排碳大戶都不可能將這項技術應用到自己產品生產的工藝流程中。那么，這種可以實現零排放的理想化減碳技術如何才能應用到生產當中呢？答案是依靠國家的關注與支持，政府、科研機構和企業能從不同的層次為這項技術的實現提供幫助。

2 實施中的局限和難題

前文中對減碳技術的研究都是在理想狀態下考慮的，而且僅僅把實施后的成果作為研究的主體，忽略了這些技術或工藝方法在實施中的難度和投入。例如在用電石渣生產水泥中，因為電石渣來源于乙炔的生產，所以得到的用于生產水泥的電石渣漿的含水量達到75%～80%，正常流動時的水分為50%，所以電石渣不易流動，其運輸和存儲都存在一定的難度，且電石渣脫水困難，是不易處理的工業廢料。此外，電石渣的物理性能和化學成分與石灰石都不同，所以在生料煅燒過程中兩者的化學反應是不同的，電石渣中的Ca（OH）2在溫度達到550 ℃以上時就會分解出CaO，所以其會在預熱器中進行分解而不是在分解爐中進行，過早出現的游離的CaO因為活潑的性質很容易和生料中的其他氧化物發生反應，這也與石灰石的配料不同。在水泥生產中，人們往往會希望電石渣所用的比例盡量高，甚至達到100%替代石灰石，但是電石渣分解會產生大量的水分，導致廢棄成分中水蒸氣的比例增加，已經分解的氧化鈣就會吸水形成氫氧化鈣因而黏附性增加。當水蒸氣與窯氣中的有害成分發生凝聚反應而循環富集時，則更容易產生結皮堵塞現象。所以如何控制電石渣的比例從而不會影響水泥的生產質量是電石渣代替石灰的技術能夠得以實施的關鍵。

在使用廢物替代燃料進行水泥生產中也會面臨廢料的成分是否會影響水泥質量的問題。如果廢料的燃燒產物與水泥生料成分相似，那么對水泥質量的影響不會很大。另外在廢料燃燒后排放的廢氣是否會對環境造成更加嚴重的影響也是我們需要考慮的問題。如果燃燒廢料后排放的廢氣不僅會影響環境甚至對人體健康產生危害，那么使用廢料代替燃料的這個做法就得不償失了。

將余熱重復利用這項技術的實現需要有將熱能轉化電能的設備和技術作支撐。目前我國已經有可以實現余熱發電的水泥廠，但還存在一定的問題，包括主蒸汽參數與現有汽輪機相適應的問題、熱力系統問題、套頭熟料冷卻機廢棄取熱問題和200℃以下低溫廢棄余熱的利用問題等。只有這些問題能夠得到解決，余熱重復利用這項減碳技術才能真正達到成熟從而大規模應用于水泥的生產中。

3 減碳對策

經過以上的分析可以看出，我國水泥生產的減少碳排放工作還有很大的發展空間，在積極尋找和創新減碳技術的同時，還可以在其他方面采取減排的對策措施，從而更加全面地減少水泥生產的碳排放。

3.1 提高集中度

目前我國生產水泥的小企業數量多，但每個水泥廠的產量并不大。這樣的零散生產模式勢必會造成能源的浪費和大量不必要的碳排放。而且小型水泥生產企業能力有限，沒有條件將最新的節能減碳技術應用到生產中。對此，國家可以通過相關政策將小規模的水泥企業整合集中，實現資源共享和流程互通，并且統一更新減碳設備和流程，從而實現碳減排。

3.2 提高技術水平和人員素質

水泥生產的碳減排需要專業的人員和先進的技術，因此國家應該鼓勵相關的專業人員積極投身到水泥生產的減碳技術研究中，并且提高水泥生產流程中相關操作人員的專業知識水平，增強他們減碳生產的意識，從而在細節中減少碳排放。國家還要增加對減碳技術研究的投入，更新水泥生產設備，積極淘汰落后的高碳排放的機器，更新水泥生產設備，將最新的減碳技術應用到生產中，實現減碳效率的最大化。

3.3 一定的政策支持

國家在水泥生產的減碳措施實施上可以出臺一些相關的政策，支持和激勵水泥企業低碳生產。例如對于在保證水泥質量前提下減碳效果顯著的水泥企業減少稅收、讓減碳效果好的企業優先競標大型工業項目的水泥提供商、定期對水泥企業的低碳效果進行評優從而提升低碳水泥企業的知名度和影響力等。這些政策都是可以促進和激勵水泥企業走低碳生產道路，從而實現整個水泥工業的低碳生產。

主要參考文獻

[1] 縱振海，馬林，田之文. 利用干排電石渣生產水泥的技術難點[J]. 水泥，2009（11）：22-23.

[2] 許京法. 利用電石渣煅燒水泥熟料的生產工藝[J]. 水泥，2005（9）：13-18.