碳排放的主要原因十篇

碳排放的主要原因篇1

（华中农业大学土地管理学院，武汉 430070）

摘要：采用武汉市1996－2010年的土地利用变更数据、能源数据以及相关经济数据，通过构建碳排放、碳足迹模型，测算近15年来武汉市土地利用的碳排放量和碳足迹，并分析其碳排放量、碳足迹的变化及影响因素。结果表明，武汉市建设用地碳排放量占碳排放总量的98％以上，在1996－2010年处于逐年增加的状态，2010年已达到1996年的1．4倍；武汉市的总碳足迹和人均碳足迹也在逐年增加，碳赤字较为严重。碳排放总量的不断增加主要是由武汉市建设用地不断扩大以及经济增长方式和能源结构不合理造成。为此，武汉市不仅要控制建设用地的扩张，同时还应改变经济增长方式、调整能源消费结构。

关键词 ：碳排放；碳足迹；建设用地；能源结构；武汉市

中图分类号：F301．24 文献标识码：A 文章编号：0439－8114（2015）02－0313-05

DOI:10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2015.02.015

气候变暖是全世界公认的环境问题，造成气候变暖的原因主要是温室气体排放量的大幅增加。2005年2月16日《京都议定书》正式生效，给CO2排放量居世界第二位的中国带来了严峻和现实的压力与挑战［1］，掀起学术界有关碳排放研究的热潮。有学者对经济增长与碳排放的关系进行了研究。彭佳雯等［2］利用脱钩模型探讨了中国经济增长与能源碳排放的脱钩关系及程度；杜婷婷等［3］则以库茨涅兹环境曲线及衍生曲线为依据，对中国CO2排放量与人均收入增长时序资料进行统计拟合得出中国经济发展与CO2排放的函数关系。也有学者对土地利用类型转变引起的碳排放效应变化进行了研究。如苏雅丽等［4］对陕西省土地利用变化的碳排放效益进行了研究。对于土地利用碳排放影响因素的研究也有了一定的成果，主要是利用指数分解法对影响土地利用碳排放效应的因素进行分解分析，如蒋金荷［5］运用对数平均Divisia指数法（LMDI法）定量分析了中国1995－2007年碳排放的影响因素及贡献率。对于碳足迹的研究，赵荣钦等［6］计算和分析了江苏省不同土地利用方式能源消费碳排放与碳足迹。还有其他学者通过碳足迹计算模型，从碳足迹核算和碳足迹评价的角度进行了有意的探讨［7－9］。研究不同土地利用方式的碳排放效应，有助于从土地利用调控的角度控制碳排放。本研究以武汉市为例，分析武汉市土地利用碳排放和碳足迹，探讨武汉市碳排放变化的影响因素，为武汉市调控土地利用以减少碳排放提供科学依据，对武汉市构建“两型社会”具有重要的理论与现实意义。

1 研究区域概况

武汉市位于中国的中部地区、江汉平原的东部，地处东经113°41′－115°05′，北纬29°58′－31°22′。地形以平原为主，拥有丰富的自然资源。截至2010年，全市土地面积为8 494．41 km2，农用地面积为4 270．45 km2，其中耕地面积为3 174．05 km2，林地面积为975．81 km2， 建设用地1 596．51 km2，未利用地面积2 627．45 km2。本年全市国民生产总值达到6 762．20亿元，同比增长12．5％，位居15个副省级城市第五位。第一、第二、第三产业分别为198．70亿、3 254．02亿、3 303．48亿元，比重为2．94％、48．12％、48．94％。人均GDP为68 286．24元，城镇居民人均可支配收入23 738．09元，农村居民人均纯收入9 813．59元。全市全年社会消费品零售总额达2 959．04亿元。

2 研究方法与数据来源

2．1 碳排放测算模型

根据李颖等［10］、苏雅丽等［4］的研究，本研究基于各种用地类型的碳排放／碳吸收系数计算碳排放量，主要涉及耕地、林地、草地、建设用地。其中建设用地具有碳源效应，耕地上的农作物虽然能够吸收二氧化碳，但是在很短的时间内又会被分解释放到空气中，因此将耕地视为碳源［11］，林地和草地为碳汇。

碳排放测算公式［10］：

CL＝∑Si·Qi （1）

其中，CL为碳排放总量；Si为第i种土地利用类型的面积；Qi为第i种土地利用类型的碳排放（吸收）系数，吸收为负，其中耕地、林地、草地的碳排放系数分别为0．422、－0．644、－0．02 tC／hm2［12］。

建设用地的碳排放主要通过计算其建设过程消耗能源所产生的碳排放间接得到。这里的能源主要是指煤炭、石油和天然气。

建设用地碳排放估算公式［10］：

CP＝∑ni＝∑Mi·Qi （2）

其中，CP为碳排放量；ni为第i种能源的碳排放量；Mi为第i种能源消耗标准煤；Qi为第i种能源的碳排放系数，其中煤、石油、天然气的碳排放系数分别为0．747 6 tC／t标准煤、0．582 5 tC／t标准煤、0．443 4 tC／t标准煤［12］。

2．2 不同土地利用类型的碳足迹

碳足迹是指吸收碳排放所需的生产性土地（植被）面积，即碳排放的生态足迹［13］。净生态系统生产力即NEP是指1 hm2植被一年的碳吸收量，用来反映植被的固碳能力［13］，采用NEP指标反映不同植被的碳吸收量，并以此计算出消纳碳排放所需的生产性土地的面积（碳足迹）。森林和草原是主要的陆地生态系统，因此本文主要考察这两种植被类型的碳吸收［13］。根据赵荣钦等［6］、谢鸿宇等［13］的方法，首先计算出化石能源碳排放量，再根据森林和草地的碳吸收量计算出各自的碳吸收比例，最后由各自的NEP计算出吸收化石能源消耗碳排放所需的森林和草地的面积。化石能源碳足迹计算公式为：

其中，A为总的化石能源碳足迹，Ai为第i类能源的碳足迹，Ci为第i种能源的消耗量（万吨标准煤），Qi为第i种能源的碳排放系数，Perf与Perf分别为森林与草原吸收碳的比例；NEPerf与NEPerf分别为森林和草地的净积累量。吸收1 t的CO2所需的相应生产用地土地面积计算结果见表1。

2．3 数据来源

能源数据与经济数据来源于《武汉市统计年鉴（1996－2010）》，武汉市土地利用结构数据来源于武汉国土资源和规划局。

3 结果与分析

3．1 武汉市碳排放量

根据公式（1）、（2）和《武汉市统计年鉴》所查询的武汉市能源消耗量，以及武汉市历年土地变更数据，计算武汉市1996－2010年的碳排放量见表2。

从不同土地利用类型的碳排放量来看（表2），建设用地的碳排放量占碳排放总量的98％以上， 由此可以说明建设用地为主要的碳源。同时可以看到，武汉市的建设用地碳排放量增加较快， 1996到2010年间，武汉市建设用地碳排放量增加了1 091．6万t，增幅为88．58％，碳排放总量也增加了87．21％。通过SPSS 19对建设用地面积与碳排放总量进行双侧检验，结果表明，在0．01水平下显著相关，可见武汉市的碳排放总量与建设用地的碳排放量走势保持同步。

在建设用地面积增加的同时，耕地面积在不断减少，但是耕地面积的减少对碳排放总量并没有起到明显的影响，原因可能有两个方面，一是耕地的碳排放量相对于建设用地来讲数量太小，最高也只占碳源排放总量的1．6％；二是耕地转变为建设用地不仅没有降低碳排放量，反而会增加碳排放量。

另一方面，武汉市的碳吸收总量也在不断增加，1996到2010年间增加了2．09万t，增幅为49．76％，其中占碳汇吸收比例较小的草地碳吸收量在逐年下降，但是林地的碳吸收量占总吸收量的90％以上，甚至有些年份达到了99％以上，且林地面积在不断扩大，林地的固碳量在增加，从而使得武汉市碳吸收量15年间不断增加。

3．2 武汉市建设用地碳足迹分析

由公式（3）计算武汉市1996－2010年的能源消耗碳足迹间接得到建设用地碳足迹，如表3所示。由表3中可以看出，武汉市的建设用地碳足迹逐年增加，在此期间，虽然武汉市的林地与草地的总面积有所增加，但是远远不足总碳足迹的增加速度，同时人均碳足迹由0．63 hm2增加为0．74 hm2，由此表明武汉市的生态系统不足以弥补能源消费的碳足迹。不同能源的碳足迹表明，煤炭的消费是引起总碳足迹增加的主要原因。表3也表明，森林的碳吸收能力比草地要强，碳足迹以森林为主。

3．3 影响因素分析

3．3．1 土地利用结构 不同的土地利用结构对碳排放量与碳吸收量都会产生影响。1996－2010年武汉市土地利用结构变化见表4。由表4可以看出，武汉市的林地面积不断增加，草地面积在减少，但是由于林地是主要的碳汇，因此武汉市的碳汇量随林地面积的增加而增加。耕地面积在减少，建设用地面积不断增加，且增加速度较快，一部分面积的增加是由于耕地的非农化，即耕地转为了建设用地，而建设用地是主要碳源，因此，武汉市的碳排放量随建设用地面积增加而增加。

3．3．2 经济增长方式 现有的研究表明［10］，国家工业化，能源消费碳排放是最主要的排放类型，可占二氧化碳排放的90％以上。从上述武汉市碳排放量测算结果来看，能源碳排放占碳排放总量的98％以上。由此，应分析经济发展中能源消费带来的碳排放变化。

碳排放强度是碳排放量与国内生产总值（GDP）的比值，是衡量温室气体排放的指标，可以作为发展中国家承认和反映其对减缓气候变化的贡献指标［14］。计算可知，1996－2010年武汉市碳排放强度总体上呈下降趋势，由1996年的1．88 t／万元下降到2010年的0．53 t／万元，下降了71．81％，年平均下降4.79％。根据何建坤等［14］的研究，要实现二氧化碳的绝对减排，碳排放强度的下降率要大于GDP的增长率。而武汉市1996－2010年碳排放强度下降率远小于14．54％的GDP增长率，这远远不能实现碳减排。

经济增长既需要资本的投入，也需要土地、能源等物资投入，若经济增长使得土地、能源等物资消耗加剧，碳排放量加大，则资源利用效率降低，对环境的不利影响加剧，显然这种经济增长方式不可取。为评判经济增长对碳排放变化的影响，可选用能源碳排放系数，即能源碳排放增长速度与国内生产总值的比值来反映经济增长对碳排放的影响，其与能源消费弹性系数具有同样的测量意义［15］。已有研究表明，发展中国家能源消费弹性系数一般都大于或接近于1，而发达国家则小于或接近0．5［15］。其值越大，说明能源碳排放增长快于经济增长速度。计算发现，武汉市能源碳排放系数达到了0．76，远远大于0．5。由此说明，武汉市的经济增长促进了碳排放量的增加。

3．3．3 能源结构 不同的能源其碳排放系数不同，三大能源中，煤炭的碳排放系数最大，天然气最小，石油居中。因此，煤炭的消耗量越大，则能源碳排放量越大。根据公式（2）可测算各种能源碳排放量，并得出三大能源碳排放量趋势图（见图1）。由于各能源的碳排放量与能源消费量之间呈正比，因此，能源碳排放量的趋势与能源消费量的趋势一致。由图1可知，石油和天然气的消费量在1996－2010年间较为平稳，煤炭的消费量在1996－2002年间保持稳定，2002－2006年快速上升，2006－2009出现微小下降，2010年又开始上升，与武汉市碳源排放总量变化走势一致，煤炭消耗量占总能源的67％以上。可以看出，武汉市是以煤炭为主的能源结构。

平均碳排放系数是指能源碳排放总量与能源消耗总量的比值，其变化能够反映能源结构变动对碳排放量的影响。当低碳能源比例的增加时，平均碳排放系数将会变小。从图1来看，武汉市1996－2010年的平均碳排放系数较为平稳，在0．707~0．717之间浮动。以上分析表明，武汉市能源消费结构不合理。

3．3．4 碳足迹影响因素分析 武汉市能源消耗总量在15年间由1 790．13万t增长到了3 352．96万t，与此同时，其碳足迹也由328．13万hm2增长到了618．78万hm2。能源消耗总量与碳足迹走势图（图2）表明，碳足迹随着能源消耗总量的变动而变动，两者呈现出高度一致的走势。

采用回归分析可以定量分析能源消耗总量与碳足迹的关系。本文以95％的置信度通过有关检验，其相关性如表5所示，能源消耗量与碳足迹的相关系数达到了0．999 5，说明碳足迹受能源消耗总量影响较大。

4 小结与讨论

1）建设用地是主要的碳源，其碳排放量占总碳排放总量的98％以上。建设用地面积的增加是武汉碳排放量增加的一个重要原因。发展低碳经济，建设“两型社会”，武汉需控制建设用地面积的不断扩大。同时，提高土地利用集约度，通过集约利用缓解建设用地供求矛盾，实现低碳集约利用。

2）武汉市的总碳足迹和人均碳足迹在不断增加，虽然武汉市的林地与草地的总面积有所增加，但是远远不足总碳足迹的增加速度，表明武汉市碳赤字较为严重。其中，森林碳足迹和煤炭碳足迹为碳足迹的主要“碳汇”和“碳源”，煤炭的消耗是引起总碳足迹增加的主要原因。因此，增强生产性土地，特别是森林的固碳能力，改善能源消费结构，减少煤炭消费量，提高石油、天然气等能源的消费比例，可以较好地降低碳排放水平。

3）1996－2010年，武汉市碳排放量总体上升。主要原因除了建设用地面积不断增加外，还受经济增长方式与能源结构的影响。较高的能源碳排放系数反映出武汉市目前的经济增长方式不利于低碳经济的发展。建立低碳的能源体系，调整产业结构和能源消费结构，是发展低碳经济社会的关键。

4）通过土地利用变化以及能源消费量的变化分析了武汉市的碳排放以及碳足迹的变化，但是在计算能源消费碳排放时，因数据的限制，仅考虑了化石能源消费所带来的碳排放，未计算农村生物质能燃烧带来的碳排放。同时，由于目前对碳足迹的概念和计算边界缺乏统一的定义，计算数据获取难度较大，碳足迹的研究需要进一步深入探讨与完善。

参考文献：

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碳排放的主要原因篇2

在全球低碳博弈与低碳竞争的国际背景下，中国政府于2009年公布了自主碳排放减缓行动目标，即到2020年中国单位GDP的碳排放比2005年下降40％～45％；“十二五”规划进一步明确提出了单位GDP能耗降低16％和单位GDP碳排放降低17％的目标。中国工业生产具有明显的高能耗高排放低效率的粗放式特征，工业是中国能源消耗和人为碳排放的主要领域，占GDP40％的工业消耗了全国68％的能源，产生了全国83％的碳排放(陈诗一，2010)。从长期来看，基于能源消耗与要素投入驱动的粗放式增长是不可持续的，中国必须加快经济发展方式转变，着力通过节能减排来推动工业低碳发展转型。

研究工业节能减排与低碳转型，首先必须考察工业能源消费与碳排放的历史变迁与现状。中国工业能源消费数据可从官方公开的统计数据中获取，但官方统计机构尚未工业碳排放数据，国际主要温室气体排放数据开发机构也没有提供中国省区与行业碳排放数据①，需要研究者选择合适的方法自行估算。同时，由于中国不同地区、不同工业行业的经济增长模式与经济发展水平差异较大，工业节能减排必须考虑不同地区、不同行业的碳排放现状及差异。因此，科学估算中国工业能源碳排放的地区、行业面板数据是进行低碳经济研究与决策的一项基础性工作。

碳排放估算方法主要有三种：实测法、模型法和衡算法。实测法以科学采样和连续监测为基础，但存在监测成本高、可靠性差等问题，难以推广使用。模型法利用系统模型或综合评价模型对碳排放进行估算和预测，比如《斯特恩报告》中的PAGE模型(Stern，2007)；模型设定及模型中参数选择的不确定性会影响估算结果，主要用于碳排放预测及碳减排政策评估(王灿等，2005)。衡算法基于碳质量守恒定律②。相对于和等温室气体排放而言，排放因子主要取决于燃料碳含量，而对燃烧技术与燃烧条件的敏感性较低，基于燃料消费量和燃料碳含量，可对能源碳排放进行较为精确的估算。因此，衡算法在碳排放数据估算中应用广泛。

IPCC关于温室气体排放清单的编制也是基于衡算法，《IPCC国家温室气体清单编制指南》(IPCC，1995，1996，2006)以及《IPCC国家温室气体清单优良作法指南和不确定性管理》(IPCC，2000)为各国温室气体排放核算提供了参考依据，并在实证研究中得到了广泛应用。现有文献关于中国宏观层面的碳排放估算较多(Wang et al.，2005；Wu et al.，2006；杜立民，2010；宋德勇等，2009)，但针对中国工业能源碳排放的估算较少且估算结果较为粗略，从分行业、分地区的视角对工业能源碳排放进行全面核算的更少(Liu et al.，2007；王强 等，2011)。为弥补相关研究对中国工业能源碳排放估算过于粗略的不足，本文利用IPCC(2006)所介绍的碳排放核算方法，对1998—2010年期间中国不同部门能源碳排放、不同地区工业能源碳排放及工业细分行业能源碳排放进行全面、系统核算，构建一个较为翔实的面板数据集，以期能为相关理论研究与政策决策提供数据参考。

二、工业能源碳排放核算方法

1.碳源界定

碳源是相对于碳汇而言的专门术语，是指从地球表面进入大气或者大气中其他物质转化为的活动，包括自然源和人为源，其中人为碳源被认为是大气中浓度增加的主要原因。根据 IPCC(2006)对温室气体排放源的五类划分，碳排放源可相应的分为能源活动、工业生产过程与产品使用、农业林业和其他土地利用、废弃物及其他五类。在上述五类碳排放源中，与工业生产直接相关的是能源活动和工业生产过程与产品使用，其中，能源活动包括能源生产、能源加工与转换、能源消费及生物质燃烧，工业生产过程与产品使用是指工业生产过程中非能源燃烧③。由于工业生产过程排放对行业生产工艺与生产条件敏感性较强，不同行业差异较大，本文中工业碳排放仅限于化石能源燃烧产生的碳排放，不包含工业生产过程碳排放及非燃料用途的能源碳排放，用于原料、还原剂或非能源用途(如润滑剂、固体石蜡、溶剂)的碳流量应从中排除。由于生物质燃烧主要存在于农村居民消费，工业生产中极少使用，故不纳入工业能源碳排放核算范围。工业能源碳排放源分类如表1所示。

2.核算方法

IPCC(2006)提供了基于衡算法估算化石能源碳排放的部门方法④(Sectorial Approach)和参考方法(Reference Approach)⑤。本文采用部门法对工业能源碳排放进行估算，具体计算公式为：

式中，E代表能源消耗的实物量，i代表能源种类，NCV为能源的平均低位发热量(IPCC称为净发热值)，CEF为单位热值当量的碳排放因子，COF是碳氧化因子(化石燃料中只有很小一部分碳在燃烧过程中不会被氧化，99％～100％的碳都被氧化了，故缺省值设为1)，44和12分别为和C的分子量。

对于国别碳排放的估算存在消费者原则、生产者原则及混合责任原则的争议(Lenzen et al.，2007； Andrew and Forgie，2008)。本文仅针对工业层面的碳排放进行估算，根据面板数据估算对象的特征，一次能源碳排放核算全部采取终端能源消费原则，电力(热力)碳排放根据核算层次的不同，按终端消费原则或实际生产原则进行核算。具体地说，在核算工业碳排放总量时，电力(热力)生产导致的碳排放按终端消费比例分配到相应产业；在核算省级工业能源碳排放时，火电(热力)生产中释放的碳排放按终端消费原则进行省际分摊，以体现省际碳排放的公平性；在核算工业细分行业碳排放时，按实际生产者原则将火电(热力)碳排放全部计入火电(热力)生产部门，不向其他部门分摊，以体现行业真实碳排放责任。

3.参数设定

依据(1)式估算工业能源排放量时，需要利用工业各类能源的消耗量，并需要对各类能源的平均低位发热量、碳氧化因子和碳排放因子等参数值进行设定，相关参数设定如表2所示。各化石燃料的平均低位发热量取自《中国能源统计年鉴》附录4，其中，型煤、其他石油制品和其他焦化产品的净发热值取自IPCC(2006)第二卷第一章中的表1.2。

由于研究的时间范围仅限于1998—2010年，在这一较短的时期内，假定各类化石能源的碳排放因子变化微小以至可以忽略，而火力发电及供热的燃料构成及技术条件随时间有较大变化，不同年度的电力与热力排放因子需要具体测算。本文先根据火电(供热)部门在发电(供热)中的各类燃料消耗量及其碳排放系数来计算火电(供热)排放量，然后除以当年全部电力及热力供应量可得 到平均电力(热力)排放因子，结果如表3所示。

三、基于部门比较的工业能源碳排放估算

为便于考察中国工业能源碳排放的变迁，先核算工业总体能源排放水平，并将其与其他部门排放水平比较，以突出其地位的重要性。《中国能源统计年鉴》中的《中国能源平衡表》将能源终端消费分成七个部门进行报告，这七个部门分别为农林牧渔水利业、工业、建筑业、交通运输仓储及邮电通讯业、批发和零售贸易餐饮业、生活消费及其他。利用表中所提供的各部门全部19种终端能源消费⑥的实物量(去除原料用途的能源消费)来估算部门排放量，遵循完全终端能源消费原则，先计算一次能源终端消费碳排放，电力(热力)生产导致的碳排放按其终端消费比例分配到相应终端消费部门，电力输配损失所含碳排放忽略不计。再将本文估算的中国排放总量分别与国际能源署(IEA，2011)、美国橡树岭国家实验室信息分析中心(CDIAC，2011)估算的中国排放数据进行比较(见图1)，本文估算结果大体上位于IEA与 CDIAC的估算结果之间。由于CDIAC估算结果包含了水泥排放量，而本文及IEA的估算结果均不含水泥排放，因而，CDIAC估算数据要高于本文及IEA的估算数据；本文估算结果与IEA估算结果非常接近(两者差异程度小于5％)，说明本文的估算方法与估算结果较为可靠。

图1描述了中国能源排放随时间递增的变化趋势，反映的是中国排放总量的变化趋势，不能显示工业能源排放在其中所占的份额及重要地位。图2进一步描述了中国能源排放的部门构成，在1998—2010年期间，各部门能源排放份额没有发生明显的变化，工业能源排放一直占据了70％左右的份额。

图1　1998—2010年中国能源碳排放量估算结果及比较

资料来源：根据IEA(2011)、CDIAC(2011)及本文估算数据整理

图2 1998—2010年中国终端能源消费碳排放的部门构成

图3进一步描述了中国工业能源排放与全国能源排放随时间变化的趋势。从中可以看出，自2001年以来，工业能源排放增长速度明显加快，2003年后增长速度虽趋于下降，但工业排放的年增长速度基本上均在10％以上，这与此间中国工业经济重工业化发展的倾向有关。

图3 1998—2010年中国工业能源碳排放及其年增长率

四、分地区的工业能源碳排放估算

利用《中国能源统计年鉴》中的《地区能源平衡表》提供的地区工业19种细分能源终端消费量(实物量)，对中国内地30个省级行政区(西藏自治区因统计数据缺失严重而未纳入)的工业能源排放进行估算与比较。由于不同种类的能源碳排放系数存在差异，不同地区的工业能源消费结构也有差异，为减少对一次能源采取煤炭、石油和天然气的粗略划分可能引致的估算误差，本文利用前述(1)式，根据19种细分能源终端消费量(去除原料用途的能源消费)和相应能源的碳排放系数来推算各地工业能源排放量。

根据终端消费者原则，对火电(热力)生产中释放的碳排放进行省际分摊，尽管电力消费过程本身不产生碳排放，但对一个特定区域而言，其电力生产地与电力消费地并非完全一致，本文按照工业电力实际使用地原则⑦来合理分摊火电生产过程中释放的碳排放，这对于一些电力(火电)生产大省和电力输出大省而言更具公平性。其中，各地热力与电力碳排放系数需要估算。由于热力通常由本地供给，热力碳排放系数根据《地区能源平衡表》中供热的细分能源投入数量及其碳排放系数直接进行计算；各地工业电力消费可能含有外地成分，由于无法获得本地工业电耗中外地电力比例及其具体来源地，各地工业终端电力消费产生的碳排放用本地电力碳排放系数与本地工业电力消费量的乘积来计算(本地与外地电力碳排放系数的差异忽略不计)，本地电力碳排放系数等于本地火力发电产生的碳排放除以本地电力生产总量，本地火电碳排放根据《地区能源平衡表》中火力发电的各种细分能源投入来计算。

利用上述方法对中国30个省级行政区1998—2010年的工业排放量进行估算，各省区工业排放变动趋势如图4所示。图中各省区分布次序依照1998年工业排放由高到低排列。可以看出，1998年工业排放最多的是江苏省(1.62亿吨)，最少的是海南省(仅为0.02亿吨)；2010年工业排放最多的是山东省(6.36亿吨)，最少的仍是海南省(0.11亿吨)；除北京2010年工业排放比1998年略有下降外，其他省区2010年工业排放均比1998年有了较大幅度的增加。从年平均增长率来看，只有北京年均增长率略为负(-0.23％)，特别是自2008年奥运会以来，北京工业排放出现了连续下降趋势，这可能与近年来北京大量的重工业外迁及严格的环境管制有关；其他地区工业排放年平均增长率均为正，其中，年平均增长率超过10％的省区有海南、河北、内蒙古、福建、山东、河南、云南、陕西、宁夏和新疆。

图4　1998—2010年中国省际工业排放量变动趋势

为考察不同区域工业排放差异，本文沿用东部、中部和西部三区域划分法，东部包括北京、天津、河北、辽宁、山东、广东、海南、福建、上海、浙江、江苏11省区，中部包括山西、河南、安徽、江西、湖北、湖南、吉林、黑龙江8省区，西部包括重庆、广西、四川、贵州、云南、陕西、甘肃、青海、宁夏、新疆、内蒙古11省区(未含西藏)。东部、中部与西部的工业排放占全国的份额分别为51.1％、28.3％、20.6％，显然，东部是全国工业排放的主要区域。三大区域工业排放变动具有明显的阶段性特征，从图5中可看出，在1998—2001年期间，三大区域工业排放增长趋势缓慢，这与东南亚金融危机后的工业产品出口减少与工业增长放缓及当时的工业结构调整有关；到2001年以后，东部、中部与西部的工业排放量均出现了加速增长趋势，这与中国加入WTO后出口贸易扩张及再次出现的重工业化趋势有关。

图5　1998—2010年三大区域工业排放变动趋势

五、工业细分行业能源碳排放估算

1.工业行业划分

国民经济行业分类的首个国家标准是《国民经济行业分类和代码》(GB 4754-84)，先后于1994年、2002年和2011年进行了修订，2002年修订版改名为《国民经济行业分类标准》(GB/T 4754-2002)。本文研究的时间范围为1998—2010年，1998—2002年适用《国民经济行业分类和代码》(GB 4754-94)，2003—2010年适用《国民经济行业分类标准》(GB/T 4754-2002)。在这两个不同版本的分类标准中，均将工业分为3个门类：采矿业、制造业、 电力热力燃气及水生产和供应业；但有关大类、中类和小类的划分有变动⑧，CB/T 4754-94有37个两位数工业行业，GB/T 4754-2002有39个两位数工业行业。为保证统计数据的连续性与可比性，本文选取两个分类标准共有的36个两位数工业行业作为样本对象。

36个两位数工业行业全称及本文对其编码如下：煤炭采选业(H1)、石油和天然气开采业(H2)、黑色金属矿采选业(H3)、有色金属矿采选业(H4)、非金属矿采选业(H5)、农副食品加工业(H6)、食品制造业(H7)、饮料制造业(H8)、烟草制品业(H9)、纺织业(H10)、纺织服装鞋帽制造业(H11)、皮革毛皮羽毛(绒)及其制品业(H12)、木材加工及木竹藤棕草制品业(H13)、家具制造业(H14)、造纸及纸制品业(H15)、印刷业和记录媒介(H16)、文教体育用品制造业(H17)、石油加工炼焦及核燃料加工业(H18)、化学原料及化学制品业(H19)、医药制造业(H20)、化学纤维制造业(H21)、橡胶制品业(H22)、塑料制品业(H23)、非金属矿物制品业(H24)、黑色金属冶炼及压延加工业(H25)、有色金属冶炼及压延加工业(H26)、金属制品业(H27)、通用设备制造业(H28)、专用设备制造业(H29)、交通运输设备制造业(H30)、电气机械及器材制造业(H31)、通信设备计算机及其他电子设备制造业(H32)、仪器仪表及文化办公用机械制造业(H33)、电力热力生产和供应业(H34)、燃气生产和供应业(H35)、水生产和供应业(H36)。

2.工业行业碳排放

在核算36个两位数工业行业排放时，火电及供热产生的排放按照生产者原则计入电力(热力)生产行业，不再分摊计入其他工业行业，以明确各行业真实碳排放责任。也就是说，其他工业行业能源排放仅涉及一次能源终端消费产生的排放，而电力(热力)行业能源排放则包括两大部分，一部分是该部门一次能源终端消费产生的排放，另一部分是电力(热力)转换过程中因化石能源燃烧产生的排放。能源消费数据来自《中国能源统计年鉴》中的《工业分行业终端能源消费量(实物量)表》，为了能充分反映不同工业行业的能源消费结构特征，选取工业分行业19种细分能源终端消费量。由于按终端消费原则估算时电力(热力)碳排放分摊到其他部门，工业部门只分摊其中的一部分，所以，按生产者原则估算的工业碳排放一般要高于按终端消费原则估算的结果。

在《中国能源统计年鉴》中，无论是《分品种能源平衡表》还是《地方能源平衡表》，均没有提供各工业行业原料用途的能源消费量，《中国能源平衡表》提供了工业能源消费中原料用途的消费量，大多数细分能源用于原料用途的比例约占5％。因此，在对各工业行业能源碳排放估算中，本文均按5％比例扣减各细分行业原料消费的非燃碳排放。

工业行业排放及其变动趋势如表4所示。年均排放1亿吨以上的行业有电力热力生产和供应业、石油加工炼焦及核燃料加工业、黑色金属冶炼及压延加工业、非金属矿物制品业、化学原料及化学制品制造业。1998—2002年期间排放年均增长率为负的行业有17个；2003—2010年期间年均增长率为负的行业减至6个；1998—2010年期间绝大多数行业排放年均增长率为正，少数行业排放有下降趋势，如化学纤维制造业、文教体育用品制造、烟草制品业等。

六、主要结论

鉴于现有文献对中国工业碳排放估算过于粗略或笼统，本文利用IPCC(2006)介绍的碳排放核算部门方法，基于30个省级行政区和36个两位数工业行业的工业能源消费数据，对1998—2010年中国工业能源碳排放总量、地区工业能源碳排放量及工业细分行业能源碳排放进行了全面估算，为工业节能减排与低碳转型研究与决策提供了较为可靠的数据支持。从面板数据估算结果中可得到以下主要结论：

(1)工业是中国能源碳排放的绝对主体，在低碳经济转型中占有重要的战略地位。工业能源碳排放占据全部能源碳排放的70％左右，自中国新一轮重工业化趋势以来，工业碳排放基本保持了10％以上的年增长速度，且继续呈现增长趋势。因此，推动中国低碳经济发展方式转变，关键在于如何促进工业节能减排与工业发展转型，使工业成为引领中国低碳经济转型的典范。

(2)从工业碳排放的地区分布来看，除北京市外，其他省区工业碳排放年均增长率均为正；东部、中部与西部工业碳排放自2001年以来均出现了加速增长趋势，三大区域的工业碳排放份额分别为51％、28％、21％。我国工业碳排放主要集中分布在东部沿海地区，尤其是环渤海地区，因此工业节能减排应考虑地区差异及区域比较优势，需要因地制宜地引导低碳工业发展。东部沿海地区工业经济基础较好，应该发挥节能减排与低碳转型的示范带头作用。国家发展改革委员会于2010年在广东、辽宁、湖北、陕西、云南5省和天津、重庆、深圳、厦门、杭州、南昌、贵阳、保定8市推行低碳试点工作，这些试点省市在地理位置、资源禀赋、经济发展水平等方面存在较大差异，有很强的样本代表意义，可以为探索不同类型的地区工业节能减排和低碳发展的体制机制提供有益经验。

(3)从工业碳排放的行业差异来看，除少数行业碳排放呈下降趋势，绝大多数行业碳排放呈增长趋势。能源开采与加工、金属冶炼、设备制造及化工制品等行业是中国工业高排放部门，这些部门对中国工业节能减排有至关重要的影响。因此，应该加大高能耗高排放部门的技术引进与技术改造，加强节能减排技术的推广与商业化应用，提高行业能源利用效率。同时，应大力发展低碳战略新兴产业和高技术产业，尤其是新能源与环保产业，实现技术减排与结构减排的协同效应，在全球低碳竞争中推动工业结构优化升级与发展方式转变。

注释：

①国际温室气体排放数据开发机构提供各国碳排放清单，但仅限于国家层面的宏观数据，不涉及特定国家具体部门和地区的碳排放清单，这些机构主要有美国能源信息署(EIA)、美国橡树岭国家实验室信息分析中心(CDIAC)、世界资源研究所(WRI)和国际能源署(IEA)。

②工业生产投入内含的碳(主要来自化石能源)在其燃烧过程中会产生，假设化石燃料中的碳等于其所有衍生产物中的总含碳量，那么，根据化石能源投入量、含碳量及其氧化率就可以计算出排放量。

③比如水泥与石灰生产过程中的石灰石煅烧分解释放的等。

④部门方法有三种，从方法1到方法3对数据精度要求越来越高。

⑤参考方法是一种自上而下的估算方法，不考虑化石燃料的中间转换，只考虑各种类型燃料使用而不区分各类燃 料在不同部门的消耗情况，相对自下而上的部门方法，更易于获取相关数据，计算方便简捷，是IPCC所推荐的缺省方法。

碳排放的主要原因篇3

[关键词]二氧化碳 能源强度 产业结构

中图分类号：X32 文献标识码：A 文章编号：1009-914X（2016）28-0146-01

引言

二氧化碳气体的排放是全球关注的重大环境问题，他直接导致了全球气候的变暖，严重影响着地球的环境，破坏生态平衡。为了应对全球变暖的问题，我国在2009年的常务委员会中结合当前我国二氧化碳的排放状况，给出了未来的排放指标。指标要求在2020年的时候总排放量要比2009年下降40%。这就要求各地政府要充分做好优化二氧化碳排放的工作，实现二氧化碳的排放目标。根据调查显示，我国在1952年到2011年间，制造企业的增长速度由原来的19%增加到40%上升了21个百分点。制造企业是我国最大的能源消耗企业，因此要想降低二氧化碳的排放就必须控制好我国制造业能源消耗量。根据2008年的ipcc的第5次评估报告显示，我国的二氧化碳排放主要是由于化工燃料的燃烧，根据调查显示，我国的化石燃料燃烧所产生的二氧化碳排放量达到全国总排放量的90%多。

一、 研究方法与数据来源

本篇文章是用“转换份额分析”（Shift--shareAnalysis）的模式对制造业二氧化碳的排放数据进行分解。

根据以上的公式我们可以看出影响制造业二氧化碳排放指标变化的因素主要可以分为7个。（1）技术进步因素。它主要是反映了制造业个行业的能源消耗变化对制造业二氧化碳排放量的影响。这种影响主要是基于制造业的产品工艺的不同。所以制造业应该努力提高自己产品的生产工艺，开发研究新的产品，让单位产品在能源消耗上发生变化，这样就能做到节能减排的效果。（2）行业结构的变化。它主要是反应制造业各个行业的产品结构对二氧化碳排放强度的影响。这种影响主要是外部环境以及内部生产调整的影响。（3）能源结构效应。他主要是指制造业中由于生产使用的能源变化对二氧化碳排放的影响。（4）技术进步与行业结构相互影响的作用。是指由于技术的进步和产业结构的变动对二氧化碳排放强度的影响。（5）技术与能源结构的效应。我国制造产业的的技术不断改进和能源结构的不断调整对二氧化碳排放产生的影响。（6）行业结构与能源的相互效应。制造业行业结构的变动与能源变动的综合变动对二氧化碳排放的影响。（7）技术进步，行业结构与能源结构的相互作用。主要是针对这三者的结合对制造业二氧化碳排放的影响。

二、制造业二氧化碳排放强度变动总体效应分析

在1999到2009年这十年之间，技术的进步是影响二氧化碳排放强度的最大影响因素。接着是行业结构的变动，能源消耗的减少等因素。通过历年数据的分析我们不难看出各种因素影响对二氧化碳排放的影响比值，其实技术的进步使得二氧化碳的排放量减少了24%左右，行业结构的变动让二氧化碳减少19%左右，能源消耗的减少使得二氧化的排放量减少了10%左右。由此可见技术的创新和生产工艺的改良对制造业二氧化碳的排放量影响最大。由于制造行业中一般都是以煤炭作为主要的能源，因而能源结构的{整对制造业二氧化碳的排放影响也是极为重要的。

三、行业数据分析

在制造业各个行业的数据分析中我们不难看出对制造业技术进步影响最大的是金属的冶炼及锻压行业，技术进步与改良让整个行业中的二氧化碳排放量减少了30%多。紧着是非金属的矿物质制品和化学原料及化学制品企业，由于技术的改良和创新让二氧化碳的排放量减少了20%多。其原因是这些行业的产品创新和技术工艺的水平发展比较快，使得能源的消耗大量减少。还有一些行业的技术进步比较缓慢。如通信设备，计算机，纺织业，皮毛加工制造业以及木材的加工制造业等等，这些产业的技术进步对能源的消耗影响不大。所以这些行业的技术进步对整个行业中的二氧化碳排放强度影响较小。

在行业结构效应中，对制造业影响最大的是石油化工，炼焦，以及核燃料的加工。他们平均让二氧化碳的排放强度减少了42%。其次是化学原料及化工制品企业，他们的行业结构调整让二氧化碳的排放强度减少了33%。这些行业的结构调整使得二氧化碳的排放强度减少。但是制作行业中别的产业的行业调整对二氧化碳强度的排放影响甚微。甚至有些行业的调整没有让二氧化碳的排放强度减少却还在增加。比如黑色金属的冶炼及压延，交通运输设备的制造企业，医药制造企业，专用设备的制造企业等。由于这些行业的产出比重增加的速度大大超过了能源消耗的下降速度，所以对制造业二氧化碳的排放强度没有起到积极的影响。

结论

气候变暖是如今世界最为关注的问题之一，减少二氧化碳的排放，缩短气候变暖的程度已经变得刻不容缓。我国制造业是关系国民经济发展的支柱产业。由于我国的各种原因导致很多高能耗，高污染的企业技术得不到改善。根据本文的研究发现经济的增长和能源的消耗对制造企业的影响最大。

为了贯彻落实我国节能减排的政策，降低二氧化碳的排放强度，需要从二个方面入手，一方面要切实做好节能减排的具体措施。另一方面要密切关注整个制造行业的减排效果。在减排的手段方面要促进制造业的技术改进，让企业在优化生产技术的同时节约能源的消耗，以实现减排的目的。具体产业的变动对二氧化碳的排放影响比较小，还存在着很大的改良空间。可以多促进绿色制造，新兴制造业，大力开发可持续能源与再生能源。

参考文献

[1]李晶. 产业政策对产业结构变迁、二氧化碳排放的影响[D].山东大学，2014.

[2]郭杰. 中国碳减排政策分析与评估方法及应用研究[D].中国科学技术大学，2011.

碳排放的主要原因篇4

[关键词]KAYA模型；碳排放；驱动因素；青岛市

[中图分类号]F207 [文献标识码]A [文章编号]1671-8372（2013）03-0084-04

一、引言

与同类城市相比，青岛的农村大、城市小，农民多、市民少，县域面积占全市总面积的90%，农业人口占全市总人口的60%。2011年青岛市的万元GDP能耗0.71吨标准煤，已居全国前列；一、二、三次产业结构的比重为4.6：47.6：47.8，能耗较高的工业比重依然大于当年的全国平均水平46.8%。因此，本文运用实证分析的方法，考量青岛市二氧化碳排放状况，分析驱动碳排放量增长的因素，及各个因素的影响程度。

目前我国对二氧化碳排放及其驱动因素的研究成果，大部分集中于某个区域或省份二氧化碳及驱动因素。李卫兵、陈思（2011）对中国中、东、西部三个经济带的碳排放驱动因素进行了分析，并通过区域对比研究发现，中部地区与东、西部在碳排放驱动因素的影响方向和影响程度上有很大的不同[1]。叶晓佳、孙敬水、董立峰（2011）测算了浙江省1996—2008年碳排放及各驱动因素对碳排量的贡献[2]。张超、任建兰（2012）利用1990—2009年的数据对山东省能源消费二氧化碳排放及驱动因素分析[3]。王兆君、李婷婷（2012）利用KAYA模型，分析了2001—2010年黑龙江国有林区碳排放量与人口数量、经济发展、单位能耗碳排放、单位GDP能源强度的关系，提出了减少林区碳排放的建议[4]。本文利用KAYA模型对青岛市二氧化碳排放及其驱动因素进行研究，以期为青岛市低碳经济发展政策的制定提供依据。

二、碳排放模型的构建及指标解释

（一）模型构建

KAYA模型是由日本学者Kaya Yoichi（1990）提出的，专门用于研究二氧化碳排放及其驱动因素，揭示二氧化碳排放量的推动力[5]。他认为一个国家或地区的碳排放量受到人口数量、人均GDP、单位GDP能源强度以及单位能耗碳排放量四个因素的影响，反映的是碳排放与人口数量、经济发展和能源利用的关系。利用KAYA模型，可对一个国家或地区碳排放量驱动因素分析，以找出降低碳排放的有效措施。模型的具体形式如下：

二氧化碳排放量=人口数量×人均GDP×单位GDP能源强度×单位能耗碳排放量 （1）

在KAYA模型原始表达式（1）的基础上，构建青岛市二氧化碳排放及驱动因素分析的模型：

其中，CO2为青岛市二氧化碳排放量，P为青岛市人口数量，GDP为青岛市生产总值，E为青岛市单位GDP能源强度，K为青岛市单位能耗二氧化碳排放量。

本文基于上述模型，测定青岛市2001—2010年二氧化碳排放量及变动趋势，分析各个驱动因素对碳排放总量的影响方向和影响程度。数据主要来源于2001—2011年《青岛市统计年鉴》、《山东省统计年鉴》。这10年正值国家“十五”计划（2001—2005）和“十一五”规划（2006—2010）的重要时期，也是青岛市经济快速发展时期。

（二）指标解释

1.人口数量

人口数量是影响碳排放的一个重要指标。在社会经济、技术条件不变的情况下，一般来讲人口数量增长对资源和能源的需求量就越大，碳排放量会增加。

2.人均GDP（GDP/P）

人均GDP是一个国家或地区，在核算期内（通常为一年）实现的生产总值与所属范围内的常住人口的比值，是衡量各国人民生活水平的一个标准。一般来讲，在高碳经济模式下，人均GDP越大，碳排放量越多；而在低碳经济模式下，人均GDP的增长可能不会带来碳排量的增加，低碳或无碳能源和低碳产业是推动经济的主要力量。

3.单位GDP能源强度（E）

单位GDP能源强度是指每单位GDP消耗能源的数量。单位GDP能耗越大，说明经济发展对能源的依赖程度越强，它是衡量能源经济效率的重要指标。

4.单位能耗碳排放量（K）

单位能耗碳排放量是指每消耗一单位的能源排放的二氧化碳量，是衡量碳能源结构的一项重要指标。由于热值和燃烧效率有所差异，不同的能源产生的二氧化碳排放量有很大的不同。单位能耗碳排放量的计算模型如下：

其中，Ui表示第i种能源消耗量，i表示第i种能源的碳排放系数，n表示能源的种类。参照2001—2010年的山东省能源消费结构，根据《2006年IPCC国家温室气体清单指南》的不同能源二氧化碳排放系数，计算得到各年的二氧化碳排放总量及单位能耗二氧化碳排放量。

三、青岛市碳排放计算结果及分析

（一）模型计算结果

为了保证数据的前后可比性，本文以2000年为基期，用GDP平减指数对GDP数据进行处理。在完成模型构建和原始数据收集汇总工作以后，利用Excel对数据进行处理、计算和分析。

根据模型（2）得到青岛市2001—2010年二氧化碳排放总量和增长速度（见表1）。可见，青岛市二氧化碳排放的增长速度总体上呈降低趋势，10年间的平均增长速度为7.16%，排放总量缓慢增加。

（二）结果分析

1.二氧化碳排放规模与速度分析

由表1可知，青岛市二氧化碳排放总量呈上升趋势，期间年平均增长速度为7.16%。从发展轨迹上来看，青岛市二氧化碳排放大致经历了三轮的螺旋式攀升阶段：2001—2004年环比增长速度较高，2005—2006年增长速度有所减缓，2007—2010年增长速度进一步放缓。2001—2004年正处在国家第十个五年计划的发展时期，经济发展进入了新一轮的快速增长，这一时期青岛市GDP（可比价）平均增长速度维持在14%左右的高水平上，能耗水平较高的工业比重在47%～51%之间，工业经济的增长速度在17%～24%之间，此阶段人们对高碳排放的认识不足，单位GDP碳排放水平较高，这种高能耗的产业结构和落后的耗能设备技术，是二氧化碳排放快速增长的主要原因。2005—2006年，工业经济比重依旧在51%～52.4%的高水平上，但增长的速度明显放慢，增速在20%左右。2007—2010年青岛市的产业结构调整速度加快，能耗高的工业比重由2006年的52%，降低到2010年的48.7%，工业的增长速度进一步放慢，在15%上下波动。“十一五”规划中国家节能减排的政策力度不断加强，青岛市在发展经济的同时，加强产业结构调整，加大节能减排力度，使碳排放增长速度趋于平缓。

2.碳生产力分析

碳生产力是衡量碳排放效率的重要指标，指一段时期内每单位二氧化碳排放创造了多少GDP，反映了单位碳排放所产生的经济效率，因为涵盖了“低碳”和“经济发展”两大目标，所以它成为衡量低碳经济发展水平的一个最具代表性的指标。碳生产力的提高意味着单位物质能源消耗创造了更多的社会财富，碳生产力的增长率也常被用于衡量一个国家或区域在降低二氧化碳排放量、应对气候变化方面所取得的成效。根据原始数据，计算2001—2010年青岛市、山东省碳生产力及增长情况（见表2，图1）。

由表2、图1可见，2001—2010年青岛市碳生产力在循环波动中不断提高，2001—2010年碳生产力增加总量1.28万元/吨，年均增长速度约为7.57%，其中，2004年、2007年、2010年的增长速度最快。碳生产力的发展趋势大致经历了两个阶段：第一阶段（2001—2003年），青岛市碳生产力缓慢提高，增速在2.2%～3.5%，即每吨碳排放产生的经济效益增加额为246.66万元；第二阶段（2004—2010年），青岛市碳生产力增速不断提高，增速最低的2009年也达到4.18%。从总体趋势来看，10年间青岛市碳生产力不断提高，意味着碳排放效率不断增强。

与山东省总体水平比较，不管是碳生产力还是其增长速度，青岛市的水平高于全省平均水平，主要是因为青岛市的产业结构优于全省的产业结构。2010年山东省工业比重为48.2%，其中重工业比重高达67.61%，青岛市工业比重为48.7%，其中重工业比重为61%。同时，青岛市在节能减排、生态城市建设等方面的成绩比较突出。

3.碳排放驱动因素分析

根据因素分析法计算可得，人口数量、人均GDP、单位GDP能源强度以及单位能耗二氧化碳排放量对青岛市二氧化碳排量的影响方向和影响程度（见表3，图2）。

由表3、图2数据，可以对人口数量、人均GDP、单位GDP能源强度以及单位能耗碳排放量四个因素做以下分析：

（1）人口效应。人口数量对青岛市碳排放量基本产生正向影响，影响程度总体来看相对较小，2003—2006年相对显著。从原始数据来看，主要是青岛市10年间人口总数波动不大，不会造成碳排放量的显著变化。

（2）经济发展效应。人均GDP的变化对碳排放量产生重要的正向影响，在四个影响因子中，人均GDP的影响程度最大。其历年对碳排放量的影响无论是在数量上还是从比重上都是最大的，且每年影响程度除2003年、2004年为87.85%、97.77%外，多数年份的影响比重均在116%以上，2008年达到顶峰值246.31%。10年经济发展共产生了增量二氧化碳4508.16万吨，占10年二氧化碳增量总量的近146%，这主要是由青岛市目前发展的高碳产业结构导致的。据相关研究，第三产业的二氧化碳排放强度远低于第二产业，而在第二产业中，先进制造业的二氧化碳排放强度也远低于以电力、石油加工为代表的传统能源加工转换部门以及以钢铁、化工为代表的能源密集型工业部门。因此，青岛市在未来经济发展中，应通过不同层面的结构调整，进一步降低二氧化碳的排放强度，实现低碳发展。

（3）单位GDP能源强度效应。该指标对青岛市碳排放产生了显著的负向影响，单位GDP能源强度的降低对抑制碳排放量有着重要意义。从GDP结构上来看，2001—2010年第二产业在青岛市GDP中的比重大致在47%—52%之间波动，2004—2008年都在50%以上，高碳经济的特征明显。因此，青岛市如何优化经济结构，加快低碳和零碳能源的开发利用，加快高能耗设备的技术改造，直接影响到青岛市低碳城市和蓝色经济发展目标的实现。

（4）单位能耗碳排放效应。该指标对青岛市碳排放有正向作用，但影响程度不大，只有少数年份出现负影响。这主要是受当年的能源结构变化的影响，从青岛市2001—2010年的一次能源消费结构来看，原煤和原油的消耗量占近99%以上，天然气比重不到1%。这种能源结构不仅会增加碳排放还会制约经济发展。因此，如何优化能源结构，发展和利用新能源成为青岛市发展低碳经济的关键。

四、研究结论与建议

本文运用KAYA模型，对青岛市碳排放及其驱动因素进行了实证分析。实证结果显示，2001—2010年青岛市碳排放总量持续增加，碳生产力不断提高，以煤炭、石油为主的高碳经济发展模式仍然没有根本改观。四个影响因素中，人口数量、经济发展、单位能耗碳排放三个因素对青岛市碳排放量基本为正向影响，即如果当前经济发展模式不变，人口增长、人均GDP增长、单位能耗碳排放增长都会导致青岛市碳排放量的增加。单位GDP能源强度则主要为负向影响，体现出青岛市能源利用效率的提高，一定程度上减少了碳排放水平。从影响程度上看，经济发展和单位GDP能源强度是影响青岛市碳排放的主要因素，而人口数量和单位能耗碳排放对碳排放影响较低。从最终结果来看，总的正向驱动效应大于总的负向驱动效应，从而使青岛市碳排放量呈现不断上升的趋势。

青岛市的经济结构和能源消费结构是影响碳排放的主要因素。未来青岛市低碳经济的发展应依据长期的碳强度控制目标，制定低碳发展战略。以调整经济结构为突破点，改变目前的高碳发展模式；提高低碳技术创新能力和能源利用效率，优化能源消费结构，构建低碳能源体系；通过机制创新和相关政策体系的完善，营造良好的低碳经济发展环境，并逐步建立起“低碳交易市场”，在政府、企业、市场“三位一体”监管机制的约束下，实现低碳经济的发展目标。

[参考文献]

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[2]叶晓佳，孙敬水，董立锋.低碳经济发展中的碳排放驱动因素实证研究—以浙江省为例[J].经济理论与经济管理，2011（4）：13-23.

碳排放的主要原因篇5

关键词：碳排放因素;行业差异;LMDI模型

Abstract: In this paper, the use of LMDI decomposition method, 2000-2010 Hubei Province carbon emissions driving factors. The results showed that the overall economic development is the most important factor in the increase of carbon emissions in Hubei Province, contribution to energy efficiency to reduce carbon emissions, energy structural condition to reduce carbon emissions contribute little to the .

Key words: carbon emission factors; industry differences; LMDI model

中图分类号：TE02文献标识码：A文章编号：2095-2104（2012）

引言

近年来，低碳减排已成为国际政治政治经济的重要话题。我国也向世界承诺在2020年碳排放量相较于2005年要减少40%—45%，湖北省政府也提出了单位GDP碳排放量每年减少4%以上的目标。然而从实际情况来看，湖北省的能源消费情况不容乐观，从2000——2010年，柴油消费量上升了66%，原煤的消耗量上升了151%，这些能源的使用是碳排放的最重要来源。随着2012年1月我国关于在湖北等9个省（直辖市）碳排放交易试点的展开，如何有效率地设置相关机制开展试点工作是目前的重要课题。正确认识目前湖北省的碳排放现状是十分必要的，是后续做好低碳减排的基础，基于此，本文将探究湖北省碳排放驱动因素及其行业差异。

文献综述

目前国内外学者对于碳排放驱动因素的探究主要基于国家层面。Ang et al. ( 1998) 首先运用对数平均Divisia 指数(LMDI)分解法, 对中国工业部门消费能源而排放的CO2 进行了研究。结果表明，工业部门总产出的变化对CO2 排放产生了比较大的正向效应, 而工业部门能源强度的变化则对CO2 排放起到了较大的抑制作用。Liu et al. ( 2007) 把对中国工业部门CO2 排放的研究扩大到36 个行业,他同样运用LMDI分解法,集中研究了中国1998 —2005年期间工业部门的CO2 排放,其结论认为工业经济发展和工业终端能源强度是推动CO2 排放变化的最重要因素。徐国泉等（2006）运用Divisia指数分解法研究了中国1995—2004年中国人均碳排放的影响因素。宋德勇和卢忠宝( 2009)采用了两阶段LMDI 方法, 研究了中国碳排放的影响因素及其周期性波动。结论表明中国四个阶段不同经济增长方式的差异是碳排放波动的重要原因。

就对省份的研究，温景光（2010）对江苏省碳排放驱动因素进行了实证研究，认为经济增长是江苏省碳排放呈指数增长的最重要原因，能源结构和能源效率对抑制江苏省人均碳排放效果并不显著。田云等（2011）对武汉市的碳排放量进行了测算，认为能源结构、效率对碳排放具有一定的抑制作用，但效果不显著并且波动性较强。孙志威等（2011）运用LMDI法对天津省碳排放进行研究，结果表明经济发展和能源强度之间的相互制约是碳排放的主要变化来源。

从现有的研究来看，第一，指数分解法是目前研究碳排放驱动因素较为有效的工具方法，但在碳排放量的计算上存在着一定缺陷；第二，学者大多数从时间序列上对碳排放数据进行分析，很少有对地区不同行业的碳排放情况进行对比分析。因此，本文将采用LMD分解法对湖北省的整体碳排放驱动因素分别进行整体分析以及行业的对比分析，得到关于湖北省碳排放更为细致可靠的信息，为碳交易机制的开展建立良好基础。

碳排放驱动因素分解模型

(一)模型、数据收集、估算与整理

本文使用的基础等式为Kaya恒等式的扩展，并采用不带残差项的LMDI分解法对湖北省碳排放量驱动因素的贡献度进行测算。关于湖北省能源消费数据、湖北省分行业产值来自于《湖北省统计年鉴》（2000—2010），《中国能源统计年鉴》（2000—2010）。另外，在碳排放系数的处理上，本文认为IPCC给出的碳排放系数不能直接引用，必须将其转化成以各自能源发热量为标准的碳排放系数，才能运用在数理分析中。基于此，本文重新测度了所用能源的碳排放系数，结果如表2所示

表2不同能源的碳排放系数

(二)因素分析

1、湖北省工业总排放量分析

能源强度为消费单位某种能源的二氧化碳排放量，由能源本身的状况所决定，较为固定。所以能源结构、能源效率以及经济发展水平三者为湖北省碳排放量的主要决定因素。

图1 湖北省碳排放驱动因素年度变化折线图 图2 湖北省碳排放驱动因素累积变化折线图

由湖北省总的二氧化碳排放量因素表以及图1图2可以发现，虽然湖北省能源结构对碳排放量影响在有些年份为负，但是其累积效应始终为正值。

近年来，能源效率的提高对于湖北省碳排放量的减少效用较为显著，说明湖北省抑制碳排放主要来自于能源效率的变化，特别是在2006年以后。从图1、图2我们发现经济发展水平和能源使用效率曲线呈现关于X轴对称的态势，这也说明经济发展是企业进行技术革新，加大设备投资以提高能源使用效率的基础。但是另一方面，经济发展又是碳排放增加的最主要的因素。根据库兹涅兹曲线，长期来看，环境压力与经济增长应该是倒U型的关系，而湖北省目前仍然处在倒U型曲线的左端，说明湖北省低碳发展任重而道远。

碳排放的主要原因篇6

1.1指标选取在借鉴前人相关研究的基础上，本文所选取的影响碳排放量的因素有人口、经济水平、产业结构、能源强度、能源消费结构、单位能耗碳排放量和国际贸易分工等指标.本文CO2排放指标选取择CO2排放总量和人均碳排放量指标.根据数据的可获性等相关原则，本文的数据来源为历年《中国能源统计年鉴》、《河南省统计年鉴》以及河南省相关公报资料等.相应地，上述各指标选取如下：人口指标选取历年河南省人口增长率，用字母P代表；经济水平指标选取河南省历年人均GDP指标，为消除物价等因素的影响，对GDP按照1952年的价格进行平减，用字母AP代表；考虑到产业部门消耗的能源类型和结构在碳排放量的差异，结合河南省的实际，选取第二产业在国民经济中的比例作为产业结构的指标，用字母S代表；能源强度是以单位国内生产总值的能源消费量表示，用字母ET代表；能源消费结构选取煤炭消费占能源消费比重表示，用字母ES代表；单位能耗碳排放量用碳排放量与能源消耗总量之比表示，用字母CT代表；由于出口高耗能的资源密集型产品会增加本地区的碳排放量，因此，国际贸易分工指择用出口额占国内生产总值比重表示，用字母EX代表.根据资料显示，能源消费总量河南省主要是以污染严重的煤炭燃料为主，该比例也高达85%以上.而目前二氧化碳排放量多是通过化石能源消费量推算来的，因而本文主要以煤炭、石油和天然气这3种消耗量较大的一次能源为基准来核算河南省的CO2排放量.具体采用参考文献［8］中的方法来估算河南省的碳排放量.碳排放总量用字母I代表，人均碳排放量用字母PI代表.

1.2扩展的STIRPAT模型的构建在分析人文因素对环境影响的量化模型时，学界通常使用IPAT方程.但此方程存在着考察的变量数目有限性等不足.为此，迭特滋（Dietz）等建立了IPAT方程的随机模型——STIRPAT模型，借鉴前人的研究，本文又新增加了单位能耗碳排放量、产业结构、能源消费结构和国际贸易分工4个变量来对STIRPAT模型进行扩展.扩展后的STIRPAT模型为。为了消除各变量指标数据中存在的异方差现象，将式（1）两边分别取对数，使其转化为线性回归模型.考虑到能源强度与单位能耗碳排放量的交互作用对碳排放总量的影响，本文在模型中引入lnETt与lnCTt的乘积。

2实证分析

1978—2010年河南省能源消费总量和碳排放总量不断增加.从图1可以看出，河南省碳排放总量由1978年的9040.05万t增加到2010年的55127.6万t，年均增长5.81%.能源消费总量由1978年的3353万t标准煤增加到2010年的21438万t标准煤，年均增长5.97%；碳排放总量和能源消费总量在33年间变化几乎一致.从图1还可以看出，1978年至2010年河南省人均碳排放量和上述的变化趋势也是一样.人均碳排放量由1978年的1.28t/人增加到2010年的5.5t/人，增加了4.3倍，年均增长4.67%.

2.1碳排放总量和人均碳排放量的计量模型分析时间序列模型需要进行平稳性检验，否则，就有可能出现“伪回归”问题［10］.通常采用ADF检验方法来检验变量间是否存在长期协整关系［11］.若为非平稳的同阶单整时间序列，则需要进一步利用上述方法，在含有常数项而没有趋势下，各变量时间序列（对数形式）为非平稳，通过一阶差分后，在10%的显著性水平下，各变量时间序列为一阶单整序列.根据上述公式（4）和公式（5），利用各变量数据和EViews5.0软件，得到回归结果（表1和表2）.由表2回归的参数可以看出，模型2的拟合优度为0.999679，DW值接近于2，表明以碳排放总量为解释变量的模型2回归结果好，且不存在异方差性和自相关性.同样，在以人均碳排放量为解释变量时的模型4的回归效果好.从模型2的回归系数来看，P、AP、ET与CT的交互作用，ES、EX对碳排放总量有显著正向影响，而产业结构S则对碳排放总量影响不显著.AP、ET与CT的交互作用和ES的弹性系数较大，分别为0.968746、0.757889和0.583027，其他变量弹性较小.因此，在对碳排放总量正向影响的因素中，AP影响最大，ET与CT的交互作用次之，ES的影响位居第三.同样，在模型4的回归结果中，AP、ET、CT的交互作用与ES、S、EX对人均碳排放量有显著正向影响.其中，AP、ET与CT的交互作用和ES的弹性系数较大，分别为0.954494、0.926183和0.595472，其他变量弹性较小.因此，在对碳排放总量正向影响的因素中，AP影响最大，ET与CT的交互作用次之，ES影响也较大.此外，从模型2和模型4的回归参数上看，模型4回归效果要优于模型2的回归效果.

2.2各影响因素对碳排放总量和人均碳排放量的贡献率分析由上可知，对碳排放总量和人均碳排放量正向影响较大的解释变量的回归系数分别为。由表3可知，1978—2010年碳排放总量年均增长5.81%，在分解各主要影响因素中，AP对碳排放总量的影响表现出正效应，贡献率为79%；而ET与CT的交互作用、ES对碳排放总量的影响则表现出负效应，平均贡献率依次为-31.4%和-1.59%.1978—2009年人均碳排放量平均增长4.67%，在分解各主要影响因素中，AP和ES对人均碳排放量的影响表现为正效应，平均贡献率分别为202.2%和20.01%；而ET与CT的交互作用变动对人均碳排放量的影响则表现为负效应，平均贡献率为-148.78%.出现上述情况的主要原因在于：1978—2010年河南省人均实际国内生产总值年均增长率达到10.15%，人均国内生产总值持续增长是近33年间碳排放总量增加、人均碳排放量增加的主导因素，贡献率也最大.1978—2010年河南省能源强度和单位能耗碳排放量均有较大幅度的下降，年均下降分别为4.88%和0.15%，这在一定程度上表明河南省能源结构优化成效初步显现.因此，两者的交互作用对近33年间碳排放总量和人均碳排放量变动负向驱动的主导因素，其贡献率也最大.1978—2010年能源消费结构的变动对碳排放量的变动具有重要影响.如果消费结构合理，则可能呈现出负向驱动，否则，则可能出现正向驱动.从表3的结果可以看出，能源消费结构的变动对碳排放总量起到一定的负向驱动作用，但对人均碳排量起到的是正向驱动作用.出现这种情况的主要原因是由于公众和相关部门的低碳意识参差不齐造成的，从数据的结果看，目前仅有一小部分公众和相关部门具有较强的低碳意识，因此最终也就导致了其对碳排放总量的负向驱动的贡献率仅为1.59%，但这一小部分相对于大部分来说，其负向驱动的功能也就大大抵消，最终也就导致了其对人均碳排放量具有一定正向驱动作用.此外，虽然产业结构和国际贸易分工对碳排放的变动表面微弱效应，但因其与技术进步关系密切，因此，技术进步也是导致碳排放的因素之一.

3结论与建议

碳排放的主要原因篇7

第一，公平原则，西方学者认为大气是人类的共有资源，因此往往采用全球外部性以及集体行动理论来解释国际气候合作，因此在国际碳减排额承担方面，发达国家与发展中国家存在不公平的问题。中国只有通过立法保护自己，才会避免其它发达国家对我国的国家利益产生侵害。我们要强调我国人均排放水平的现实，全面权衡公平与效率的关系。

第二，可持续发展原则，根据巴厘路线图要求，在责任与义务方面，发达国家与发展中国家存在差异，其中发展中国家可以在持续发展的领域进行具体行动与项目行动，而发达国家承诺总体减排目标属于强制性的义务，因此我们必须通过严格立法，禁止发达国家向我国施加更多的减排义务。

第三，共同但有区别的责任原则，目前我国的温室气体排放总量相对较大，且在未来很长一段时期内也很难改善，单位GDP的二氧化碳排放强度也相对较高。政府除了要应对碳排放相关的国内问题，更要承担相应的国际责任。基于共同但有区别的原则，我国作为发展中国家享有减排达标的豁免权。不过西方发达国家越来越咄咄逼人，我们需要加快立法的脚步，进一步捍卫我们的权利。

构建碳排放权交易法律制度的要点

碳排放权交易合法性的问题从某种程度而言，碳排放交易就是指转让含碳温室气体排放行政许可，而要构建碳排放权交易法律制度，就必须以承认这种行为的合法性为前置性条件。现在我国的基本法律体系中，针对这种行为的合法性还没有明确规定。在我国的《行政许可法》中有规定：行政许可权不得转让，但没有做出行政许可是否能够交易的规定。碳排放权及碳排放权交易均是新生事物，其具备一定的特殊性，因此会在某种程度上为我国现有的法律体系带来一定的突破。基于我国法律体系稳定性与协调性的角度而言，针对碳排放权交易法律法规的构建，要采取循序渐进的形式，以现有的《清洁发展机制项目运行管理办法》为基础，加大力度在各地区制定地方性的碳排放权交易管理办法。

建立具体的总量控制机制要构建碳排放权交易法律制度，就要以构建总量控制机制、碳排放许可制度为前提。基于权利属性的角度而言，碳排放权作为一种交易品，其本质上是以一吨二氧化碳当量为单位的排放配额。为了防止各个企业无限制的向大气排放温室气体，无需成本的使用全球性的公共资源，就必须设定排放总量，对其行为加以控制与约束，从而促使二氧化碳排放权成为一种稀缺资源，确定其商品属性，最终可以在买卖双方发生交易活动。而二氧化碳排放权属于全球性公共物品使用权，要将其转化为可在碳市场上进行交易的私权，那么交易主体就要先取得碳排放权。在我国，现行的法律体系中，还没有专门的总量控制具体实施的统一法规，一些零星的条文不成气候。所以可以由专门的行政机关、主管单位制定国家排放总量，以及相关的碳排放总量控制管理办法，然后通过特定的方式、合理的程序进行公平分配，并且为保证全面落实总量控制指标，还要专门规定出总量控制目标、总量统计制度、统计对象行业与种类、总量监测核查制度等等。

构建统一的碳排放许可制度相关行政主管部门根据相关的法律法规，通过颁发碳排放许可证的形式确认交易主体获得碳排放权，这个过程中碳排放许可制度与总量控制机制是互相配套的，也是必不可少的重要制度。现在我国针对碳排放许可制度的相关规范、法律还是空白，现在执行中的排污许可证制度，只是针对污水防治，并且未能得到全面、彻底的落实，与社会经济发展的实际需要不相符；而《水汛染防治法》只是针对国家实行排污许可制度这一原则性规定进行阐述，却没有相关配套的法律规定，不同地区在执行排污许可制度时，无论是发放范围还是发放程序，或者监管机制等，均不统一；具体到无证排污的行为时，处罚力度轻，法律实施效果差。因此我国迫切需要以地方经验为基础，加快排污许可证管理相关规范的立法程，使得碳排放许可证制度尽快实现有法可依。

完善碳排放权交易市场基本法律制度要保证碳排放交易市场的公平性与自由性，就要构建一系列的基本制度与交易规则，具体而言包括以下几个方面：第一，主体资格审查制度，即主管单位对交易双方的主体资格进行认定，对出售指标者要加强环境监测与监督；第二，碳排放报告制度，任何排污指标持有者均需向主管部门提交年度报告，将其排污指标的变化情况真实、详细的反映给主管部门；第三，碳排放交易监管制度，制定一系列的信息披露、报告与核查制度。

建立碳排放评价机制具体而言，可以从以下几个方面着手：第一，制定出指导原则与规范的框架，创建与国际接轨的科学机制和体系；第二，明确评价对象行业，按照逐步推进原则对能源、建筑、钢铁、化工、建材、交通、废弃物处理、农业、林业、服务行业等，逐步建立各行业碳减排标准和认证体系，先行试点再全面展开；第三，需要培养一批有资质的碳减排认证机构，充分发挥第三方独立机构在碳减排认证中参与、策划和测量的主体性作用。

结语

碳排放的主要原因篇8

（一）碳排放权制度和碳税制度的理论基础与争议情况

碳排放权制度将排放温室气体确定为一种量化权利，通过权利总量控制、初始分配与转让交易推动温室气体减排；碳税制度根据化石能源的碳含量或者二氧化碳排放量征税，以降低化石能源消耗，减少二氧化碳排放。二者的理论渊源，可分别追溯至科斯定理与庇古定理。环境经济学理论认为，经济活动的负外部性是环境问题的重要成因，即经济活动对环境造成负面影响，而这种负面影响又没有体现在产品或服务的市场价格之中，致使市场机制无法解决环境污染问题造成“市场失灵”[4]。如何将负外部性内部化，存在科斯思想与庇古思想的路径之争。科斯思想是通过交易方式解决经济活动负外部性的策略。科斯认为，将负外部性的活动权利化，使其明晰与可交易，市场可对这种权利作出恰当配置，从而解决负外部性问题[5]。基于科斯思想，碳排放权制度的作用机理得以展现：首先确定一定时期与地域内允许排放的温室气体总量，然后将其分割为若干份配额，分配给相关企业。配额代表量化的温室气体排放权利，若企业实际排放的温室气体量少于其配额所允许排放的量，多余的配额可出售；若企业实际排放温室气体量超出其配额，则必须购买相应配额冲抵超排部分。通过总量控制形成的减排压力和排放交易形成的利益诱导，可有效刺激企业实施温室气体减排[6]。1997年，《京都议定书》确立“排放权交易”“清洁发展机制”“联合履行”3种灵活履约机制，碳排放权交易作为一种温室气体减排手段首次在国际法层面得到认同①。欧盟2003年通过第2003/87/EC号指令决定设立碳排放权交易体系，作为实现减排承诺的主要方式。庇古思想通过税收方式解决经济活动负外部性。企业在生产过程中排放温室气体导致气候变化，恶果由全社会共同承受。若政府根据温室气体排放量或与之相关的化石能源碳含量征税，使气候变化方面的社会成本由作为污染者的企业负担，企业基于降低自身成本的经济利益考量，将采取有效措施控制温室气体排放；同时，所征税金可用于支持节能减排技术的研发与应用，抑制负外部性，激励正外部性，实现环境保护[7]。1990年，芬兰在世界范围内率先立法征收碳税，随后瑞典、荷兰、挪威、丹麦等国效仿[8]。有意见认为碳排放权制度与碳税制度是相互替代关系，在温室气体减排领域，只能二选一。在美国，有学者主张采用碳税减排[9]，另有学者的观点相反[10]。立法者犹疑不决，在第110届国会，就有Lieberman-Warner法案（S.2191）、Waxman法案（H.R.1590）等数个立法草案要求设立碳排放权制度，Stark-McDermott法案（H.R.2069）、Larson法案（H.R.3416）则要求采用碳税制度[11]。中国学界在此问题上的观点亦是针锋相对，碳排放权制度与碳税制度各有学者支持[12]。也有意见认为碳排放权制度与碳税制度可在温室气体减排领域协同适用。持这一意见的学者内部，有不同的观点：对同一排放源，碳排放权制度和碳税制度可重叠适用，二者并行不悖①；碳排放权制度和碳税制度各有作用空间，不同类型的排放源应受不同制度规制[13]。中国作为世界上最大的温室气体排放国，面临减排重任，认真对待碳排放权制度与碳税制度的关系论争具有重要意义。

（二）碳排放权制度与碳税制度的应然关系

从1990年芬兰引入碳税至今已20余年，从2005年欧盟开始实施碳排放权交易至今也已9年。结合理论与实践，在经济激励型制度内部，碳排放权制度与碳税制度不是相互替代关系，二者可在温室气体减排领域协同适用；但碳排放权制度与碳税制度各有其适用范围，二者不宜针对同一排放源重叠适用。原因在于碳排放权制度与碳税制度各有其优劣，优势互补，可最大程度地发挥减排的激励效果。

1.对大型温室气体排放源采用碳排放权制度

第一，碳排放权制度能够更有效地实现温室气体减排目标。碳排放权制度与碳税制度的作用原理相异，前者是通过总量控制确保减排目标实现，再由市场决定碳排放的价格，后者则是通过碳税税率确定碳排放的价格，再由市场决定减排效果如何。碳税如欲产生理想的环境效果，其税率之高必须足以使企业采取温室气体减排行动，同时又不致过分影响经济发展。在实践中，由于受信息不对称等因素制约，政府事先很难恰当地确定碳税税率，碳税的减排成效具有不确定性。征收碳税虽然可以取得减排效果，但减排成效不能充分实现。如丹麦原本计划通过征收碳税在1990年碳排放水平的基准上减排21%，实际却增长6.3%[8]；挪威1991年开始征收碳税并将之作为减排的主要手段，但1990年至1999年碳排放量不降反增19%[14]。碳排放权制度因实行温室气体排放总量控制，减排效果事先确定。如实施碳排放权交易的欧盟2009年在1990年排放水平上实现减排17.4%，在2008年的排放水平上减排7.1%[15]。《联合国气候变化框架公约》强调要把大气中的温室气体浓度稳定在一个安全的水平，这一目标意味着到2050年世界碳排放量须比目前降低至少50%[16]。显然，碳排放权交易制度更有助于目标的实现。

第二，碳排放权制度有助于降低减排的社会总成本。企业之间的减排成本具有差异性，如生产技术集约的企业通过技术改良进行减排的空间较小，相对生产技术粗放的企业其减排成本较高。在碳排放权制度下，减排成本高的企业可通过购买碳排放权的方式实现由减排成本低的企业替代其进行减排，从而使减排的社会总成本最小化。美国曾以排放权交易的方式推行二氧化硫减排，结果不仅超额完成减排目标，而且相对命令控制型手段，每年节省成本至少10亿美元[17]。碳税因为无法交易，不具有降低社会减排总成本作用。

第三，碳排放权制度更有利于实现温室气体减排的国际合作。气候变化是全球问题。《联合国气候变化框架公约》将控制温室气体排放确立为共同责任。碳排放权制度可为各国协作实施减排提供可靠的制度平台，欧盟碳排放权交易体系即为区域内各国合作进行温室气体减排的范例。征收碳税涉及各国国家，难以进行合作。

第四，碳排放权制度能够获得更广泛的社会认同。碳税制度建立在企业承受不利益之上，企业被动缴纳碳税而不能直接从中受益，对征收碳税难免有所抵触。在碳排放权制度下，企业如能超额减排，多余的配额可以出售谋利。在碳排放权制度实施之初，往往实行权利免费取得，企业减排成本较低。相较于碳税，企业更青睐碳排放权制度。从民众角度而言，增加新的税种普遍受到抵制，征收碳税亦不例外。碳税的征收将增加能源生产成本，能源生产商通过涨价方式将新增成本转嫁至消费者，最终由民众为征收碳税“埋单”。实行碳排放权制度所导致的生产成本增加最终也由民众负担，但没有税收之名，来自民众反对声小，政治阻力相应也较小。越来越多的国家计划或已经引入碳排放权制度，实施碳税制度的国家也积极向碳排放权制度靠拢。韩国计划2015年引入碳排放权交易制度[18]，挪威在2008年时将未受碳税规制的行业纳入了欧盟碳排放权交易体系[7]，澳大利亚计划在2015年将碳税制度转换为碳排放权制度[19]。既然碳排放权制度和碳税制度适用于大型温室气体排放源减排不存在理论上的障碍，能否对大型温室气体排放源重叠适用此两种制度？2012年《气候变化应对法》（征求意见稿）第12条规定有碳排放权制度，要求企事业单位获取碳排放配额，排放温室气体不得超过配额数量，节余的配额可以上市交易；第13条规定国家实行征收碳税制度。起草者对二者关系的认识，体现在第13条第3款：“超过核定豁免排放配额排放且不能通过企业内部减增挂钩、市场交易手段取得不足的排放配额的企事业单位，除了依法缴纳碳税外，还应当就不足的排放配额向当地发展与改革部门缴纳温室气体排放配额费。”根据该款规定，同一企业若超额排放，不仅要缴纳碳税，还要缴纳温室气体排放配额费。换言之，同一企业不仅受到碳税制度的规制，还受到碳排放权制度的规制，碳排放权制度与碳税制度可针对同一排放源重叠适用。此种处理方式值得商榷。首先，从实践情况看，对某一碳排放企业单独适用碳排放权制度，只要制度本身设计合理，就足以产生良好的减排效果，无须碳排放权制度与碳税制度双管齐下，重叠适用的必要性不足，可谓“无益”。其次，在重叠适用的情况下，企业若选择从市场中购买碳排放权达到排放要求，还须另行承担缴纳碳税的成本；若选择通过改进生产技术减排，则不仅不需要从市场中购买碳排放权，还可以减少缴纳碳税的数额。如此一来，企业宁愿花费更多的成本改进生产技术减排，也不愿从市场中购买碳排放权，造成碳排放权需求的萎缩。缺乏需求，活跃的碳排放权市场不可能建立，碳排放权制度减少社会减排总成本的功能也无从谈起。从历史实践看，为解决因二氧化硫排放导致的酸雨问题，财政部、原国家环保总局曾实施《排污权有偿使用和排污交易试点实施方案》，在电力行业试行排放权制度，试图通过二氧化硫排放权交易的方式实现减排。试点未取得预期效果，原因之一是电力企业购买排放权后仍不能豁免缴纳排污费（类似于碳税），企业宁愿治理污染也不愿从市场中购买排放权，实际上形成了排放权“零需求”局面。电力企业普遍惜售排放权，又几乎形成了排放权“零供给”局面[13]。

此外，在重叠适用的情况下，企业既要为碳税付费，又要为碳排放配额付费，增加了经济成本，对经济发展冲击未免过大。综观各国立法例，没有对同一排放源重叠适用碳排放权制度与碳税制度的先例。采用碳排放权制度的欧盟虽允许各成员国采用碳税措施，但明确规定碳税只适用于碳排放权交易未能覆盖的设施①；征收碳税的挪威加入欧盟碳排放权交易体系，参与交易的只是碳税所没有覆盖的行业。中国企业承担碳税与碳排放权双重成本，减损中国产品在国际贸易中的价格优势，可谓“有害”。总之，对大型温室气体排放源应适用碳排放权制度减排，且不宜碳排放权制度与碳税制度重叠适用。即使从便于操作等角度考虑对大型排放源暂时采用碳税制度减排，也应在条件成熟时逐步转换为碳排放权制度，并且在转换完成后不再继续对大型排放源征收碳税。

2.对中小型温室气体排放源适用碳税制度

相对于碳税制度，碳排放权制度具有明显优势，但也存在局限，主要是机制设计复杂，运作成本较高碳排放权制度的运行过程可分为碳排放权总量控制、初始分配和转让交易3个环节，每一环节的成本均不低廉。美国以排放权交易的方式成功实现二氧化硫减排，其经验之一就在于要求所有受管制实体安装污染物排放连续监测系统，确保能够真实记录企业的排放数据[20]。对企业温室气体排放的监测、报告和核证，须耗费人力、财力和物力。因为碳排放权交易运作成本高昂，为确保制度效率，在确定碳排放权制度的覆盖范围时只能“抓大放小”，即只将温室气体排放量大的大型企业纳入管制范围。如欧盟第2003/87/EC号指令设定参与碳排放权交易的门槛条件，要求纳入交易范围的燃烧装置功率在20MW以上，造纸工厂的日产能超过20吨②，等等。对于碳排放权制度所不能覆盖的中小型排放源，若不对其碳排放加以任何管制，一方面可能造成企业之间不公平，违背平等原则；另一方面众多中小型排放源碳排放积少成多，不能确保取得减排①§25740ofCaliforniaPublicResourcesCode（2011）。效果。碳税根据排放源的化石能源消耗量或二氧化碳排放量征收，并借助既有税收征管体系施行，机制运作简单、成本相对低廉。因此，对碳排放权制度所不能涵盖的中小型排放源，可通过征收碳税使之承担碳排放成本。例如，为数众多的机动车是二氧化碳的重要排放来源，但因其性质所限难以纳入碳排放权交易。实践中，欧盟成员国西班牙和卢森堡于2009年开始征收机动车碳税[21]。

二、碳排放权制度、碳税制度与低碳标准制度之关系

（一）低碳标准制度的理论与实践

低碳标准是在综合考虑科学、经济、技术、社会、生态等因素的基础上，经由法定程序确定并以技术要求与量值规定为主要内容，以减少温室气体排放为主要目的的环境标准，是技术性的环境法律规范。国家通过制定与实施低碳标准，对管制对象在生产、生活中的碳排放提出量化限制或技术要求，并以法律责任保障这些量化限制或技术要求得到遵守，从而产生碳减排效果。这一过程的实质，是科予管制对象减排的法律义务，以义务主体履行法律义务的方式达到法律调整目标。低碳标准如欲取得实效，法律责任的合理设置不可或缺。在传统环境治理中，环境标准所属的命令控制型手段曾长期居于主导地位。即使在碳排放权与碳税等经济激励型制度兴起之后，低碳标准仍不丧失其意义，因为相对于碳税制度中存在合理确定税率、碳排放权制度中存在合理进行总量控制等复杂疑难问题，低碳标准有更多简便易行之处。实践中，欧盟与美国在温室气体减排方面都采用有低碳标准，如欧盟要求轻型机动车生产企业出产的小客车在2015年前达到行驶每千米排放不超过135gCO2的标准（135gCO2/km)，到2020年进一步降低至行驶每千米不超过95g（95gCO2/km）[22]；美国加利福尼亚州为实现2050年在1990年碳排放水平上减排80%的目标，设定了可再生能源比例标准（renewableportfoliostandard），要求到2020年受管制设施利用替代能源量占其能源总量的33%①。

（二）碳排放权制度与低碳标准制度的应然关系

碳排放权制度与低碳标准制度各有其适用范围，对于同一排放源，不能同时适用。

1.在无法适用碳排放权制度

减排的领域，可适用低碳标准制度。温室气体减排可从多个领域着手，而碳排放权制度因机制设计复杂，适用范围有限。碳排放权制度要求精确统计排放源的碳排放量，在某些领域这一要求的实现或者不可能或者不经济。例如，数量庞大的居民建筑消耗能源是大量温室气体排放的最终来源，若对建筑朝向、太阳辐射、建筑材料等因素进行综合考虑，设计出低能耗建筑，无疑有助于减少温室气体排放。这一目标，通过碳排放权交易显然难以实现，通过要求居民建筑的设计和建造必须符合一定节能标准的方式则易于达到。低碳标准的适用领域广泛，对碳排放权制度无法覆盖的领域，可通过低碳标准制度减排。2012年《气候变化应对法》（征求意见稿）第42条规定交通工具应当符合温度控制标准、节能标准、燃油标准和温室气体减排标准；第43条规定城镇新建住宅应当符合国家和地方新建建筑节能标准。

2.在适用碳排放权制度

减排的领域，不应再适用低碳标准制度。根据碳排放权交易实现减排的作用原理，在实施碳排放权制度时，企业可基于成本收益的考量，自主决定是通过自行减排的方式还是从市场中购买碳排放权的方式达到排放要求，自主决定是采取此种措施减排还是彼种措施减排。易言之，碳排放权制度不要求所有企业一律减排，企业具有自主选择的灵活性，可以采用此种方式减排也可采用彼种方式减排，只要企业的碳排放总量不超出其配额拥有量即可。碳排放权制度所具有的降低社会减排总成本的功能，正是建立在企业可根据自身实际情况自由选择低成本的措施达到碳排放要求的基础之上。在低碳标准制度下，所有企业不论减排成本高低，一律被强制要求达到某种碳排放标准，或者符合某种技术要求，企业没有自主选择决定的空间。对某企业适用低碳标准制度，该企业就不能自由选择减排与否与减排方式，从而有碍碳排放权制度发挥作用。由此可见，碳排放权制度的柔性与低碳标准制度的刚性具有内在的冲突，对同一排放源二者不能同时适用，否则低碳标准制度将会给碳排放权制度的实施造成羁绊。这一点已经为中国与美国曾经开展的二氧化硫排放权交易实践所证明。中国《两控区酸雨和二氧化硫污染防治设施“十五”计划》要求137个老火电厂全部完成脱硫设施建设[13]。强制要求电力企业安装脱硫设施减排，与排放权制度下企业可自行决定不减排而从市场购买排放权达到排放要求以及可自主选择减排方式的机理明显相悖。在制度设计上未尊重排放权制度，又怎能期待其在实践中发挥作用？美国以排放权交易的方式取得二氧化硫减排成功，就在于尊重了电力企业对减排与否与减排方式的选择权，没有以命令控制型措施干扰排放权交易制度的灵活性和成本效率性[23]。2012年《气候变化应对法》（征求意见稿）对碳排放权制度与低碳标准制度关系的处理，集中体现在总则部分第13条第1款：“国家对能源开采和利用实行总量控制制度。企事业单位利用能源不得低于国家或者地方规定的低碳标准，排放温室气体不得超过规定的配额。”根据规定，企事业单位同时适用低碳标准与碳排放权制度。如此规定之下，碳排放权交易难以顺畅运行，其实施效果亦难保障。《气候变化应对法》应合理界定碳排放权制度与低碳标准制度各自的作用范围。一旦决定对某一行业采用碳排放权制度减排，就应当尊重碳排放权制度的作用机理，让低碳标准制度退出该领域。

（三）碳税制度与低碳标准制度的应然关系

碳排放权制度与低碳标准制度不能针对同一排放源重叠适用，不影响碳税制度与低碳标准制度重叠适用。碳税制度的作用机理与碳排放权制度相异，其实施不要求赋予企业选择权，因此与低碳标准制度不相冲突。如果确有必要，碳税制度与低碳标准制度可针对同一排放源重叠适用。如对机动车按照单位里程的二氧化碳排放量征收碳税，并不妨碍对该机动车适用碳排放标准。碳税通过经济诱导的方式促使公众减少对机动车的使用，有助于降低温室气体排放量；碳排放标准对机动车的温室气体排放效率进行最低程度地控制，亦有助于温室气体减排，二者并行不悖。实践中，欧盟对轻型机动车制定碳排放标准，部分成员国如西班牙、卢森堡、葡萄牙等同时又对机动车征收碳税。2012年《气候变化应对法》（征求意见稿）第69条规定“凡是购买或者消费煤炭、石油、天然气、酒精等燃料或者电力的，都应当缴纳碳税”，结合第42条对交通工具适用低碳标准等其他规定可推知，起草者认同碳税制度与低碳标准制度可对同一排放源重叠适用。碳税与低碳标准可重叠适用，不意味着应当重叠适用。对某一排放源是否二者重叠适用，需视具体情况斟酌。

三、结语

碳排放的主要原因篇9

Abstract： With the further development of the vertical specialization of whole world， the equity of environmental responsibility has been questioned. Fully understanding the embodied carbon in international trade is an urgent need for controlling the carbon emissions transferred by trade and mitigate climate change. Using data from WIOD database， this divided the countries into four divisions， namely， EU-27， OECD， BRIC and other countries. By building a Multi-regional Input-Output （MRIO） model of global carbon emissions， this paper calculates the emissions embodied in trade from 1995 to 2009 based on producer principle and consumer principle. Then， analyzing the interregional difference between producer and consumer responsibility principle. The results indicate that carbon accounting based on consumer responsibility of the EU-27， OECD during 1995-2009 remained significantly higher than producer principle and for BRIC， other countries， the opposite. The difference of carbon emissions between two accounting method is growing， this trend is not conducive to global carbon reduction and may lead to an increase in global carbon emissions. Consumption-based carbon emission accounting method had significant impact on defining countries' responsibilities for carbon emission and strengthening of international low-carbon cooperation.

P键词：贸易隐含碳；MRIO模型；消费碳排放；碳排放责任

Key words： carbon emissions embodied in trade；multi-regional input-output model；consumption-based carbon emissions；carbon emission responsibility

中图分类号：F752 文献标识码：A 文章编号：1006-4311（2017）18-0007-06

0 引言

在国际气候变化谈判中，碳排放责任的公平界定是各国政府和国际组织关注的焦点问题之一。国际社会现行的生产责任原则的碳排放核算方法仅考虑了被研究国家界内相关的污染排放，忽视了国际贸易中的隐含碳排放影响，难以准确的评估各国温室气体排放的真实情况，且易导致发达国家向发展中国家“碳泄漏”的发生[1]。为了在全球范围内真正实现碳排放的降低，也为了体现发展的公平性，有必要对国际贸易中产生的隐含碳和碳排放责任问题展开研究。

国内外学者基于不同研究视角和数据来源对贸易隐含碳测算、隐含碳的研究对象和碳排放责任划分等方面进行了广泛而深入的研究。隐含碳排放的测算是不同碳排放核算原则比较的基础。对隐含碳排放的核算主要有两种方法：一是基于技术同质性假设的单区域投入产出分析（SRIO）模型。该方法没有考虑生产过程中投入的其他中间产品，导致最终计算结果与实际情况存在较大偏差。二是采用多区域投入产出分析（MRIO）模型对国际贸易隐含碳及排放责任进行测算。MRIO模型将进口产品进一步分为中间投入和最终消费并可以将产品排放追溯到原产地，很好地克服了单区域投入产出模型技术同一性假设带来的偏差[2]。近年来，众多学者采用了MRIO模型对国际贸易隐含碳进行了大量的研究[3-5]。因此，为保证计算结果的准确有效，本文采用MRIO模型对全球各区域的贸易隐含碳进行分析。

目前，国内外学者采用投入产出法对贸易隐含碳的研究归结为三类：单边研究、双边研究和多区域研究。单国研究即研究某一国家或区域的贸易隐含碳排放，主要多集中于对贸易发展较快的国家或发达国家的贸易隐含碳研究。目前，对单国的贸易隐含碳及排放责任的研究比较成熟。Erickson et al[6]对美国俄勒冈州的碳排放和消费碳排放进行了测算和对比，认为基于消费原则的碳排放核算原则只能补充而不能代替基于生产者负责的碳排放原则。闫云凤[7]测算了1995-2009年中国对外贸易隐含碳并比较了其生产和消费碳排放，发现中国CO2排放的很大一部分是隐含在出口中由国外消费者引起的。关于双边研究则主要针对贸易往来比较频繁的两个国家或地区间的隐含碳排放。曹彩虹[8]通过外贸碳量指标体系的引入对中美两国的国际贸易对本国环境的影响进行研究，并分析了两国国际贸易中的碳交换特征，结果表明，美国在国际贸易的碳交换中是较大的收益国，而中国只是略微收益。陈楠[9]核算了1995-2009年中日两国“生产原则”、“消费原则”、“共担原则”下的碳排放总量及行业碳排放量，发现三种原则分担的碳排放量，中国均高于日本。多区域研究即研究多国或区域技术水平的差异及国际贸易引发的隐含碳流动。Zsofia Vetone Mozner[10]对比分析了德国、英国、荷兰和匈牙利四个欧洲国家国际贸易中的生产和消费碳排放，指出国际贸易模糊了生产者和消费者原则对生态环境的影响，相比于生产者负责原则而言，消费者负责原则更加合理。Chen[11]构建多区域投入产出分析模型分析了2004年的G7、BRIC和其他国家的贸易隐含碳结构，发现G7、BRIC存在显著的碳贸易不平衡，其他国家的进出口贸易隐含碳基本平衡。从以上文献综述中，可以看出，国内外学者对单个国家或贸易往来密切国家的隐含碳研究较多，从全球角度出发，对多国或多区域间的贸易隐含碳差异和环境责任划分的关注不多。同时，对国际贸易中的隐含碳研究多集中于从单一时点进行分析，缺乏从时间序列角度进行全面的动态趋势分析。

针对上述问题，在既有研究的基础上，本文采用WIOD（World Input Output Database）数据库中的数据，按照国家发达程度将全球划分为EU-27、OECD、BRIC和其他国家四个区域，建立多区域投入产出（MRIO）模型对1995-2009年各区域的贸易隐含碳排放量从生产和消费两个角度进行了全面的核算和对比，为从商品和服务消费角度来重新界定碳排放责任和保证国际气候谈判的公平性提供了有益的借鉴。

1 模型构建与数据说明

1.1 模型构建

1.1.1 贸易隐含碳核算模型

MRIO模型的行平衡关系可表示为：

若ω>1，说明单位出口碳排放量要大于单位进口碳排放量，表明该国的对外贸易活动不利于该国整体的节能减排，其在对外贸易中处于碳排放受害者地位；若ω

1.2 数据说明

1.2.1 数据来源

世界投入产出数据库（WIOD）由欧盟11个机构联合编制，于2012年正式。WIOD数据库包含40个国家、35个产业和59种产品从1995-2011年的投入产出表、世界投入产出表以及二氧化碳等温室气体排放、水资源、土地资源等在内的卫星账户。

1.2.2 数据处理

本文采用WIOD数据库对区域隐含碳排放进行测算，将40个国家汇总到4个区域：EU27、OECD、BRIC、ROW。其中，EU27包括：奥地利、比利时、保加利亚、塞浦路斯、捷克、德国、丹麦、西班牙、爱沙尼亚、芬兰、法国、英国、希腊、匈牙利、爱尔兰、意大利、立陶宛、卢森堡、拉脱维亚、马耳他、荷兰、波兰、葡萄牙、罗马尼亚、斯洛伐克、斯洛文尼亚、瑞典；OECD包括：澳大利亚、加拿大、日本、墨西哥、韩国、土耳其、美国；BRIC包括：巴西、中国、印度、俄罗斯；ROW：印度尼西亚、台湾、其他国家。为得到各区域协调一致的CO2排放数据，本文利用各国分部门的CO2排放数据分别对4大区域的碳排放进行汇总。

2 计算结果和讨论

2.1 贸易隐含碳的时间趋势分析

根据构建的投入产出模型及相关数据，测算了1995-2009年的全球贸易隐含碳量和4个区域贸易中的进出口隐含碳排放量及隐含碳净出口排放量。

全球碳排放量从1995年的22042.2Mt增加到2008年的29627.6Mt，增加了34.4%，由于受到2009年全球经济危机的影响，2009年下降到31.01%（28877.5Mt）。全球贸易隐含碳从1995年的4150.7Mt增加到2008年的7857.4Mt，增加了89.3%，年均增加6.4%，2009下降到58.8%（28877.5Mt）。可见，1995-2009年期间，贸易隐含碳和全球碳排放总量均处于增长状态但贸易隐含碳的增长速度明显要快于全球碳排放，且在时间序列上贸易隐含碳占全球碳排放的比重逐u增大，这一比重在2008年达到了27%。这也表明伴随着全球化进程加速和国际贸易的扩大，国际贸易隐含碳对全球碳排放的增长有重要的影响。因此，对贸易隐含碳细致准确的计算与研究，对合理界定碳排放具有重要意义。

2.2 各区域贸易隐含碳时间序列变化与分析

根据式（8）至式（14），计算出各区域1995-2009年的生产碳、消费碳、进出口隐含碳，并各区域的时间变化趋势和各区域间的特点进行了分析。

从图1-图4中可以看出：无论是基于生产原则还是基于消费原则的碳排放计算结果均反映出属于发达地区的EU-27和OECD地区的碳排放相比于BRIC地区和ROW地区较多。1995-2009年，BRIC地区和ROW地区生产碳占全球碳排放的比例均高于消费碳占全球碳排放的比例，而发达地区的EU-27和OECD则反之。若不考虑2009年经济危机的影响，EU-27地区的净隐含碳率从1995年的11%增加到2009年的24%，OECD地区的净隐含碳率从1995年的7%增加到2009年的14%，而以发展中国家为主的BRIC地区和ROW地区的净隐含碳率均为负值。在碳排放份额的长期趋势上，EU-27地区和OECD地区基于消费原则的碳排放相比生产原则的增速较大，而BRIC地区和ROW地区基于消费原则的碳排放则小于基于生产原则碳排放的增长速度。其中BRIC地区的生产碳排放从1995年的5719Mt增加到2009年的10254Mt，增加了79.3%；消费碳排放从1995年的4736Mt增加到2009年的8368Mt，增加了76.7%，体现出两种核算原则下碳排放量差异加大的变化趋势。基于生产原则与消费原则碳排放的计算结果差异反映了国际贸易过程中的“碳泄漏”问题。

1995-2009年期间，BRIC地区的出口隐含碳从1995年的1237.2Mt（占BRIC地区碳排放总量的26.12%）增加到2008年的3210.4Mt（占BRIC地区碳排放总量的41.57%），受经济危机的影响，2009年下降到2773.3Mt（占BRIC地区碳排放总量的33.14%）。进口隐含碳占BRIC地区碳排放总量的比例从1995年的5.37%（254.3Mt）增加到2008年的12.70%（980.5Mt），2009年下降到10.61%（887.9Mt）。

净出口隐含碳，可视为区域接受的碳排放净转移。若其值为负，说明该地区将碳排放转移到区域外的其他地区。1995-2009年，EU-27地区和OECD地区的净碳转移始终均是负值且总体上呈现转移量逐年递增的趋势。OECD地区的净出口隐含碳从1995年的541Mt增加到2008年的1203Mt，增加了122.4%，反映了发达地区搭乘国际贸易使得消费与生产在地理位置上分离的“便车”将碳密集型产品转移到生产技术水平较低的欠发达地区，从而减少了本地区的碳排放。而BRIC地区和ROW地区则一直以来都是发达地区碳排放转移的目的地，BRIC地区接受的隐含碳从1995年的983Mt增加到2008年的2230Mt，增加了126.9%，是发达地区主要的碳排放目的地。

2.3 各区域碳排放贸易条件分析

表2展示了4个区域1995-2009年的碳排放贸易条件情况。

由表2可知，从总体趋势上看，1995-2009年期间，发达地区（EU-27、OECD）的进口碳排放强度均大于出口碳排放强度且碳排放贸易条件始终处于1以下，这说明EU-27地区和OECD地区的进口碳密集度大于出口碳密集度，在国际贸易过程中处于碳排放收益者地位。

BRIC的出口平均碳排放强度一直趋向于减小，从1995年的0.267kgCO2/US$下降到2009年的0.122kgCO2/US$，说明BRIC出口产品每单位含碳量降低，出口产品更加绿色节能。进口隐含碳强度同样是呈下降趋势，进口平均碳排放强度从1995年的0.057kgCO2/US$下降到2009年的0.039kgCO2/US$，明BRIC的贸易往来国的产品同样更趋向于低碳环保。但出口平均碳排放强度要明显大于进口平均碳排放强度，这与BRIC地区相对于其他地区而言较低的生产效率和能源利用率以及生产过程中的高CO2排放密集度有很大关系。从表3还可以看出：BRIC地区的碳排放贸易条件均大于3，这说明BRIC地区在全球贸易中担任贸易净出口国的角色，其出口碳密集度远大于进口碳密集度，处于国际贸易中的受害者地位。

除1997和2009年，Row地区的出口碳排放强度略小于进口碳排放强度外，其余年份的单位出口隐含碳始终大于单位进口隐含碳。1995-2009年间，Row地区的碳排放贸易条件几乎全大于1，说明Row地区在对外贸易中也是处于碳排放受害者地位。

2.4 各区域碳排放责任分析

由于贸易活动引起了碳排放在不同国家之间流转，故在“生产负责制”下核算的碳排放责任与在“消费负责制”下核算的碳排放责任必然有一定差额，差额为正，我们称之为碳损失，反之成为碳收益。表3、表4、表5、表6分别表示EU-27、OECD、BRIC、ROW四个区域在两种责任制下的隐含碳排放情况。

由表3、表4可以看出：发达地区（EU-27、OECD）的实际碳排放责任大于实际的碳排放量，说明传统的基于生产者负责的核算原则导致了“碳泄漏”，使得发达国家借助国际贸易的便利条件将碳将排放转移到发展中国家。

在“消费负责制”原则下，1995-2009年间，EU-27进口隐含碳量占我国实际碳排放责任的30%-40%之间，OECD进口隐含碳量占我国实际碳排放责任的18%-25%之间，比重^大。OECD的进口隐含碳排放量在1995-2005的十年间增加了65%，碳收益量占实际碳排放比重基本为10%以上。显然，在国际贸易中，发达国家（EU-27、OECD）处于碳收益地位，而发展中国家则是其“污染避难所”。

由表5可以看出：BRIC的实际碳排放责任（消费者角度）要小于BRIC的实际碳排放量（生产者角度），BRIC在现行“生产负责制”原则下承担了过多的碳排放责任。

在“消费负责制”原则下，1995-2009年间，BRIC进口隐含碳量占BRIC实际碳排放责任的5%-15%之间，比重较小。尽管在此期间BRIC的进口贸易一直处于高速增长状态，但是由于BRIC进口产品多数来源于技术水平较高的发达国家或地区，故进口产品产生的隐含碳量并不显著。同样时间段内，在“生产负责制”原则下，BRIC出口贸易隐含碳排放占BRIC实际碳排放量的比重一直很高，1995年BRIC有22%的碳排放是为国外消费者提品而排放的，2005年这一比例达到了28%，2009年虽然有所下降，但仍占到国内碳排放总量的24%。该部分碳排放是为了满足国外消费者的需求而产生的，理应由消费国承担。但在现行“生产负责制”原则下，由于这部分出口碳排放发生在BRIC境内，故仍计为BRIC的碳排放责任。

BRIC的碳损失量从1995年的983Mt增加到2009年的1886Mt，增长了92%。在2005年BRIC的碳损失量占实际碳排放的比重高达25%。生产和消费碳排放的差异加大说明BRIC有很大一部分隐含碳排放责任是替境外消费国承担，而生产者责任原则掩盖了其隐含碳责任转移问题。因此，应考虑以“消费负责制”原则为基础来核算各国的碳排放量，并且重新界定碳排放责任，减少BRIC等发展中国家的减排义务和压力。

3 结论和政策建议

本文的结论和相应的政策建议如下：

①国际贸易对全球温室气体排放增减具有很大影响。1995-2009年期间，贸易隐含碳和全球碳排放总量均处于增长状态但贸易隐含碳的增长速度明显要快于全球碳排放，且在时间序列上贸易隐含碳占全球碳排放的比重逐渐增大，这一比重在2008年达到了27%。这也表明伴随着全球化进程加速和国际贸易的扩大，国际贸易隐含碳对全球碳排放的增长有重要的影响。因此，需要了解认识国际贸易与全球碳排放间的密切关系，把握国际贸易隐含碳的发展，为在全球范围内碳排放责任的公平界定和减排方案的制定奠定基础。

②从时间序列的变化趋势上看，1995-2009年期间，在生产和消费两种核算原则下，EU-27、OECD的碳排放都要高于BRIC、ROW。但BRIC、ROW生产碳占全球碳排放的比例均高于消费碳占全球碳排放的比例，而发达地区（EU-27、OECD）反之。两种碳排放核算原则下的碳排放量差额在时间序列上呈现加大趋势，这也反映出传统的生产者负责原则掩盖了发达国家实际应承担的碳排放责任，虽然减少了发达国家的碳排放总量，但却把碳排放转移到能源利用效率低且碳排放强度高的发展中国家，这不仅不利于全球碳减排，而且可能引起全球碳排放总量的增加。发达国家（EU-27、OECD）和发展中国家（BRIC、ROW）的碳排放贸易条件形成明显对比，EU-27、OECD的碳排放贸易条件始终小于1，而BRIC、ROW的碳排放贸易条件一直大于1，且BRIC的出口碳排放平均强度几乎一直是进口碳排放强度的3-5倍，说明在国际贸易中，发展中国家处于碳排放受害者地位。鉴于此，发达国家在国内进行减排的同时也要帮助碳密集程度较高且技术水平低的发展中国家提高技术水平，这不仅可以降低自身的消费碳排放量，而且可以促进全球范围内的碳减排。

③从碳排放责任的角度看，按照生产和消费两种原则核算的各区域碳排放责任差异较大。EU-27、OECD的实际应负碳排放责任小于实际碳排放量，碳收益量呈现逐年增加的趋势，BRIC、ROW反之。在消费原则下，BRIC进口隐含碳量占实际碳排放责任的5%-15%之间。而在生产原则下，BRIC出口贸易隐含碳排放占BRIC实际碳排放量的比重在2005年达到了28%。说明生产原则下的碳排放核算原则对发展中国家是不公平的。因此，应采取基于消费原则的碳排放核算体系重新调整各国的碳排放责任，将本国消费的碳排放和通过国际贸易转移的碳排放考虑在内，保证碳排放责任界定的公平性，从而促进全球减排目标的实现。

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碳排放的主要原因篇10

［关键词］碳排放权；法律属性；法域归属；权利转让；法律问题

碳排放权及其交易制度是西方国家在探索环境问题市场化解决机制的过程中确立的一项法律制度。该项制度设计的核心思想是在总量限定的前提下，通过市场平等主体间的交易行为，实现资源的有效配置。这种转变使碳排放权概念进入私法领域成为可能。由于我国以公法形式对环境要素进行配置的传统，使得碳排放权交易制度在我国的实施遇到了障碍。

一、碳排放权概念的理论溯源

研究内容概念内涵和外延的明晰，是学术研究根本性的前提。不同语境下，相同名词所代表的含义会出现很大的差异。因而笔者认为，下定义从来都是很难的一件事情。同理，科学的界定私法语境下的碳排放权的概念，是实现碳排放权私法化调整的根本性前提。但对该概念的理解，离不开对碳排放权产生的理论基础探究。应该说碳排放权的概念之所以能够进入私法领域，源于经济学家对环境问题的反思。传统的经济学理论将大气环境容量资源界定为公共物品，无明确的产权特征，这也就是为什么当某一特定权利主体在对该资源进行使用时，却不能排斥其他主体也对该标的行使权利的缘由。此时，作为大气环境容量资源的权利载体的碳排放权就倾向于体现出一种应然性的特征。也正是以此为逻辑起点，有学者将碳排放权视为人权或道德权，认为对该权利的享有应是与生俱来的，不需要借助政府的行政许可这种行为来确定该权利的存在。但随着经济社会的发展，市场主体的数量也在大幅度、不断增长，导致了竞争性使用的格局出现，大气环境容量资源稀缺性增强了，其已很难再作为纯粹的公共物品存在。科斯的产权经济学理论认为通过市场机制追求二氧化碳温室气体边际成本的消减，能促使整体减排成本的降低，趋于最小化，从而实现成本—效益的最优。科斯提出“大气环境容量资源是一种产权，可以通过对大气环境容量资源进行交易，促进大气环境容量资源在需求者之间的合理配置”。美国经济学家戴尔斯又于20世纪70年代最早提出了排污权交易理论。其核心思想是“以满足环境要求为前提，建立合法的污染物排放权即排污权，并允许这种权利像商品一样被买进和卖出，以此来控制污染物的排放，同时降低控制成本”［1］23。另外，大气环境容量资源的全球流动性使得碳排放权首先是一个基于国际法而产生的概念，在国际谈判语境下《联合国气候变化框架公约》和《京都议定书》明确了碳排放权作为排污权的下位概念，是国际法律体系下产生的新型权利，同时该公约又以科斯的产权经济学理论为基础，构建了碳排放权交易制度。通过对碳排放权概念的理论溯源，我们可以明确的是碳排放权首先是一个经济学概念，而后才进入法学领域。是科斯的产权经济学理论，使得原本仅具有生态属性的大气环境容量具有了经济属性；同时，碳排放权交易制度的构建，又为大气环境容量资源的优化配置提供了现实路径。至此，我们可以得出这样的结论，即应然状态下的“人权”已经无法准确诠释《京都议定书》框架下的碳排放权，它是在保障公民基本生存需要的前提下，权利主体有限大气环境容量的使用行为开始受到来自于国家公权力的干预。这种干预涵盖了纵向干预和横向干预两个方面，即对国家许可行为的管理，和对市场交易行为的管理。因此，所谓碳排放权是指权利主体为了生存和发展的需要，由法律所赋予的向大气排放温室气体的权利，这种权利实质上是权利主体获取的一定数量的气候环境资源使用权［2］29。那么，这种大气环境资源使用权能否作为一项实体权利而为私法所直接吸纳进来呢？如果不能，又如何为其在私法领域的权利谱系中定位呢？笔者认为，无论是科斯的产权经济学理论还是国际谈判语境下的碳排放权及其交易框架的构建，均是以英美法系的财产法律制度为前提，我们不能把它和大陆法系国家私法领域的实体权利简单的相提并论。总之，将碳排放权作为合同履行标的需要更充分的法理依据。

二、碳排放权与其他权利之间的冲突与协调

传统的大陆法向来是以严谨的理论和完善的立法逻辑体系而著称，并且建构了分类详细的权利体系，强调全面的定义和精致的分类。在研究问题时，习惯于把要具体研究的问题归入权利体系，并对其定性。但实际情况却是碳排放权交易制度理论早于其交易标的碳排放权进入我国。就国内现有研究文献来看，大部分的研究集中于两个领域：一是对于国外相对成熟的碳排放权交易市场运行机制的介绍，另一是对于我国碳排放权交易平台构建问题的探讨，关于交易标的本身法律属性的研究却少之又少。笔者认为，这一本末倒置的现象源于两大法系关于财产法律适用的差异。应该说，碳排放权这一新型权利的产生确实给以成文法为主体的大陆法系国家带来了不小的难题。（一）传统财产法律制度所面临的理论困境碳排放权及其交易理论均产生于英美法系国家。这就导致了产生于经济学领域当中的碳排放权与英美法系法学领域中的财产权概念在构造上的互通性。英美法系基于实用主义原则，并不讲求严谨的理论衔接和完善的逻辑体系，其财产理论关注的是每一个具体的主体可以做出何种具体行为，所以说，其财产权理论无严格的所有权概念，也没有自物权和他物权理论体系。英美法系国家的法学家们在设计与财产权相关的法律制度时，并不注重某种权利在整个财产权体系中的定位和归类，而是侧重于制度本身与权利主体行为的内在关联的研究，其更讲究个案的正义，认为只有对行为主体同时具备激励和约束功能的，才是好的产权制度。法学领域如此，在经济学领域亦然，经济学家关注的往往是在经济行为中经济主体针对某一具体的资源到底可以行使什么样的权利，才能获取经济上的有利后果。正如英国的F．H．劳森和B．拉登所言，“如果合同所创设的权利可以转让，法律就将其作为一种财产来对待。”［3］3笔者认为，这也是为什么目前碳排放权交易市场在英美法系国家得以顺利发展的原因。但从大陆法系国家相关的财产法律制度来看：首先，碳排放权不等于所有权。科斯的产权经济学理论使碳排放权具有了财产属性。财产一词“描述了一切具有财富价值的权利。”［4］19－22依德国民法学者通说，财产指的是：“一个人所拥有的经济价值的意义上的利益与权利的总称。它首先包括不动产与动产的所有权以及债权和其他权利，只要它们具有货币上的价值。”［5］279因而在大陆法系国家，私法领域中的财产权一般是指包括物权、债权以及知识产权等权利在内的权利体系的总和。罗马法基于当时简单的商品经济的需要，以私有制为核心，强调对个人利益的充分保障。即在个人本位的前提下，更加注重权利归属的问题，具体表现为，所有权的权利主体对标的享有占有、使用、收益和处分权能，强调财产主体对财产的绝对性排他控制。而相对于碳排放权来说，如前所述，其所指的其实是产权明晰的前提下，向大气排放温室气体的权利，是对大气环境容量的使用权，是对标的的利用权。总之，所有权的逻辑起点是标的的归属问题，而碳排放权的逻辑起点则侧重于标的的利用。从这一点上来说，所有权的概念外延远小于碳排放权，碳排放权不是所有权。其次，碳排放权不等于物权。物权是从中世纪的对物权和对人权的财产权区分中发展演变而来的。大陆法系将与财产相关的权利精确地划分为对人权和对世权两部分，这才形成了近代大陆法系国家财产法律制度的基本框架———物债二元结构，并认为物权包括自物权（即所有权）和他物权，是对物的支配权，一种对世权，具有对抗不特定第三人的效力和对于债的优先效力。债权是一种对人权，只具有对抗特定义务人的效力［6］65－81。近代市民社会理论将私法领域的民事主体设定为“理性的经济人”，并认为民事主体行为的内在动力是追求个体利益的最大化。即行为主体追求享有某种权利的根本目的就是为了获取经济上的有利后果。既然如此，那么对于民事权利主体而言，那些能够被行为主体所实际感知的“有体物”进入物权所调整的客体范围的可能性几率就极大地增强了，因为只有这些“有体物”才能够被其占有、使用和处分，才能够为主体带来经济上的利益。至于那些不能为行为主体所控制和支配的“物”，由于它们很难满足增加主体经济收益的目的，也就理所当然地被剥夺了作为物权调整客体的资格。可见，物权法虽然具有久远的历史，但对物的价值判断标准却只有一个———即能否为主体带来经济利益［7］59－66。综上，以此逻辑推理我们可以得出，尽管每个人的生存都需要空气，但空气的生态属性决定了其不可能被某个特定的权利主体所控制、支配，当然也就无法为某个人带来经济上的利益，也就无法进入私法的调整范围，兼由于其“无形性”的特征更无法满足传统物权理论对物权客体“有形性”的要求。比如《德国民法典》第90条规定：“本法所称的物，仅指有体物。”总之，从罗马法到近代私法的物权客体范围的演进，确立的是以“有体物”为标准的物权客体的范围，有体物之外的“物”或被严格排除在物权客体之外而以特例规定设定物权，或以拟制手段纳入物权客体范围，在理论和立法上，物权客体的范围是相对清晰而封闭的［8］125。可见，碳排放权载体大气环境容量的无形性成为其进入私法领域的又一个障碍。（二）协调冲突的契合点尽管产生于英美法系的碳排放权和大陆法系国家的实体权利之间有着诸多的不相融性，但碳排放权的物权客体化是碳排放权交易的制度诉求。我们应当从现有的立法中为碳排放权概念的私法化寻找到切入点。笔者认为这一协调冲突的契合点就是“权利不得滥用”原则的回归。罗马法规定，权利主体行使自己的权利不得损害他人的合法利益。但这一原则却在经济发展历程中，曾被“效用比较”原则所替代，应该说该原则集中体现的是功利主义价值观。作为判断或衡量价值的一种方法，“效用比较”具体到环境领域就是将权利主体的个人经济效益和环境效益进行比较。比如，化工厂排出废气，影响了当地居民的健康，如果这个化工厂是本地经济的主要支柱，而且工厂对废气进行了合理的处理，如降低废气的污染程度等，那么，该厂就不能被下令停止生产［9］155。效用比较原则本质上就是允许企业把工业污染转嫁给社会。它为各工业化国家牺牲环境发展经济提供了法理上的支持。这种典型的功利主义的法律观是排他的、为市场经济的外部不经济性进行辩护的理论［10］167。从权利角度来说，大气环境污染者大多是基于自身发展需要的正当权利的行使。没有制约的权利，很容易导致权利的滥用，进而影响他人正当权益的行使，这是一个事实。随着环境问题的日益突出，各国立法也开始从个人本位立法理念向社会本位转变。笔者认为恰恰是这种转变，为碳排放权的产生提供了法理基础。碳排放权及其交易制度，从根本上说是协调个人权利和社会发展与人类生存权之间矛盾的制度，是社会本位的立法思想以及权利不得滥用原则在具体法律建构上的体现。吕忠梅教授也提出产生于罗马法时期的“禁止权利滥用原则”所包含的“不以损害他人财产之方式使用你自己的财产”、“不允许没有补偿的损害行为”等观念对环境保护是十分有利的［10］167。

三、准物权的法域归属

交易标的法律属性的明晰，是交易秩序稳定的前提条件。笔者在另一文中曾就碳排放权的物权属性进行过论述，并认为碳排放权是具有公权属性的私权，其法律属性应是准物权，在这里不再赘述。但我们下一步需要面对的问题是，在我国现有《物权法》的体系中，对于准物权法域归属问题仍然存在争议。如果准物权的法域归属不明晰，碳排放权私法化的逻辑进路就不畅通，会成为其物权客体化的另一制度障碍。（一）准物权的表征碳排放权的产生说明了经济的发展使得私法领域法律客体价值化、观念化和虚拟化的特征日渐凸显［8］128，碳排放权交易理论的核心并不是对权利的占有，其经济属性的产生源于制度设计，并在此前提下注重碳排放权的使用价值。应该说，随着社会经济的发展，正是由于人们对自然资源的利用关系越来越复杂化、多元化，既有的法律制度与概念已不能满足经济发展的需求，准物权的概念才应运而生，它是经济发展的必然产物。与中国内地对财产权的分类不同，我国台湾地区学者认为财产权的种类除了包括传统的债权、物权和智慧产权（无体财产权）之外，还应包括准物权［10］167。而所谓准物权，系指虽非民法上规定之物权，但在法律上将其视为物权而准用民法有关规定之权利。因物权采法定主义，准物权性质上虽以物权视之，但民法上并无规定，故以准物权别称之。准物权之客体，通常为无形之利益［11］261。一般情况下，物权的构成要素为占有权、使用权、收益权和处分权，相对清晰、单纯。可是由于准物权所调整的客体构成比较复杂，导致了准物权在权利构成上的复合性，追求目标的多重性以及为实现目标权利运行的综合性。其特殊性具体表现在：首先，准物权一般按特别法规定的特许程序取得；其次，准物权的行使受较强的行政干预；第三，在法律适用上，准物权优先适用特别法的规定，只有对特别法没有规定的问题，才准用民法典或民法通则的规定［12］291－292。从法律规定来看，目前，尽管我国并没有在《民法通则》中明确提及准物权，但却在许多法条中已做出了原则性的规定。如，我国《民法通则》第81条：“国家所有的森林、山岭、草原、荒地、滩涂、水面等自然资源，可以依法由全民所有制单位使用，也可以依法确定由集体所有制单位使用，国家保护它的使用、收益的权利”；“国家所有的矿藏，可以依法由全民所有制单位开采，也可以依法由公民采挖。国家保护合法的采矿权。”除此之外，我国在一些单行法中也对具有准物权属性的具体权利类型做出了规定。如我国《物权法》、《矿产资源法》、《水法》以及《渔业法》等，在确立了具体的权利类型的同时，规定国家对自然资源享有国家所有权，其他主体可以通过行政特许的形式来实现对该资源的使用和收益权。综上论述可以看出，准物权是个较为概括的概念，主要是针对自然资源领域而设立的，除了前述《民法通则》和单行法中所涉及的水权、渔业权和矿业权等之外，这一概念所涵盖的权利类型也将随着经济的发展和我国法律实践的变化而不断地丰富。这一趋势也为碳排放权的准物权客体化从立法论的视角奠定了坚实的法理基础。（二）准物权制度的确立对于准物权在我国既有《物权法》中的定位，是一个争议比较大的问题。笔者更倾向于将准物权界定为他物权中的一种独立的权利类型，以一般法和特别法双重规定为立法模式，在《物权法》中就准物权的种类和效力做原则性的确定，具体的准物权权利内容则在相应的单行法中加以详细规定。首先，准物权不是用益物权。尽管两个权利都是所有权和使用权的分离，但二者在诸多方面都存在着差异：其一，准物权一般是依行政许可而取得，具有公法属性。但用益物权产生则是基于私法领域的所有权的权能分离；其二，用益物权的行使是以权利主体对标的物的占有为前提。从准物权的特性我们可以看出准物权调整的客体是自然资源，该理论的核心是对自然资源价值的“利用”，一般不以对标的物的占有为必要条件。其次，准物权具有很强的公法特性，准物权的产生是以行政许可为前提的。如碳排放权交易制度就是以政府核定大气环境容量总量的前提下，才能实现其二级市场的交易。因此，尽管我们认可它的私权属性，但准物权的行使不可能脱离公法的限制。对于这些内容，是不可能在物权法中予以规定的。第三，经济的发展使得交易标的的种类日益丰富，从有形到无形，从现实的存在到抽象的观念存在，私法领域法律客体价值化、观念化和虚拟化的特征日渐凸显。如前所述，准物权的权利类型也将不断地丰富和发展，准物权各权利类型之间也存在巨大的差异。如将所有这些差异性规范全部纳入物权法统一规定，物权法中会出现大量的例外性规定，势必会导使物权法的内容庞杂，进而影响其系统性和逻辑性。总之，我国目前虽然主要是在特别法中对准物权做出规定，但这并不意味着物权法不需再对其进行规制，物权法也可以对这些权利做出概括性的规定，所以，这些权利应当是物权法和特别法双重规定的产物［13］102。如果说基于解释论视角物权客体范围的延展为碳排放权的私法化奠定了基础，那么，一般法与特别法相结合的准物权立法模式则具有很强的包容性，为新型权利的细致化铺平了道路，也使碳排放权的物权法定位更加清晰化。

四、碳排放权转让的法律问题

实现碳排放权转让是我们对碳排放权法律属性进行界定的目的和最终归宿。笔者认为，碳排放权转让包含了两层含义，其一是在一级分配市场中，政府部门基于行政职能将碳排放权转让给具有大气排污需求的主体；其二是在二级交易市场中，平等的市场主体之间的流通和转让。本文研究的范围仅限于二级交易市场中，平等主体间的碳排放权转让行为。因此，所谓碳排放权转让指的是碳排放权在不同市场主体之间的全部或部分让与，是大气环境容量使用权在不同权利主体之间的合法流转。（一）碳排放权转让合同的法律适用本文所设计的碳排放权转让，是以我国《合同法》作为基础法律形式的。根据合同法的规定，所谓合同指的是“平等主体的自然人、法人和其他组织之间设立、变更、终止民事权利义务关系的协议。”从合同法理论的发展历程来看，随着诚实信用原则的不断繁荣，以及社会本位理念的回归，曾被认为是大陆法系私法领域灵魂的“意思自治原则”逐渐受到一定程度的限制。具体体现为，国家意志和社会公共意志开始逐步越来越多地介入平等主体之间的民商事法律关系，尤其是在随着合同主体范围不断变化的同时，合同客体的范围也在逐渐变得更加多样化和观念化。合同已不再仅仅是当事人的共同意志，在一定程度上它也反映了国家所代表的社会普遍意志，因此合同逐渐成了一种法律形式［14］94－98。上述变化，不但使合同的种类不断丰富，而且使得合同的功能也渐渐向实用化方向发展，最终扩大了合同法的适用范围，这就为其他法律部门能够对合同制度进行引入和借鉴奠定了基础。既然合同可以在适当的场合成为一种融合国家意志和个人意志的形式，合同的主体和客体也可以不完全拘泥于原有的范围和类型，那么环境资源的公共性和私人利益之间的矛盾在一定范围内便可以借助合同制度加以解决［15］106－114。基于上述分析，国家可以以平等主体的身份参与到合同行为当中来，同时在我国当前既缺少对大气环境容量作为资源类型的法律规定，又没有碳排放权实现权利转移的专门法律文件的前提下，我国现行《合同法》的包容性能够为碳排放权的转让提供充分的理论支撑。（二）碳排放权转让原则基于平等主体间的权利交易行为，碳排放权的转让遵循合同法的基本原则并无争议。关键在于作为一种兼具公权属性的权利流转过程，如何使得碳排放权的转让在满足私法层面要求的同时，还满足来自于公法层面的某些具体要求。首先，碳排放总量控制原则。在总量控制的前提下实现碳排放权的交易是碳排放权交易制度的核心理念。这意味着在总量控制区域内温室气体的排放总量必须低于控制目标，不得因权利的受让引起大气环境质量恶化。否则不允许权利主体进行交易，只有这样才能确保碳排放权的转让不产生与该制度初衷相背离的情势；其次，监督原则。碳排放权转让从本质上来说是一种市场交易行为，尤其是该类合同涉及公众的环境利益，为保障交易秩序的安全和市场的稳定，权利主体在交易过程中应当接受市场监管部门的监督和管理。（三）碳排放权转让合同的成立与生效通过上述论证，我们已经明确了碳排放权的准物权属性，因此，碳排放权的转让究其本质属于准物权的转让。又由于准物权的特殊性，对以碳排放权为标的的合同，笔者认为应采要式合同形式。即碳排放权转让合同除了像其他合同一样要具备要约、承诺等实质性要件外，还应具备以下特殊性规定。1．关于合同成立的形式要件。我国《合同法》规定：“当事人在订立合同时，可采用书面形式、口头形式或其他形式。”这一规定在我国《合同法》理论的发展历程上具有重要意义，它是我国的《合同法》立法原则从保护交易安全向鼓励交易原则的转变的重要标志之一。但鉴于碳排放权在权利构成上的复合性，追求目标的层次性以及为实现目标权利运行的综合性，为避免发生纠纷时的举证困难，笔者更倾向于碳排放权转让合同应当采用书面形式。2．关于碳排放权合同成立与生效时间。对于以碳排放权为标的的合同成立与生效时间的确定，合同双方就合同主要条款协商一致，合同即可成立。根据《合同法》第44条第2款之规定：“合同一经成立即告生效，但法律、行政法规有特殊规定的除外。”就碳排放权转让合同生效时间的认定，笔者认为应采用“物债分离主义”原则，即物权变动与合同效力相区分，碳排放权转让合同批准生效与物权登记并存制度。首先，批准形式属于特殊的书面合同形式。经批准而生效的合同在我国现行《合同法》中已经存在。比如，中外合资经营企业合同，中外合作经营企业合同，中外合作勘探开发自然资源合同等，由于这些合同和国家利益密切相关，因此，都把批准作为合同的生效要件。应该说这类合同在本质上反映着国家对市场的控制和管理意志。由于碳排放权转让行为尽管是平等主体之间的市场行为，但其核心价值目标却是实现公共环境利益的改变。为实现这公共利益目标，需要国家对市场的必要干预。其次，碳排放权转让合同批准生效是市场准入的客观要求。前面我们也提到碳排放权的转让应以总量控制为原则，为了实现总量控制的目标，碳排放权转让合同的签订也不能完全脱离国家意志而独立存在。这里的批准是针对合同这一民事法律行为所实施的一种监管措施，它是对某种民事行为是否成立或生效所作的一种判断，也可以说是政府对民事行为的一种纵向干预。第三，碳排放权转让登记是物权转让公示公信的要求，不影响债权批准生效。基于碳排放权的准物权属性，其转让合同当然属于物权转让合同。我国《物权法》对物权变动采公示公信原则，动产转让以交付作为公示公信的形式，不动产转让的公示公信形式则体现为登记形式。碳排放权作为碳排放权物质载体的大气环境容量资源在生态属性下与其所栖生的物质载体难以分离，即从物理意义上来说大气环境容量资源与气体具有同态性，因此碳排放权需变通解释才具有相对独立性。基于此，为保证以准物权变动为内容的交易秩序的稳定和安全，碳排放权的转让须依照我国《物权法》第十五条的关于不动产转让的有关规定，即对准物权的转让通过转让登记进行公示公信。此登记行为采登记对抗主义，即权利变动登记制度只能作为物权变动的要件，不能作为合同的生效要件。总之，碳排放权转让登记是物权变动的条件，而碳排放权转让合同的批准制度则是合同之债的生效要件。将准物权转让登记和合同批准生效并存，究其本质是将债权负担行为和物权变动行为区别开来，二者之间并不矛盾。（四）碳排放权转让合同违约责任形式在合同法律关系中，违约受损方如何获得救济向来是合同法的基本问题之一。违约责任制度是《合同法》中一种非常重要的责任制度，其存在的意义是通过让违约方承担法律上的不利后果，而使违约受损方得到补偿。大陆法系国家的合同违约责任体系的构建方式是以违约形态的划分为基础，同时围绕不同的违约形态来设置不同的违约责任形式。大体上讲，救济措施可以分为恢复原状、实际履行和损害赔偿等形式。德国民法典甚至将实际履行视为对不履行合同这种违约形式的一种主要救济手段，即只要合同之债的债务人不履行合同或履行合同不符合约定条件，债权人就有权要求债务人实际履行，进而实现合同目的。就碳排放权转让合同自身来说，作为一种具有法律意义的权利让与形式，该合同应和私法领域中的其他民商事合同一样———具有确定的法律拘束力，因而违反碳排放权转让合同给对方当事人造成损失的，同样要承担违约责任。但笔者认为基于准物权的技术性和多层次性的特点，仅仅依靠传统的恢复原状或实际履行这两种救济方法，很难使违约受损方获得及时有效的补偿，甚至于会影响合同目的的实现。因此，碳排放权转让合同的违约责任形式应以损害赔偿为主，这种以金钱赔偿为内容的违约责任形式具有简便易行的优势，使违约受损方能够及时获得补偿。

五、结语

综上论述，在我国要想将碳排放权作为合同履行标的需要更充分的法理依据。本文通过对碳排放权概念的理论溯源，得出无论是科斯的产权经济学理论还是国际谈判语境下的碳排放权及其交易框架的构建，均是以英美法系的财产法律制度为前提，我们不能把它和大陆法系国家私法领域的实体权利简单地相提并论。同时，由于大陆法系国家社会本位理念的回归，使得“权利不得滥用”原则再次繁荣，为碳排放权进入物权领域提供了契合点。笔者将准物权界定为他物权中的一种独立的权利类型，以一般法和特别法双重规定为立法模式，在《物权法》中就准物权的种类和效力做原则性的确定，具体的准物权权利内容则在相应的单行法中加以详细规定，进而明确了碳排放权的法域归属。最后，笔者以我国《合同法》为碳排放权转让的基础法律形式，对碳排放权转让过程中相应的法律问题进行了系统的阐述。总之，本文从碳排放权法律属性明晰，法域归属明确以及合同之债法律关系等几个方面构建了碳排放权的私法逻辑，以期为实现碳排放权转让理顺思路。

作者:杜晨妍 李秀敏 单位:东北师范大学

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