温室气体来源篇1

通过对污水处理系统的有机物转化过程的追踪，确定了污水处理系统温室气体的直接排放源为污水处理过程有机物的降解。根据污水处理系统的温室气体排放与回收的实际情况，将污水处理系统中的温室气体排放分类具体到五类，分别为：物质类温室气体排放、能耗类温室气体排放、物耗类温室气体排放、碳汇类温室气体回收及资源类温室气体回收。分别对每类温室气体的排放及回收路径进行分析，得出了各类温室气体的排放及回收关键因素。

【关键词】

污水处理；温室气体

一、国内外污水处理系统碳排放现状

城镇污水处理行业是我国现代化进程中不可或缺的一部分，它承担着城镇污水处理和减排的重要作用，但是在运行过程中仍然不可避免会产生温室气体。我国目前已建成污水处理厂3136座，处理能力达10575万立方米/日，污水处理厂年电耗超过80亿KWh，并逐年呈2.7%的趋势增加。污水处理厂是削减COD最主要的手段，因此污水处理过程也产生了大量的碳排放。

碳排放是关于温室气体排放的一个总称或简称。温室气体中最主要的气体是二氧化碳，因此用碳（Carbon）一词作为代表。本文中的所提到的碳排放都指温室气体排放。城镇污水处理系统是一个不容忽视的较大的温室气体分散排放源，且城镇水处理系统中的温室气体排放是一个复杂的过程，都来自于一些分散的排放源。就污染物去除过程而言，主要有CO2、CH4和N2O的排放，对能量供给及物质消耗过程来说，能量及药品的生产与运输会引起CO2排放。

本章将采用污水处理系统过程碳追踪与碳平衡相结合的方法，研究城镇污水处理系统的碳循环与转化规律；并结合碳排放与碳减排，将污水处理系统的温室气体排放分为五类，针对每类温室气体排放，分析其温室气体排放或回收的路径，提出核算城镇污水处理系统碳排放的构成要素与关键指标，可以为建立城镇污水处理系统碳核算方法提供理论依据。

二、污水处理系统温室气体排放源清单的建立

大多学者将污水处理系统中温室气体的排放分为两类，一类是直接排放，指污水处理过程中在现场直接向大气中排放的CO2、CH4和N2O；另一类是间接排放，指污水处理所消耗的能量和物料的生产过程中在其生产场地及运输过程引起的温室气体排放。

由于目前温室气体减排工作已经在污水处理行业开展起来，在建立温室气体排放清单时，应将温室气体的减排量也纳入温室气体核算。目前，国际上主要从以下两个方面着手努力以控制大气中CO2等温室气体浓度的持续升高：一是减少温室气体排放，具体通过降低能耗、提高能效以及能源替代等途径来实现；二是通过生物措施增加温室气体吸收、固定，主要借助造林、再造林等措施来实现。

根据温室气体的排放途径及减排方式，将污水处理系统中温室气体的主要排放源分为五类：物质类温室气体排放，即污水处理系统中，由于有机物转化等直接引起的温室气体排放；能耗类温室气体排放，即污水处理系统中的总能耗，在生产过程中引起的温室气体排放；药耗类温室气体排放，即污水处理系统中的药品消耗，在其制作和运输过程中引起的温室气体排放；资源类温室气体回收，即由于污水处理系统的资源回收利用或者资源的节约，间接减少的温室气体排放；碳汇类温室气体回收，即污水处理系统中的污水生态处理工艺中，由于其主体植物生物固碳而引起的温室气体的回收。

其中，物质类温室气体排放主要来源于：污水生物处理过程有机物的好氧分解、污水生物处理过程微生物内源呼吸代谢、投加的外加碳源分解、污水生物处理过程有机物厌氧消化、生物处理过程的硝化反硝化、污泥厌氧消化、污泥好氧消化及污泥处置等有机物转化过程。能耗类温室气体排放主要来源于污水运输、污水提升、曝气及其它能源消耗。物耗类温室气体排放主要来源于污水处理系统中投加的消毒剂、外加碳源、混凝剂及其它药品的消耗。资源类温室气体回收主要来源于污水处理厂回收利用沼气抵消的部分能源消耗，污水处理系统的源头节水及尾水回用，实现了污水处理系统的低碳运行，可以减轻污水处理厂的处理负荷，并降低污水处理系统中市政污水运输及处理部分的能耗，间接减少了温室气体的排放。碳汇类温室气体回收主要来源于污水处理系统中稳定塘、人工湿地等污水生态处理工艺中，主体植物由于生物作用对温室气体的回收及固定。

三、污水处理系统温室气体排放路径及关键因素

矿物燃料燃烧的能源活动为CO2的主要排放源。矿物燃料在燃烧过程中，其中的大部分碳直接氧化成CO2。另有一部分碳虽然以CH、CH4和其它非甲烷碳氢化合物形式而排入大气，但一般经过8~10年的时间就能在大气中氧化成CO2。还有一部分碳则以机械不完全燃烧的形式损失掉。则能源的生产与利用是大气污染的主要产生源。

追溯到能源的产生环节，污水处理系统的所有能源消耗都会间接引起温室气体的排放，包括污水运输的能耗、污水处理的能耗及污泥处理处置的能耗。

其中污水处理的流程主要为提升格栅沉砂池初沉池生物处理池二沉池消毒，该过程有多处的能源消耗，总结如下：

①泵房

污水在运输到污水处理厂必须经过提升环节，泵房提升是耗能过程，其电耗一般占全厂电耗的15%~25%。

②格栅

栅渣的机械粉碎处理是耗能过程。

③沉砂池

能量消耗的主要是砂水分离器和吸砂机，以及曝气沉砂池的曝气系统，多尔沉砂池和钟式沉砂池的动力系统。

④初沉池

主要的能耗设备是排泥装置，比如链带式刮泥机，刮泥撇渣机，吸泥泵等。

⑤曝气系统

污水处理的好氧生物处理过程，需要进行曝气，曝气设施是好氧处理工艺中能耗最多的部分，是污水处理单元的能耗大户。鼓风曝气系统动力消耗量一般占全厂总电耗的40%~50%。

⑥二次沉淀池

能耗主要是用在污泥的抽吸和污水表面漂浮物的去除上，能耗相对较低。污泥处理处置的主要流程为浓缩消化脱水最终处置，该过程也将有大量的能源消耗，总结如下：

①污泥浓缩

污泥浓缩工艺主要有重力浓缩、气浮浓缩和机械浓缩等，其主要目的是缩小污泥的体积，为污泥进一步处理做好准备。目前常用的为重力浓缩，其运行费用低，动力消耗小。

②污泥消化

污泥消化工艺主要有厌氧消化和好氧消化。厌氧消化是指利用厌氧微生物的作用，在无氧和一定的温度条件下，使部分有机物进行分解生成沼气等产物，达到稳定的目的。好氧消化是指利用剩余污泥的自身氧化作用，类似于活性污泥法，采用较长的污泥泥龄。目前应用较多的仍是厌氧消化，污泥消化过程中要保持一定的温度来满足微生物的正常生长，在冬季需要消耗大量的热能。

③污泥脱水

污泥脱水采用的方法主要有干化和机械脱水，其主要目的是进一步缩小污泥的体积。污泥干化通常采用自然干化和机械加热干化，自然干化需要较大的占地面积和管网等，前期投资较高；机械加热干化需要消耗大量的电能。机械脱水是通过加药然后经过机械设备脱水，其主要目的是最大程度地降低污泥重量，缩小污泥体积。污泥脱水过程中也消耗了大量的药剂和电能。据统计，在污泥处理阶段，污泥脱水的实际使用功率占总使用功率的89%，是主要能耗单元。

④污泥输送

污泥最终处置或利用时，都需要对污泥进行短距离或长距离的输送。污泥输送有管道输送及卡车输送两种方式，两种输送方式都需耗能，能耗大小主要取决于输送的距离。

⑤污泥处置

污泥处置主要采用污泥填埋、焚烧及土地利用等方式，因处置方式的不同，其能耗也不同能耗较大的处置方式是污泥焚烧。由于能耗的产生环节会间接引起温室气体的排放，则能耗类温室气体排放的关键因素是污水处理系统的总能耗量。

四、总结

通过对污水处理系统的有机物转化过程的追踪，可以界定污水处理系统温室气体的直接排放源为污水处理过程中有机物的降解与转化，再分别对污水处理中各过程有机碳及有机氮的转化过程进行追踪，建立质量平衡式，明确了污水处理过程中有机碳的生物降解过程及有机氮的硝化反硝化过程为温室气体的直接排放源。

根据污水处理系统的温室气体排放与碳减排的实际情况，将污水处理系统中由于植物碳汇及降低能耗所引起的温室气体减排也纳入到温室气体清单范围内，将污水处理系统中的温室气体排放分类具体到五类，分别为：物质类温室气体排放、能耗类温室气体排放、物耗类温室气体排放、碳汇类温室气体回收及资源类温室气体回收。

参考文献：

［1］高广生.气候变化的本质与应对策略［J］.今日国土，2012（5）：2427

［2］黄耀.中国的温室气体排放、减排措施与对策［J］.第四纪研究，2006，26（6）：722732

温室气体来源篇2

2010年，城市集中了全球50%以上的人口，到2050年，这一比例会达到70%[4]。城市占地球表面不到1%，却消耗世界约75%的能源。城市是人口、建筑、交通、工业、物流的集中地，也是能源消耗的高强度地区(见图1)，因此必然成为温室气体排放的热点和重点地区。大城市气候领导集团(C40)的研究报告认为，城市排放了世界80%的人为温室气体，尽管这一结论存在一定争议(IEA认为约为71%[1])，但是城市温室气体直接排放和受城市地区消费引发的间接排放总量无疑是非常巨大的。

全球城市化进程对全球温室气体排放有着显著影响。图2显示了全球排放和城市化率的关系，两者之间有很强的正相关性。UN-HABITAT认为全球温室气体排放增长和城市化快速进程的一致并非耦合，而是有着深刻的联系，城市聚集了大量人口，经济活动强度大，能源利用量大，因而城市发展对全球温室气体排放有着强劲的驱动[4]。O'Neill等人[5]研究认为城市化仍然会显著影响未来全球排放。一些发展中国家，特别是中国和印度，城市人口增长可能导致高达25%的排放量。这在很大程度上是由于城市劳动力的高生产力和高消耗偏好导致了高的温室气体排放。

2　城市温室气体清单研究综述

城市尺度上温室气体清单研究始于20世纪90年代，由于西方发达国家城市自治性很强，所以城市在碳减排方面非常活跃，清单编制越来越受到重视，并且成为城市积极应对气候变化和低碳发展的关键步骤。温室气体清单对于城市有如下作用：①准确掌握城市能源利用中的低效和不足，发现节能和碳减排空间；②明确自身城市在国际、国内城市低碳经济中的定位和优劣势，确定今后低碳重点发展方向；③制订清晰、明确的低碳城市路线图，确保城市实现碳减排的可测量、可报告和可核查(MRV)；④积极开展教育宣传，引导城市公众和温室气体排放涉及者认识自身活动对于城市温室气体的贡献，提高低碳意识。

图1　2005年世界能源消耗和温室气体排放(城市和非城市)[1]

Fig.1　World energy consumption and carbon emission in 2005(urban and non-urban)

注：图中柱体代表各类能源占总能源消费比例，点代表城市的各类能源利用的温室气体排放。

图2　世界排放和城市化(1965-2009年)[6-7]

Fig.2　World emission and urbanization(1965-2009)

早期城市温室气体清单方法都是沿用政府间气候变化专门委员会(IPCC)国家清单方法，此后逐渐出现了专门研究城市温室气体清单的组织和机构。全球地方环境理事会(ICLEI)探索并建立了适合城市特色的温室气体清单编制体系和方法，经过不断完善，当前已经被国际上的城市广为接受，成为主流城市温室气体清单编制方法，但其主要是针对企业层次的，因而涉及温室气体排放链条很长，在城市尺度上很难操作。C40组织选择典型城市作为案例，研究其温室气体清单，并且选择典型的部门、行业进行深入研究，提出具有可操作性的政策和措施，分析措施的有效性。C40在建筑、交通等领域温室气体清单及减排方面具有很多成功经验，逐渐成为全球范围研究城市气候变化和温室气体的重要组织。中国北京、上海、香港等城市先后参加了2005年和2007年C40峰会。

不少研究者也对城市温室气体清单进行了研究和探索。以Kennedy为首的研究团队提出城市与外界物质、能量交换较大而需要采用独立的清单体系[10-11]。Kennedy的城市温室气体清单体系较为完整，不仅包括ICLEI建议的范围，而且包括水运和航空排放(这部分涉及大量的跨境排放)(见图3)，同时对城市道路交通的跨境排放问题提出了解决方案。此外，该清单体系还包括燃料的上游排放(即燃料生产导致排放)。Kennedy选择了10个典型城市进行实证分析，认为气候、资源可获取程度、电力、城市设计、废弃物处理等都对城市温室气体排放有着显著影响；城市的地理位置对其温室气体排放有着至关重要的作用[12]。Dhakal研究了东京、首尔、北京、上海的温室气体排放，采用的清单方法包括外调电力和采暖因素，和ICLEI的方法一致。研究发现4个城市的人均能源利用都有趋同表现(1990-1998年)，约1.3t-1.6t标准油/人，但是北京和上海的人均CO[，2]排放量却明显高于东京和首尔[13]。Glaeser等采用了类似ICLEI的方法体系，核算美国66个大城市温室气体排放，发现城市汽油消费量和城市人口大小的对数有较强的线性相关性；家庭天然气消费量(采暖为主)和1月份温度有较显善的线性相关性；家庭用电量和7月份温度有较显著的线性相关 性。温室气体排放量和土地利用政策之间存在很强的相关性，许多地区建立严格的政策限制一些产业的发展，使得排放朝向高碳排放地区聚集。城市排放水平明显低于城市郊区，城市—郊区之间的碳排放差异在老城市例如纽约更加明显[14]。Norman等认为城市温室气体清单还应该包括建筑材料使用等全生命周期的排放，发现城市交通是最重要的减排温室气体方向，而建筑是降低能耗的重要方向。同时，疏松型城区的人均能源消耗和温室气体排放是密集型城区的2.0-2.5倍[15]。

Ramaswami等人提出了混合型生命周期碳足迹清单体系，并对城市与周边的跨界交通(道路和航空)的温室气体排放分配问题做出了详细论述。

Dodman等对ICLEI的清单方法提出异议，尤其对电力和供热的归属问题提出异议，并且提出了不同的清单方法，其结果是全球城市温室气体排放还不到人为排放的一半，许多城市人均排放量低于其国家人均排放量。

从上述学者的研究可以看出，对于城市碳排放问题，不同的研究方法，研究结果相差很大，尤其城市是一个高度开放的实体，其与外界的能源、物品交换强度很大，因而对于城市排放的不同界定，会导致城市排放水平的很大差异。对比当前国际城市主要采用的方法体系(见图3)，总体趋势是，绝大部分城市在核算自身温室气体排放时，都考虑外部电力和热力供应所导致的温室气体排放，即世界地方环境理事会(The International Council for Local Environmental Initiatives，ICLEI)提出的主要考虑尺度1+尺度2+外部垃圾填埋的温室气体排放。全球已经有68个国家的1 200个城市采用ICLEI方法编制了城市温室气体清单。许多研究基于这种清单方法提出了较为系统的城市碳预算方案[20]。

图3　城市温室气体清单体系范围比较[8-10]

Fig.3　Comparison of measures for city greenhouse gases inventory

中国城市温室气体清单研究起步较早，但发展缓慢。1994年，中国与加拿大政府开展了北京市温室气体排放清单研究，并较为全面地核算了北京市1991年温室气体排放清单[21]，但此后一直缺乏城市清单的研究文献。近几年城市清单研究逐渐增加，蔡博峰等人初步提出了城市温室气体清单研究方法，并且针对重点排放领域推荐了排放因子[22]。张晚成等人利用城市清单体系核算了上海排放[23]。陈操操等人对城市温室气体清单方法做了较为详细的评价和总结，并且对比了城市清单和国家清单的异同[24]。蔡博峰探讨了中国城市温室气体清单研究存在的不足和困难，并提出了初步建议[25]。

3　城市温室气体清单研究特点

城市温室气体清单相比国家温室气体清单而言，从编制模式、覆盖领域和针对性等方面都具有自身特色，这些特色也意味着国家清单方法体系(IPCC方法学指南)并不能适用城市温室气体清单编制的需要。

城市温室气体清单方法学早期借鉴了大量国家温室气体清单编制的方法，尽管后期在清单基础方法学、排放因子等方面很难有突破和创新，但在原则、技术路线和方法体系上却体现了城市的自身特点。当前，城市温室气体清单方法学和国家温室气体清单方法学的差异主要体现在如下几点。在编制模式上，由于城市和外界有着大量的能量和物质交流，城市往往采用消费模式，区别于国家清单的生产模式。国际城市清单中往往包括了由于外调电力和供暖带来的间接排放，即发生在城市地理边界以外生产城市用电和热力的温室气体排放。在覆盖范围上，城市清单往往比较简单，特别是发达国家城市，几乎没有农业问题，工业比例也很小，所以能源供应、建筑和交通以及废弃物处理往往是城市清单的主要内容。在针对性和灵活性方面，城市温室气体清单编制灵活、针对性强。国家温室气体清单编制的一个重要目的是为国家宏观制定减排政策提出科学支持和国际温室气体排放对比与谈判，因而国家清单相对比较规范和严格。而城市清单为了提高针对性，往往在组织结构上更加灵活。其提出的政策直接到技术层面，可核查性、可测量性和可报告性都很强，其温室气体减排的实现依赖于城市公众的参与和监督[25]。但城市清单的灵活性某种意义上影响了国际城市之间温室气体排放的可对比性。

4　国内城市温室气体清单研究的不足

中国当前的低碳城市发展很快，但城市温室气体排放清单研究却相对滞后，主要是存在着两个核心问题。其一，城市排放清单方法体系不完善，其中边界、范围等关键问题尚未解决。绝大部分城市尚未编制较为全面的城市温室气体排放清单。许多城市依然沿用IPCC的方法核算温室气体排放，而IPCC方法不适用于城市尺度已经是国际共识。此外，发达国家城市排放清单都包括尺度1和尺度2水平，而我国当前已经编制的城市清单基本相当于尺度1水平，城市清单内容相比国际规范有较多残缺。由于核算方法的混乱，导致中国同一城市出现多种温室气体排放量，极不利于科学研究和政府决策。其二，无法核算真正城市意义的温室气体排放水平。中国城市和西方国家城市有较大差别，后者是专为城市而设立的一种建制类型，同行政区划并无必然联系。它突出了人口聚集点的概念，核心部分是城市建成区。而中国城市是一种行政区划建制，包含大量的农村、林地等非城市建设用地。因而中国城市更类似一种区域概念。对中国城市的特征，Montgomery也提出其不同于西方城市，并且建议将以建成区为核心的地区作为城 市加以重点研究[26]。这种城市排放清单很大程度上失去了城市特色，变为与省/区域排放清单性质一致，因而无法有效支持中国低碳城市的积极发展。同时也使得中国城市温室气体排放水平很难直接与发达国家城市排放做直接比较，也不利于最大限度地借鉴西方城市低碳化发展的成功经验。发达国家估算的城市温室气体排放占国家排放比例约在70%-80%，而在我国当前的情况，城市温室气体排放总量等于全国排放总量，城市这一极为重要的低碳发展因素无法突出其应有特色。

中国城市温室气体排放清单的不足严重制约了我国低碳城市发展，甚至可能误导城市低碳发展方向。研究解决上述两个中国城市碳排放清单核心问题，有利于规范我国城市温室气体排放核算方法，准确把握我国真正城市意义的温室气体排放水平和特征，澄清城市温室气体排放的一些误区和错误观点，并为低碳城市发展和政府决策奠定坚实基础。同时，清晰、明确的城市温室气体排放清单方法体系，便于城市之间以及城市自身时序上的比较分析，支持政府出台有效的政策措施，并建立相应的核查机制。

5　中国城市温室气体清单编制方法

鉴于中国城市温室气体清单存在的问题和不足，以及当前的研究现状，本研究提出中国城市温室气体清单编制方法，以供研究者和决策者参考。方法介绍侧重城市清单的特色内容，排放因子等技术要素与IPCC一致，所以不作介绍。

5.1　清单边界

中国城市清单边界问题是城市清单体系中较为重要的一个问题。主要原因是中国城市地理边界不明确。西方城市的核心和主要部分是城市建成区，其强调的是城市自治，而不是行政区划等级。由于中国城市的特殊性，本文提出狭义城市的清单边界，以区别于我国当前城市市域范围(城市行政区域)的清单。狭义城市是指包括城市建成区90%面积的最小市辖区/县范围。许多研究城市的学者把市辖区作为狭义城市的概念，但县升区的参考标准主要是整体经济水平，因而会把一些经济体量很大的农业县包括进来，例如北京市怀柔、平谷、门头沟、房山等区，其包括了大量的农村地区和非城市建成区。所以依据市辖区很容易高估狭义城市的面积。事实上，城市建成区是城市的最佳表征，然而城市建成区同城市行政区划并不完全重合，导致数据口径无法统一，难以完成数据收集和积累。

中国城市温室气体清单体系中，可以同时核算城市市域范围内(城市行政区域)的温室气体排放，和狭义城市温室气体排放。我国地级以上城市基本都有较为完整的市域范围内的公开统计数据，因而可以支持城市市域排放清单的编制。着重考虑狭义城市温室气体清单，可以突出城市意义和特色，真正指导中国城市低碳发展，同时也提高中国城市与西方城市温室气体清单的可比性，有利于中国最大限度地借鉴西方城市低碳化发展的成功经验。

排放源的归属问题在西方城市比较显著，因为西方城市中的私人公司或者是私人入股公司占据绝大多数。因而西方城市处理排放源归属问题往往分为运行控制(Operational Control)和金融控制(Financial Control)两类。运行控制是受市政府各项政策法规直接管理的，但其经营和财务关系未必完全受当地市政府控制。而金融控制符合国际财务会计标准，即对于一个排放源实体具有完全的金融管理权利。中国城市温室气体清单可以以行政管辖为边界，即相当于西方城市的运行控制，符合我国城市对企业的管理和统计口径。此外，由于西方城市的行政自治和民主管理的特点，城市温室气体清单都分为全市排放清单(Citywide Inventory)和政府排放清单(Government Inventory)，后者属于前者，但单独列出。政府排放清单主要包括政府部门的用电、采暖、用水、交通、废弃物等，之所以单独列出，是因为全市和政府部门减排的措施有很大不同。对于政府部门的温室气体排放，完全可以采取强制手段进行减排，而对于城市水平的排放，政府只能通过政策鼓励或者财税刺激等市场方法，要想采取强制手段，必须通过地方立法，其操作和实施都较为困难[25]。这一点和我国倡导和实施的绿色政府比较相近，可以充分借鉴。

5.2　清单范围

清单范围是指清单所包括的温室气体排放过程，主要指本地排放和异地排放，即直接排放过程(本地排放)和间接排放过程(异地排放)。具体可分为三个尺度(见图3)。①尺度1：所有直接排放过程，主要是指发生在清单地理边界内的温室气体排放过程。②尺度2：由于电力、供热的购买和外调发生的间接排放过程。以用电为例，大部分城市的电力依靠购买或外调，所以并不直接产生温室气体排放，但可能所购电力来自火力发电，而火力发电产生温室气体，所以这部分温室气体算为城市间接排放。③尺度3：未被尺度2包括的其他所有间接排放。这一尺度所包括的范围很广，包括城市从外部购买的燃料、建材、机械设备、食物、水资源、衣物等等，生产和运输这些原材料和商品都会排放温室气体[25]。

建议中国城市温室气体清单需要同时包括尺度1和尺度2，暂不考虑尺度3排放。这样中国城市编制清单相当于采用了生产+消费的混合模式，即在核算清单时，首先核算城市直接排放(生产模式)，然后将外调电力和供暖导致的温室气体排放计入城市本身排放(消费模式)。国际上绝大部分城市都是采用这一“混合”模式编制温室气体清单。

6　案例对比研究

选择北京市和纽约市，基于前文所述的城市温室气体清单原则和方法体系，对比分析两个城市的温室气体排放特征。根据前面所述的狭义城市，北京市包括城市建成区90%面积的区/县共6个，分别为东城区、西城区、海淀区、朝阳区、石景山区和丰台区。

本研究对比了2个城市的排放水平。北京市市域的碳排放清单可以基于能源统计年鉴核算，但狭义城市的碳排放清单却缺乏数据支持，没有公开出版的北京市各区县的能源利用情况。因此，只能采用其他数据途径。欧盟和荷兰环保局联合开发了全球0.1°×0.1°(中纬度地区约10km)温室气体排放空间网格数据库，当前已经更新至EDGAR version 4.1版本(2005年)，该数据库是迄今为止全球水平上空间精度最高的温室气体排放数据库。EDGAR排放源数据主要来源于IEA的排放点源数据库，比较全面地核算了区域空间排放信息，非常有利于我们利用该数据计算狭义城市直接排放水平。因此，基于EDGAR数据库，直接核算北京市2005年狭义城市的直接(尺度1)碳排放量为4 473万t。然而北京市 狭义城市间接(尺度2)排放量的估算较为困难，只能基于北京市市域直接排放和间接排放的比例来推算。

根据中国能源统计年鉴[27]、北京市统计年鉴[28]和IPCC排放因子[29]，2005年北京市域排放量为1.413亿t，其中直接排放1.012亿t，间接排放(电力调入量为357.69亿KWh时，2005年无热力输入)0.401亿t，间接排放占直接排放的39.62%。其中，外调电力排放因子取值为1.1208 t /MWh，该值来源于国家2007中国区域电网基准线排放因子中的华北区域电网电量边际排放因子OM(其计算数据基于2004-2006年《中国能源统计年鉴》)。根据北京市市域间接排放和直接排放的比例关系，以及北京狭义城市直接排放量，可以推算北京市狭义城市的间接(尺度2)碳排放量为1 772万t。北京市和纽约市的温室气体排放对比见表1。

温室气体来源篇3

通讯作者：齐晔，博士，教授，博导，主要研究方向为气候变化政策。

基金项目：美国能源基金会项目“中国低碳经济研究”（编号：G-0911011739）；清华大学自主科研计划学科交叉专项“我国低碳发展若干问题研究”（编号：20101082050）。

摘要本文从食物全生命周期环节、温室气体类型、温室气体直接排放源三方面系统分析了1996-2010年我国食物全生命周期温室气体排放特征。从食物生产和消费角度，确定我国饮食结构的转变、化肥高投入的传统农业生产模式、食物损失浪费三大趋势是导致食物全生命周期温室气体排放增长的主要因素。并提出转变食物消费方式，实现营养均衡膳食结构，减少不必要的肉类消费；生产方式上逐步实现从传统农业向有机农业的转变；加强宣传引导，最大限度减少食物餐桌浪费，同时加强食物物流环节基础设施建设，将分销配销过程的损耗降至最低。通过食物生产和消费方式的转变与技术进步相结合的方式，构建出适于我国的绿色、低碳、可持续的农业生产和食物消费模式。

关键词食物；全生命周期；温室气体；饮食结构

中图分类号X24文献标识码A文章编号1002-2104（2013）07-0070-07doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2013.07.011

全球农业生产过程的能源消费碳排放、甲烷和氮氧化物排放占温室气体排放总量的11%-14%，农业成为全球温室气体主要排放源［1］。农业生产目的是提供人类生存必须的食物，从食物生产到消费的全过程看，服务于农业生产的化肥等投入品生产和运输过程，食物从田间到餐桌的运输、储藏、烹调过程均排放大量温室气体。

在气候变化的大背景下，国际社会尤其是发达国家已开始关注食物全生命周期过程的温室气体排放。美国、英国食物全生命周期温室气体排放分别占各自排放量的15%、19%，人均年排放量分别为3.1 tCO2-eq和2.7 t CO2-eq，欧盟25国和澳大利亚比例高达31%、30%［2-5］。国外研究显示，食物全生命周期温室气体排放与饮食结构、消费习惯关系密切。饮食结构的影响源自不同类型食物的温室气体排放系数差别较大。美国环境工作小组计算了美国各种食物全生命周期温室气体排放，动物性食物温室气体排放系数远高于植物性食物［6］。BernersLee研究显示英国的饮食结构是造成温室气体排放较大的原因，提出若以奶制品替代肉类甚至向素食转变可减少食物全生命周期排放的22%-26%［7］。随着消费水平的提高，餐桌食物浪费与日俱增，全球有1/3的食物被浪费掉，相应带来5%的不必要温室气体排放。国内尚未开展食物全生命周期温室气体排放的系统研究，从减缓气候变化方面多集中在技术层面，探讨减排途径、减排潜力及农业增汇措施［8-9］。对影响食物全生命周期温室气体排放的主要影响因素、各因素之间的内在联系及宏观发展趋势缺乏深刻认识。

本文系统分析了1996-2010年我国食物全生命周期温室气体排放特征，分别从食物生产和消费角度分析食物全生命周期温室气体排放增长的主要因素及潜在影响，旨在为政策制定和决策者提供参考依据。

1研究方法及数据

1.1食物全生命周期温室气体排放途径

食物全生命周期温室气体排放类型包含化石能源相关CO2排放及投入品生产、农业生产过程的非能源相关CO2、CH4、N2O排放（见图1）。

化石能源相关CO2排放来自农业投入品生产、农场/农户生产、农产品及食品加工制造、分销配销过程的运输冷藏、烹饪环节。农业投入品生产排放包括化肥、农药、农业机械折旧、农膜、饲料生产过程排放。

农业生产过程非能源相关CO2排放来自化肥（尿素）施用过程；CH4排放来自水稻种植、畜禽养殖的肠胃发酵及粪便管理过程排放；N2O排放来自化肥施用、畜禽养殖粪便管理过程排放；此外，化肥（硝铵类）生产过程也排放N2O。

图1食物消费全生命周期温室气体排放途径

Fig.1The greenhouse gases emission route of food

consumption during the life circle

注：植物性食物指粮食作物、油料、糖料、蔬菜、水果等经济作物；动物性食物指肉类（猪肉、牛肉、羊肉、禽肉）、蛋、奶、水产品。

1.2温室气体排放核算方法

王晓等：食物全生命周期温室气体排放特征分析中国人口・资源与环境2013年第7期1.2.1能源相关CO2排放

能源相关CO2排放根据化石能源消耗量、能源结构及各类能源的CO2排放系数计算。各环节能源消耗相关温室气体计算方法如下：

CO2i=Ei×∑nj=1pj×fi

式中：i表示食物全生命周期的农业投入品生产、农场/农户生产、加工制造、分销配销、烹饪环节；Ei表示i环节化石能源消费量，tce；j表示各环节所消耗的能源类型；pj表示j能源消费量占比； fj表示j能源的CO2排放系数，tCO2/tce。

（1）农业投入品生产能耗量及能源结构：假设技术锁定，以“十一五”期间平均能耗水平推算1996-2005年各产品生产化石能源消费量。①农药：生产1 t农药能耗约3 tce［10］；②农膜：生产1t聚乙烯消耗1.009 t乙烯，521 kWh电力，“十一五”吨乙烯生产平均综合能耗为1 007 kgce，即生产1t农膜能耗1.12 tce；③农业机械折旧：农业机械用材90%为钢铁，以钢铁能耗核算。农业机械钢铁用量由各类农机使用年限、数量及重量计算。“十一五”吨钢综合能耗707 kgce/t；④化肥：按氮、磷、钾肥分别计算。磷、钾肥生产以电力消耗为主，每生产1 t P2O5、1 t K2O分别消耗2 512 kWh、2 225 kWh。氮肥生产根据氮肥种类、大中小型企业比例及产品单耗、能源结构综合估算1 t氮肥（折纯）生产排放6.49 tCO2［11］。根据各年氮、磷、钾肥消费结构推算化肥生产温室气体排放［12］；⑤饲料：生产能耗包含在“农副食品加工业”统计中。

农药、农膜生产能源结构对应能源统计的化学原料及化学制品制造业，农业机械折旧能源结构对应黑色金属冶炼及压延加工业。

（2）农场/农户生产能耗量及能源结构：能源统计综合能源平衡表的农、林、牧、渔业终端消费量。

（3）加工制造能耗量及能源结构：能源统计的农副食品加工业、食品制造业、饮料制造业、烟草制品业能源消费量。

（4）烹饪能耗量及能源结构：清华大学建筑节能中心数据，我国每平方米建筑面积每年用于炊事的能耗量为1.5 kgce。城市能源结构以天然气为主，农村仅考虑商品能源消耗部分（不包括秸秆薪柴），能源结构对应能源统计综合能源平衡表的农村生活用能。

温室气体来源篇4

在《2006年IPCC国家温室气体清单指南》第四卷《农业、林业及其他土地利用》中[1]，农业温室气体主要涉及农田、牲畜和粪便管理，管理土壤中的排放和石灰与尿素使用过程中的排放3类，林地、草地、湿地等土地利用及变化归入土地利用、土地利用变化与林业类(LULUCF)。其中农田排放主要包括仍为农田的农田、转化为农田的土地排放，以及水稻种植中的排放；牲畜和粪便管理主要包括肠道发酵引起的排放，粪便管理系统中的和排放。具体到特定的国家，计算农业温室气体排放的范围主要考虑：①该项农业活动是否为主要排放源？②该项农业活动及排放参数是否可得？在2004年发布的《中华人民共和国气候变化初始国家信息通报》中[2]，我国主要计算了稻田排放，由径流和淋溶引起的农田间接排放，动物肠道排放，动物粪便管理系统中的和排放。2010年印度发布的“India：Greenhouse Gas Emissions 2007”中[3]，农业排放主要计算了动物肠道和粪便管理中的和排放、稻田排放、农地管理中的间接和直接排放以及农作物残余物燃烧排放。

IPCC提供的温室气体清单指南中，农业温室气体排放主要计算的是农业生产活动过程中产生的温室气体，如水稻种植和动物肠道产生的，不包括化肥、能源、农药、农膜等投入物生产过程包含的温室气体。IPCC这样确定计算范围主要是为了真实了解一国因人类活动产生的温室气体量，防止部门间重复计算，这一计算范围不能全部反映因农业活动产生的温室气体。化肥、农用能源等投入是由农业消耗的，因生产化肥、农用能源等投入而产生的温室气体排放无疑应计入农业活动中。

本文将分析减排对中国农业的影响。一旦国际社会达成削减温室气体的协定，煤、石油等石化能源使用将受到限制，化肥、能源、农药、农膜等物资的价格将上升，农业生产成本将被推高。因此，本文不仅计算了IPCC推荐的农业生产过程排放，而且计算了化肥、能源、农药、农膜等投入物的排放。具体包括：水稻种植排放的及稻田因化肥施用排放的，猪、奶牛、黄牛、水牛、马、驴、骡、骆驼、山羊、绵羊肠道排放的，粪便管理中排放的和，家禽、兔粪便管理中排放的和，土壤管理中直接和间接排放的，化肥施用过程中排放的和，以及化肥、农用能源、农膜、农药等投入物包含的排放。

本文计算农业温室气体的方法采用了IPCC推荐的方法1，主要排放参数、调整系数、转换系数、及部分排放计算公式来自《2006年IPCC国家温室气体清单指南》。水稻种植的排放系数按公式(1)计算：

动物肠道排放因子直接来自IPCC，其中奶牛按年产奶量进行调整；动物粪便管理排放因子来自IPCC，其中猪、奶牛、马、驴、骡、山羊、绵羊、禽类的粪便排放因子按寒冷地区、温暖和热带地区每类动物所占的比重进行加权计算；动物粪便管理排放因子来自胡向东、王济民的研究；农膜排放因子根据1t氯乙烯消耗多少吨乙烯，1t乙烯排放多少吨，加上氯乙烯生产过程中排放的计算，其中转换和调整参数、过程排放因子来自IPCC。需要指出的是，化肥和农药生产过程中的排放系数取自欧洲国家平均水平。由于发达国家化工技术更高，原料和燃料主要使用天然气、石油而不是煤，因此以这两个参数计算的化肥和农药生产的温室气体排放量可能低于中国的实际水平。

耕地面积、水稻种植面积、牲畜数量、化肥施用量、农药和农膜使用量等农业生产活动数据来自《新中国农业60年统计资料》，《中国统计年鉴》，《中国农业年鉴》，《中国畜牧年鉴》；农业各类能源消耗来自《中国能源统计年鉴》；生猪散户养殖和规模养殖的比例和天数、水稻每亩施氮肥量、每公顷粮食生产利润等数据来自《全国农产品成本收益资料汇编》。生产周期限大于1年的牲畜数量按存栏计算，少于1年的牲畜数量按出栏计算，同时根据IPCC推荐的年均饲养量作调整，调整的公式如下：

其中：AAP为年均饲养量，Alive_Days为牲畜生长期，NAPA为每年生产的牲畜数量。

2　农业温室气体排放现状

如表1所示：2009年，中国农业总计排放温室气体158 557.3万t 当量，比1980年增长52.03%，年均增长1.46%。其中，排放1 864.97万t，相当于39 164.32万t ，占总排放的25%；排放266.68万t，相当于82 670.24万t ，占总排放的52%；排放36 722.74万t，占总排放的23%。与1980年相比，排放的比重下降了4个百分点，排放比重保持不变，排放比重上升了4个百分点。在2009年排放的中，水稻生产排放占36.42%，畜牧生产排放占63.58%；在排放的中，畜牧生产排放占21.54%，因化肥施用排放占21.05%，土壤管理排放占57.41%；在排放的中，因能源使用排放占36.28%，因化肥施用和生产排放占58.87%，因农药使用排放占4.1%，因农膜使用排放占0.8%。

按来源分析，在2009年排放的温室气体中，水稻种植排放14 264.45万t，占9%；畜牧生产排放42 709.94万t，占26.94%；土壤排放47 457.81万t，占29.93%；化肥、能源、农药、农膜等投入排放54 125.11万t，占34.14%。较1980年，水稻种植排放下降了4 070.43万t，所占比重下降了8.58个百分点；畜牧生产排放增加了21 464.78万t，所占比重上升了6.57个 百分点；土壤管理排放增加了8 757.15万t，所占比重下降了7.18个百分点；化肥、能源、农药、农膜等投入排放增加了28 110.81万t，所占比重上升了9.2个百分点(见表2)。

水稻排放的温室气体下降源于稻田种植面积缩减。2009年，水稻种植面积为2 962.69万，较1980年减少了12.55%。稻子种植属劳动密集型产业，随着工业化和城市化，更多的农村劳动力在农业部门外就业，种植水稻的劳动成本上升，南方部分地区将双季稻改为单季稻，部分低产水田则完全退出耕种，出现李嘉图效应。在2009年畜牧业排放的温室气体中，黄牛比重最高，占41.96%(见表3)；其次是生猪，占16.72%。在畜牧业中，温室气体排放增长最快的是奶牛，1980-2009年间增加了21.78倍；其次是兔，增加了12.87倍；接下来是家禽、黄牛、山羊、猪、绵羊，分别增加了7.41倍、1.33倍、86.74%、66.5%和25.7%。水牛排放的温室气体基本保持不变，而马、驴、骡、骆驼等排放的温室气体下降，1980-2009年，水牛、马、驴、骡、骆驼5种动物排放的温室气体下降了3.23%。奶牛、兔、家禽、黄牛、山羊、猪、绵羊主要提供肉、奶、蛋等动物蛋白，居民消费水平提高后其需求必然上升，而水牛、马、驴、骡、骆驼属于役畜，在农业机械化过程中逐渐被机器代替。

由化肥、能源、农药、农膜等投入产生的温室气体中，化肥构成主要排放源，2009年占72%。其次是能源，占25%；农药、农膜分别占3%和1%。1980-2009年，化肥排放增加了103.92%，年均增长2.49%；能源排放增加了143.96%，年均增长3.12%。尽管化肥、能源等投入产生的排放目前已是农业温室气体最大的排放源，但这些投入大大提高了粮食产量，节约了土地，减少了役畜，从而降低了土壤和畜牧引起的排放。而且，因化肥施用引起的排放自2006年以来趋于平稳，中国农业基本上已最大限度地利用了化肥的生产潜力。

如果按照IPCC确定的范围，只计算农业生产活动排放的温室气体，2009年农业排放为126 705.59万t，比1980年增加了45.3%。如图1所示，活动排放占农业实际排放的比重从1980年的84%降至2009年的80%，而投入排放的比重在此期间从16%上升至20%，再次说明投入物已成为农业温室气体排放的重要来源。

图1　1980-2009年农业生产活动和农业投入排放所占比例

Fig. 1　Percentage of Process Emission and Input Emission from 1980 to 2009

3　农业温室气体排放效率

国际社会一旦达成温室气体减排的协议，排放额度便成为稀缺资源。如果存在统一市场，可预期温室气体排放额度将因竞争使用而形成统一的国际市场价格，单位温室气体排放在各行业、各地区将产生相等的边际收益。在传统的土地、资本、劳动力要素之外，单位温室气体排放产生的收益，即排放效率将成为决定农业是否具有比较优势的另一重要因素。如果农业排放效率低于其他行业，有限的排放额度将流向其他行业；如果中国农业排放效率低于其他国家，农业将进一步丧失比较优势，中国将进口更多的农产品。

按1978年为基期的可比价格计算，2009年农业GDP排放的温室气体为2.98kg/元，仅相当于1980年的39.21%。粮食排放的温室气体为1.5kg/kg，较1980年下降了30.56%。其中，稻谷、小麦、玉米排放的温室气体分别为1.67，1.25，1.13kg/kg，较1980年下降了29.83%，44.44%，18.12%(见表4)。表5是不包括饲料等投入排放，肉、蛋、奶生产过程排放的温室气体。肉类中牛肉排放温室气体最高，2008年达28.54kg/kg；羊肉次之，15.5kg/kg；禽肉最少，0.54kg/kg；猪肉和兔肉分别为1.49kg/kg，1.39k/kg。牛奶排放的温室气体为1.04kg/kg，禽蛋为0.83kg/kg。除禽蛋略有增加外，1985-2008年，单位肉类与牛奶排放的温室气体都有较大幅度降低。特别是牛肉，23年间下降了85.81%。

粮食、肉、蛋、奶等必需品的温室气体排放效率提高主要取决于技术进步和生产效率提高。以水稻种植为例，1980-2009年，中国水稻种植面积减少了12.55%，但由于杂交等育种技术突破，化肥、农膜、能源等高效投入增加，抛秧等技术推广，每公顷稻谷产量由4 130kg增至6 585kg，单产提高了59.44%，总产量增加了39.45%。再以生猪为例，1980年，散户养殖生猪的出栏天数为302d，规模养殖为238d。由于品种改良，饲料质量提高，饲养技术改进，2009年散户养殖生猪的出栏天数降至163d，规模养殖降至141d。如果2009年仍保持1980年的技术条件，生猪排放的温室气体将达13 939.52万t，比目前的7 142.37万t高出95.17%。

4　减排对中国农业的影响

2009年，中国因粮食生产而排放的温室气体达79 764.83万t，占农业温室气体排放总量的50%，高出畜牧业排放将近1倍，以粮食生产为例说明减排对中国农业影响是合适的。生产粮食的农田既是温室气体排放源，也可成为储存地。如果将农田退耕还林，不仅可以避免因施用化肥农药、翻耕土地引起的排放，而且可以利用森林吸收，形成碳汇。

《2006年IPCC国家温室气体清单指南》第4卷提供了不同气候带每公顷人工林每年可储存的干物质量，以及干物质中含碳的比例，根据已有的参数和中国热带、亚热带、温带和北方温带所占耕地面积比重，计算得出全国平均每公顷人工林的碳汇为3.26t，相当于11.95t 。如果将1999-2008年10年间平均7.48t作为目前每公顷粮食生产排放的标准，意味着：将那些生产一季粮食的耕地植树后，每公顷土地可减少排放19.43t；将那些生产两季粮食的耕地植树后，每公顷土地可减少排放26.91t。

根据2010年《全国农业品成本收益资料汇编》，2004-2008年间，生产50kg粮食平均可得利润19.98元，相当于每公斤粮食得利润0.4元。如果全球一致减排后出现了交易市场，且农民可在种粮和植树储存之间自由选择，价格便成为农户生产决策的重要依据，严重影响播种面积和粮食产量。假定价格为40元/t，则种植一季粮食的耕地每年每公顷可获碳收益777.2元，种植两季粮食的耕地每年每公顷可获碳收益1 076.4元，两者分别相当于1 943kgt和2 691kg粮食的利润。也就是说，那些每公顷产量低于1 943kg的单季产粮耕地、及每公顷产量低于2 691kg的双季产粮耕地将退出粮食生产，成为种植树木的林地。

进一步分析，假定全国种植粮食的耕地产量服从正态分布：

因此，如果存在一个市场价格，根据每公顷耕地排放的数量以及每公斤粮食得利润0.4元，可计算出每公顷耕地获得的以粮食表示的收益。以此 作为随机变量X的一个实现值。同时，根据X的均值μ、方差可计算出Y分布的一个实现值a=(x-μ)/σ。进而，根据标准正态分布函数表，可查到Y≤a的概率，这一概率便是种粮收益低于收益，可能用于植树的耕地比例。

1999-2008年10年间，我国粮食的平均单位面积产量为4 546kg/。我们缺乏关于耕地质量分布的数据，作为模拟说明，以1999-2008年10年间分省的平均单位面积产量作为替代。30个省市中，单位面积产量最高的为上海市6 672.2kg/；最低的为甘肃省3 018.6kg/。以每省10年间平均粮食产量占全国总产量比重为权重，计算的方差等于818 133.9，标准差等于904.51。对于种植双季的耕地，则有μ=9 092，=32 725 358.4，标准差2σ=1 089.02。

以分省粮食平均单位面积产量作为耕地质量分布样本，不仅抹平了省内耕地质量差别，而且也抹平了全国耕地质量差别。根据我们在丹江口库区周边的调查，即使在较少的范围内，不同地块之间粮食产量的区别甚大。因此，以分省平均产量替代耕地的实际产量将低估随机变量X方差，导致分布曲线窄而高，样本粮食产量过于集中在平均值μ附近。

从表6可以看出，对于种植单季粮食的土地，为80元/t将使23.27%的耕地退出粮食生产；当价格为100元/t时，这一比例高达63.31%。对于种植双季粮食的土地，标准差为2σ时，为100元/t将导致8.53%的耕地退出粮食生产，此后随价格提高退耕的比例显著上升；标准差为3σ，为80元/t时，有8.53%的耕地退出粮食生产，100元/t时有19.22%的耕地退出粮食生产；标准差为4σ，为80元/t时，有15.15%的耕地退出粮食生产，100元/t时有25.18%的耕地退出粮食生产。无疑，耕地产量分布的标准差越大，CO[，2]在越低的价格上便可冲击粮食种植。但是，无论何种标准差，一旦价格达到130-140元/t之间，种植双季粮食的耕地将有50%退出粮食生产。这就说明，中国粮食生产利润率过低，较低的价格便严重影响粮食生产面积和产量。

5　结论

本文从农业生产过程和化肥、能源等投入方面计算了中国农业温室气体排放。2009年，中国农业总计排放温室气体158 557.3万t 当量，比1980年增长52.03%，年均增长1.46%。其中，占总排放的25%，占总排放的52%，占总排放的23%。按来源分析，在2009年排放的温室气体中，水稻种植排放14 264.45万t，占9%；畜牧生产排放42 709.94万t，占26.94%；土壤排放47 457.81万t，占29.93%；化肥、能源、农药、农膜等投入排放54 125.11万t，占34.14%。

温室气体来源篇5

一、中国温室气体排放的现状

中国作为最大的发展中国家，其温室气体排放总量仅次于美国。2004年11月9日我国第一次通过官方渠道向缔约国提交了《中华人民共和国气候变化出事国家信息通报》。[1]《通报》内容显示仅在1994年中国的二氧化碳净排放量约为27亿吨。气候的迅速变化给发展中的中国带来了巨大的、难以承受的损失。截至目前，发展中国家二氧化碳排放总量的二分之一以上来自中国，全球二氧化碳排放总量的七分之一来自中国。预计到21世纪中叶，中国的能源消耗将占到全球能源总消耗的六成以上。

二、中国温室气体排放存在的若干问题

自1978年12月十一届三中全会起中国开始实行对内改革、对外开放的政策以来，我国在技术、资金等方面已取得了一定的基础，获得了一些宝贵的经验，但纵观全局仍面临着较多问题。中国目前扔处在粗放型经济增长方式阶段，主要依靠增加资源、资金的投入来增加产品的数量，存在着排放量进一步增长的趋势。而且，中国还需要解决各种社会问题，例如医疗、教育、基础设施建设等众多困难。[2]如果单纯地限制温室气体排放，必将放缓中国经济的增长速度，所以，如何协调控制温室气体排放量和保证经济有序健康平稳发展的问题上值得我们深思。

现阶段我国温室气体排放所要面临的最严峻挑战有以下两点：第一，中国温室气体工业化累积人均排放量少、人均温室气体排放量低；第二，我国温室气体排放总量存在着快速增长的势头。

中国温室气体减排可通过尝试不同的途径得以实现，例如提高陆地生态系统的碳吸收、能源结构优化，能源利用率提高，新型能源的开发利用，改造生活垃圾填埋场地。加快开发清洁能源，太阳能，风电核电等。这方面已经取得一些成果，是最可行的。加快立法，加大监管，淘汰高耗能高排放的企业。国家可以加大对新能源产业的经济补贴，政策支持。 在社会生活中可以提倡低碳生活，提高人民的认识和获取支持。

三、应对中国温室气体排放存在问题的措施

欧盟作为一个区域性经济一体化组织，在温室气体减排方面很值得我们借鉴。在欧盟组织内出台了各种不同的政策与法规来构建温室气体排放制度，从宏观上解读这些内容，我们可以从以下俩方面来加强、加深认识与了解。第一，欧盟的立法机关出台了一系列提升能源利用效率与控制减少温室气体排放的法律法规。第二，部分是欧盟行政机关制定了一系列关于温室气体减排的政策或政策建议。

从欧盟的实例中我们能够得出几点可学之处，来完善改进我国温室气体排放的政策和立法。首先，我们不能“因噎废食”，单纯限制温室气体排放量而置社会发展于不顾。欧盟非常值得借鉴的一点就是其将温室气体削减任务目标与社会经济发展结合在了一起。追求良好的、适宜人类长远居住与生产的环境，是我们的重要目标，但却不是唯一的目标，所以温室气体减排应该是一个理性产物。欧盟温室气体减排在立法阶段就很好地兼顾了各成员国家社会经济长远发展目标与控制温室气体排放的目标[3]。同时，它既体现了保护大气环境的要求，又根据各国能源、资源、技术的现状制定了合理的减排策略。

其次，我们不能“一条腿走路”，应该“双管齐下”，甚至“多管齐下”。所谓多管齐下，是指我们需要借助不同主体，采取不同路径来达成限制排放量这一重要目标。政府应该发挥其宏观的调节、管制功能，作为市场主体的企业应该发挥其能动性与充分的自主性积极参与，同时加大对技术的投入，开发新科技，并将其应用到实际生产过程中，综合作用，互助互补。欧盟在立法中授予了各个成员国增强对温室气体调控管制能力并设定了具体可量化的排放限度。此外，欧盟充分发挥市场调节的杠杆作用来促进减排的实现。他们积极开发能源利用率高的产品，例如欧洲的汽车业自愿与欧盟签订了限制尾气排放的协议。

第三，我们不能脱离实际，政策与法律的制定应该充分地发扬民主，保证程序的合法。中国的民主化有待进一步提高，我们应该更加关注立法制定的公开性、民主性，充分地听取广大人民群众的声音和意见，调动各个群体的参与热情，设定听证会、辩论会等形式，为言路的畅通提供制度保障。只有这样，最终确定实施的目标才有可行性，才不会与实践相脱节。不积跬步无以至千里，只有一个脚步一个脚步地向着民主化迈进，我们才可能在将来的某一天去收获一个拥有广泛共识基础的政策[4]。

中国作为一个负责的大国，在新时代的竞争洪流中，不仅要保持强劲的发展势头，而且也要肩负起属于大国的重要使命和任务，根据共同但有区别的责任原则，我们必须扛起应付的责任。同时，捍卫国家利益也是我们时刻应该牢记的，在国际社会中合作愈加频繁的今天，我们也应该适时“发声”，向世界传达我们的合理诉求，争取更多的国家利益。

参考文献：

[1]于宏源.联合国气候变化框架公约与中国气候变化政策协调的发展[J]世界经济与政治，2005（10）.

[2]张妙仙，林道海.国际碳排放权交易及其对我国的启示[J].行政与法，2010，（11）.

温室气体来源篇6

他认为，建立于2004年的“可再生能源和能源效率合作伙伴关系计划”作为国际机制，仅关注工业领域的能源效率，过于商业化，忽视了广大发展中国家为减少农村生活能源消费、温室气体排放做出的巨大努力，这是该国际机制不够公正的具体表现――没有把一切有利于提高能源效率、减少温室气体排放的努力，全部覆盖在“可再生能源和能源效率合作伙伴关系计划”的支持范围。

殷仲仪指出，在讨论减排目标时，不能忘记历史排放，工业革命以来，发达国家一直是温室气体的主要排放者，而发展中国家的历史排放很少；更不能对发达国家直到今天仍然是温室气体主要来源的客观事实视而不见；中长期减排目标应该是“人均目标”而不是“国家总量目标”。

他警告说，如果仅仅把提高能源效率和“促进可再生能源开发利用作为唯一目标，忽视促进发展中国家的发展这个重要目标，将很难让发展中国家积极主动地参与国际社会减少温室气体排放、共同应对气候变换的国际行动。

根据UNDP今年年初的《人类发展报告2007―2008》，中国作为最大的发展中国家，虽然能源效率比较低，但人均温室气体排放只有美国的18％，日本的39％。德国和英国的39.3％，印度的人均温室气体排放更低。

因此，国际社会不能忽视中国等发展中国家为此付出的巨大努力。殷仲仪介绍说，中国以减少温室气体排放为国标积极开发可再生能源已经取得显著成就。根据不完全统计，2006年中国可再生能源开发利用总量接近2亿吨标准煤，约为当年全国一次能源消费总量的7.5％。

中国正在形成加快可再生能源开发的政治社会氛围。中国各级政府已经逐步认识到，开发利用可再生能源是落实科学发展观、建设资源节约型社会、实现可持续发展的重要途径；充足、安全、清洁的能源供应是经济发展和社会进步的基本保障：从根本上解决能源问题，除大力提高能源效率外，加快开发利用可再生能源是重要的战略选择；同时，快速发展的可再生能源行业属于高新技术和新兴产业领域，已成为中国新的经济增长点。

1990年至2005年间，只有4个发达国家温室气体排放量呈下降趋势，分别是法国、德国、英国和瑞典，而很多发达国家的温室气体排放量有增无减，一路攀高：美国温室气体排放量上升16.3％，澳大利亚上升幅度高达25.6％，加拿大上升幅度为25％。而人口众多的中国，自1990年以来，温室气体排放量上升25.3％。如按人口比例计算，中国温室气体排放量仍然远远低于西方发达国家。

温室气体来源篇7

中图分类号 TK6，X511 文献标识码 A 文章编号1002-2104（2008）03-0048-06

自工业革命以来，化石燃料的使用和土地利用变化使得大气中二氧化碳等温室气体浓度显著 增加，迫使人类开始采取行动减少温室气体排放。作为《京都议定书》的签约国之一，中国 积极应对气候变化，公布了《中国应对气候变化国家方案》，提出要改善能源结构，发展可 再生能源，并明确指出要大力加强农村沼气建设和城市垃圾填埋气回收利用以控制温室气体 排放。

发展农村沼气，不仅可以解决农村能源短缺问题、改善农业生态环境和农村卫生面貌、促进 农村经济发展，而且在减少温室气体排放方面也具有重要作用。由于沼气具有较高的热值， 并能替代煤炭、石油、天然气等化石能源及薪材、秸秆等生物质能源，可减少温室气体排放 ［1,2］。此外，农村户用沼气池通过集中管理人和牲畜的粪便，进行厌氧消化处理 ，从而避免温室气体尤其是甲烷的排放［3,4］。

本文从沼气利用能缓解农村能源短缺问题及减少温室气体排放两个方面出发，利用1991以来 中国农村利用沼气的数据，分析其在农村能源可持续发展和温室气体减排中的作用。

1 农村沼气建设成就

中国农村家庭能源消费约占国家一次性能源消费的16.7%, 广大农村地区由于难以获得商品 性能源, 农村居民66. 7%以上的生活用能依靠传统的生物质能［5］。沼气是一种可 再生能源，在中国广大农村地区得到推广，作为农村炊事、照明等生活用能，成为农村居民 重要的非商品性能源。

我国农村沼气建设起步于20世纪70年代，初期阶段主要是解决农村地区严重的能源短缺问题 ［6］。80年代中后期，为满足广大农民对清洁、方便和低成本能源的需求，沼气 建设以燃料 改进和优质化能源开发为主要目标。进入90年代，沼气技术与农业生产技术紧密结合，形成 了以南方“猪-沼-果”和北方“四位一体”为代表的能源生态模式，随着国家“生态家园 工程”和“能源环境工程”的开展，沼气建设在保护植被资源、农业废弃物污染防治和资源 高效利用等方面发挥重要作用。2002年以来，随着国家“小型公益设施补助资金农村能源项 目”和国债沼气建设项目的实施，农村沼气建设标志着进入了一个新的发展阶段。2005年中 央安排10亿元国债资金继续实施农村沼气国债项目，并将沼气建设与改圈、改厕、改厨相结 合，将沼气技术与高效生态农业技术相结合，改变农民传统的生产和生活方式，形成良性循 环。

2 计算方法

2.1 沼气利用节约的能源量计算

刘?宇等：农村沼气开发与温室气体减排 2008年 第3期首先计算历年生产的沼气能源量，即：以1991年到2005年中 国农村户用沼气建设所产生的沼气量数据为基础，根据沼气的平均低位发热量（20 908 kJ/ m3）、折标煤系数（0.714 kg coal-e/m3）、沼气密度(1.22 kg/m3)依次换算成沼气 的热值、标煤当量、沼气质量。

其次，根据历年农村生活能源消费结构计算出不同能源所占比重，然后由第一步所得 的沼气 能源量按照每年的能源结构比例分配到不同能源，得到每年沼气所替代的能源量。由此可以 分析农村沼气利用对于减少煤炭、油品、秸秆、薪柴、电力等能源的消费情况。

具体来说，以2005年为例，沼气产气量为65.0亿m3，其热值、标煤当量、沼气质量分别为 135 902 TJ、4.64×106 t标煤、7.93×106 t。而根据农村生活能源消费结构，可以计 算出如果没有这部分沼气，农村将消耗更多的其它能源，也就是说，2005年沼气利用节约的 能源量为：秸秆(44 928 TJ)、薪柴(32 057 TJ) 、煤炭(43 839 TJ)、电力(10 220 TJ ) 、成品油(2 834 TJ)、液化石油气(1 279 TJ)、天然气(57.32 TJ)、煤气(38.26 TJ)。

2.2 温室气体减排量计算

沼气使用在节约能源消费的同时，还能够减少温室气体的排放。其一，煤炭、秸秆、薪柴等 农村普遍使用的生活能源的排放因子大于甲烷（沼气的主要成分），因此同样热量的能源消 耗，使用沼气所排放的温室气体较少，如果沼气能替代煤炭等高排放潜力的能源，自然 达 到减少温室气体排放量的效果，减少的这部分温室气体量为ERES（Emission Reductio n from Energy Substitution）；其二，在农村利用沼气过程中，往往通过“一池三改” 实现了人 与牲畜粪便的集中管理，利用其在厌氧环境下产生的沼气，从而避免了分散或露天管理粪便 而逸散到大气中的甲烷，减少的这部分温室气体（主要是甲烷）为ERMM（Emission Reduct ion from Manure Management）。此外，沼气作为生活能源燃烧也会释放出二氧化碳等温 室 气体，这部分温室气体本文称为EBC(Emission from Biogas Combustion)。扣除EBC之后的 ERES与ERMM总和即为沼气利用净减少的温室气体排放量。

ERES的计算参考IPCC推荐的方法，即能源利用导致的温室气体的排放量由能源利用量(FS)及 其排放因子(EF)决定［7,8］：

ERESGHG，fuel=FSfuel×EFGHG，fuel（1）

ERES的计算关键在于排放因子的合理选取，由于不同国家和地区农村生活能源利用效率、炉 灶结构、农民生活习惯不同，因此IPCC推荐的默认值针对不同国家可能会产生较大误差，必 须采用本国甚至本地区的排放因子。Zhang J et al 公布了中国家庭炉灶温室气体的排放因 子 ，通过实验分析了不同能源使用过程中排放的温室气体［9］，本文计算以他们确定 的排 放因子为主，此外，还搜集了其他一些国别的温室气体排放因子［10,11,12］及 2006年国家发改委(NDRC)公布的《关于确定中国电网基准线排放因子的公告》。

由于不同作者提供的排放因子单位不一致，有的是以燃烧的能源量（g gas/kg）为单位，有 的是以消耗的能源热量（kg gas/TJ）,在后者的计算中需要考虑到炉灶的能源利用效率问题 ，因此排放因子需要乘以能源利用效率得到单位能源排放的实际温室气体的量。

农村粪便主要排放的温室气体是甲烷，因此在粪便管理减少的排放量(ERMM)的估算中 ，N2O的排放量可以忽略。农村户用沼气池的原料以人畜粪便为绝大部分，因此，本文以如下公式计算粪便管理过程中甲烷的排放量［8］,具体指标可参看 IPCC报告：

其中，1991-1999年农村每户平均养猪数从2000年中国统计年鉴数据获得，由于每年平均每 户有沼气池的农民家庭养猪数基本不变，故其它年份采用1991-1999年的平均值。对于MCF的 取值，根据中国所处的纬度及其气候特征，采用温带的最低值，农村采用的粪便管理方式一 般是液体/泥浆或者是粪池储存，因此采用IPCC 2006提供的数据MCF=27%［8］。由于 两种管理方式的MCF值相同，可以视为MS全部由一种管理系统，即MS＝1。

此外，沼气的使用过程仍然会排放温室气体，主要的来源是作为生活能源提供者甲烷的燃 烧 会产生二氧化碳和甲烷（由于氧化亚氮的排放量极少本文没有计算），计算方法与ERES的计 算公式相同，由沼气燃烧量与其对应得排放因子决定（见公式1）。

以2005年为例，在各种能源节约量已知的基础上，根据每种能源对应的排放因子（表2）， 并 结合其燃烧效率与低位发热值，利用公式(1)可以计算出CO2、CH4、N2O三种温室气体 的减排量，汇总可知ERES为：秸秆3 801.97 Gg、薪柴2 909.08 Gg、煤炭4 939.55 Gg、成 品油 213.77 Gg、液化石油气78.84 Gg、天然气3.88 Gg、煤气1.62 Gg、电力2 461.54 Gg， 合计2005年沼气利用因节约能源而减少14 410.25 Gg温室气体排放。

采用同样的计算方法，可知2005年沼气燃烧释放出5 931.64 Gg CO2与4.19 Gg二氧化 碳当量的CH4，共计5 835.83 Gg温室气体。

此外，利用公式(2)与公式(3)可计算出2005年1 700万拥有沼气池的农户由于粪便管理而减 少的温室气体为3 063.53 Gg，其中猪粪管理减少2 296.18 Gg CO2-eq CH4，人的粪便 管 理减排767.35 Gg CO2-eq CH4。因此，由以上2005年的ERES、ERMM及EBC数据可以计算 出全年净减少温室气体量（NER）为11 537Gg。

沼气池使用过程中，由于管道的老化和操作失误等原因，有可能会有甲烷的泄漏问题，如果 有详细的数据需要进一步考虑这个问题。不过这部分泄漏量非常少，农户为了 提 高沼气的利用率，会经常检查管道的密闭性，减少泄漏的可能性，因此计算时沼气泄漏量可 以忽略不计。

3 沼气利用效果分析

3.1 沼气利用节约的能源量

15年来，农村户用沼气产气量总计达398亿m3，提供能源量832 749TJ，由1991年 的23 251 TJ增加到2005年的135 902 TJ，年均供能55 517TJ，约占农村生活用能的0.4 8%。

由图1知，15年来，沼气利用节约的能源主要是秸秆273 199.24 TJ、煤炭270 292.99 TJ、薪柴19 7 492. 66 TJ、电力61 370.13 TJ、成品油17 619.04 TJ，其他能源节约量较少。秸秆、煤炭 、薪材、 电力的年平均替代量为18 213 TJ、18 020 TJ、13 166 TJ、4 091 TJ，而对于其它农 村生活用 能源，沼气的替代作用不明显。总体而言，由于沼气建设的推广，沼气产气量增加，使得沼 气在农村生活用能的比重逐渐增大。

3.2 沼气利用减少的温室气体排放量

3.2.1 能源替代减少排放量(ERES)

1991-2005年15年中沼气利用减少的温室气体共计88 064.02 Gg（千吨）二氧化碳当量，其 中 ，各种替代的能源减排量分别为：秸秆23 119.30 Gg，薪材17 921 Gg, 煤炭30 455.46Gg，油 品1 328.87 Gg, 沼气181.51 Gg, LPG494.58 Gg，NG24.42 Gg，煤气9.59 Gg，电力14709.89 Gg 。可见，煤炭的减排量最大，其次为秸秆、薪材、电力。每年沼气替代能源减排量由1991年 的2 467.24 Gg增加到了2005年的14 410.25 Gg，增长了484.06％。

由于煤炭在农村生活用能中的比重大，加上其二氧化碳的排放因子也大，导致其减排量最大 。秸秆的二氧化碳排放因子虽然小于煤炭，但是其消费量大，而且甲烷和氧化亚氮的排放系 数都大于煤炭，使得它的减排量也加大，居第二位。薪材和电力的减排量随后，而其它能 源在农村生活用能中份额很少，故其减排量比重不大。[KH+5mmD]注：N2O为7.24～42.32 Gg二氧化碳当量，相对于CO2和CH4，数值太小 ，图中显示不明显。[KH+2.5mmD]从ERES不同温室气体的组成来看，CO2占绝大部分，15年间CO2减排量为84 243.94Gg，占总 排放量的95.66％，CH4减排量为3 560.01 Gg（4.04％），N2O的减排量最少，为26 0.08 Gg，只相当于总减排量的0.30%（图2）。

据《中国应对气候变化国家方案》公布，1994年中国温室气体排放总量为40.6亿 t二氧 化碳当量(4 060 000 Gg)，2004年排放总量约为61亿t二氧化碳当量(6 100 000 Gg)。本文数据表明， 在ERES中，1994年农村户用沼气建设避免了2 976.54 Gg温室气体排放，约占全国总排放量 的 0.07%，2004年沼气利用减少排放量为14 410.25 Gg，减排比重达到全国的0.24%，也就 是说 ，随着农村沼气的推广，节约的农村生活能源不断增加，减少的温室气体在全国总排放量的 比重越来越大，1994至2004年11年间增长了两倍多。

3.2.2 粪便管理减少排放量(ERMM)

由于将粪便集中在沼气池中处理，15年间总共避免了13 409.24 Gg二氧化碳当量的甲烷 直 接排放到空中，ERMM由1991年的383.05 Gg增加到2005年的1 932.00 Gg，平均每年减排 量为894 Gg CO2-eq（图3）

3.2.3 沼气利用过程排放量(EBC)

沼气在农民生活使用过程仍然会排放温室气体，主要是二氧化碳和少部分甲烷，氧化亚氮的 排放量很小，可以忽略不计。由表3可知，沼气燃烧过程排放的主要为二氧化碳，随着沼气 产气量的增加，排放量逐渐增大，2005年达到了5 931.64 Gg，而甲烷当年的排放量仅仅为4 .19 Gg，为二氧化碳排放量的0.07％。总共的温室气体排放量在这15年间为36 372.25 Gg 。

3.2.4 净减排量(NER)

净排放量为能源替代减排量与粪便管理减排量之和减去沼气利用排放量的值，由图4可见，1 9 98年以前净减排量增速较缓，1998年到2001年增加幅度加大，2001年以后迅速增加，达到了 2005年的11 537.94 Gg，年均净减排量为4 877.17 Gg，十五年总共减排量为73 157.59 Gg 。单位沼气产量的年平均净减排量为1.88 kg/m3，变化范围为1.76-2.11 kg/m3（图4）。 从绝对值来看，ERES最大，EBC其次，ERMM最小。以往的文献一般仅仅考虑了ERES［1,1 3］, 但实际上，ERMM

仍然不能忽略，其对净排放量的贡献约为21.42％（18.52％～28.44％）， 由此说明，如果仅仅考虑沼气的利用 能减少温室气体排放量只是由于能替代煤炭、石 油、天然气、秸秆、薪材等燃烧的排放是不够的，将会产生较大的误差。

与全国现有的两个总排放量数据对比来看，1994年沼气利用净减少温室气体2692.16Gg，2004年为9906.12 Gg，分别占当年全国总排放量的0.07%与0.16%，表明仅农村 户用沼气建设这 一项内容就能减少全国0.07%～0.16%的温室气体，充分显示了沼气开发在保护农村生态环境 、遏制全球气候变化的重要作用。

3.2.5 各省市自治区沼气利用中的温室气体减排量根据各省市区的农村生活能源消费量和户用沼气总产气量，按照同样的计算方 法计算出各省 市自治区1991-2002年的沼气利用导致的温室气体减排量（由于缺少2003-2005年的各地 农村生活能源消费量故只计算到了2002年）。

1991-2002年，全国各省市总净减排量为38 623.35 Gg，其中，四川、湖南、广西、湖 北、云 南、江西、江苏等省区减排量均超过了2 000 Gg，特别是四川省一支独秀，总减排量高达10 268.44 Gg，占全国总减排量的26.59％。受气候条件制约，、新疆、黑龙江、青海、内 蒙古等地的沼气开发很少，历年减排量之和都在24Gg以下(图5)。图5 1991-2002年各省市区净减排量

Fig.5 Net GHG emission reductions in China from 1991 to 2002 4 温室气体减排前景分析

2005年，农村户用沼气建设沼气总产气量达到了65亿m3，拥有沼气池的农户达1 700多万 ，为农民提供了135 902 TJ，即相当于4.64×106 t标准煤的热量，部分的满足了农 村对于优 质燃料日益迫切的需求，适应了富裕起来的农民从满足人的“生存需求”向“享受需求”转 变的形势［14］。根据王效华等人在江苏和安徽农村调查的结果，由于能源利用效率 的提高，建设了沼气池的农户家庭耗能要比没有沼气池的农户家庭耗能少40％以上［15 ］，按照2005年沼气提供的能量为4.64×106 t标准煤计算，如果不利用沼气的话，这 1 700万户农民需要使用6.50×106 t其它能源来替代沼气。

“十一五”期间，中国通过实施生态家园富民行动，将在500个县(场)建设10 000个资源良 性循环的生态新村。根据中国农村沼气建设发展规划，到2010年，全国农村户用沼气达到4000万户，适宜农户普及率达到28.4%，到2020年力争使适宜农户普及率达到70%，基本普及 农村沼气。《规划》实施后，将有效提高农村优质能源的用能水平，使5 000多万农户使用 清洁燃料的比重达到80%以上，受益人口超过2亿。

由前文分析可知，单位沼气产量的年平均净减排量约为1.88 kg/m3，随着沼气建设和管理 技术的提高，户均产气量将会逐渐增加，取保守值2005年的390 m3/户，则2010年农村户 用 沼气总产气量将达到156亿 m3，温室气体净减排量将达到29 328 Gg，2020年户用沼气将 会到385亿m3，减排的温室气体将达到72 380 Gg。

5 结 论

农村沼气开发能提供清洁的非商品能源，节约煤炭、石油等化石燃料和秸秆、薪柴等低效率 生物质能的使用，缓解农村能源短缺困境，保护农村生态环境和保证农业可持续发展。在全 球气候变化形势越来越严峻的情况下，沼气开发还成为减少温室气体排放的一种途径。但是 ，目前的农村沼气普及率还不够（2005年为12%），需要多方面筹集资金，加大技术推广力 度和对农民扶持力度，以农村沼气建设为纽带，积极开展生态家园富民行动，并站在应对气 候变化的国家高度，促进户用沼气技术的发展，控制温室气体排放，不断提高应对气候变化 的能力，为保护全球气候做出新的贡献。（编辑：徐天祥）

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Rural Biogas Development and Greenhouse Gas Emission Mitigation

LIU Yu1，2 KUANG Yaoqiu1 HUANG Ningsheng1

(1.Key Laboratory of Marginal Sea Geology, Guangzhou Institute of Geochemistry,Chinese Academy of Sciences, Guangzhou

温室气体来源篇8

从目前国际主流观点看，国际社会普遍认为：近期全球气候的确存在变暖的趋势，而工业革命以来人类排放的二氧化碳等温室气体是加速变暖过程的重要因素。这一观点在由各国科学家和气候官员组成的IPCC(Intergovernmental Panel OnCl1mate Change)的四次科学评价报告中得到充分体现。

关于全球变暖的科学基础，还必须要追溯到2D0年以前。1827年，法国科学家Jean-BaDtlste Fourler就指出地球大气层存在与温室相似的热量保存机制，即所谓的“温室效应”(Greenhouse effects)。1860年，英国科学家通过测量二氧化碳和水蒸气对红外辐射的吸收，认为地球出现冰期的一个原因是由于大气二氧化碳浓度降低导致的热辐射减少。1896年，瑞典科学家Svante Arrhenius做了开创性工作，他建立模型计算了二氧化碳浓度与地球热量平衡的关系，他提出如果大气二氧化碳浓度翻倍，地球平均气温将增加5―6度。Svante Arrhenlus100年前的工作，与我们现在的认识基本一致，他也被视为气候变暖理论的最重要的奠基者之一。到1940年前后，英国科学家G.S。Ca]]endar首次计算了气候变暖与大气化石燃料排放二氧化碳量的关系。1957年，美国加利福利亚Scrlpps海洋研究所的Roger Revelle和Hans Suess指出人类获得正在“重建”大气二氧化碳平衡关系，该文章促进了同年在夏威夷Hauna Kea开展大气二氧化碳浓度监测，这项工作A延续至今，成为日后大气二氧化碳浓度与气候变化研究的重要基础。

温室效应与地球表面气温变化

科学研究数据表明，地球气候的长期变化与大气中的温室气体浓度波动有显著关系。如图1所示从对南极VOstok冰芯中40万年来气温记录的研究结果可以看出，地表温度的变化与大气中二氧化碳浓度、甲烷浓度的变化呈显著的正相关关系。

大气中二氧化碳等温室气体调节着地表系统的热量平衡。太阳辐射为地球提供了巨大的辐射能。根据太阳能与地表和大气的热红外辐射的热平衡计算，地球表面和大气的平均温度大致为－19℃，但是地表附近的实际温度大致为15℃。这是因为，太阳的短波辐射可以穿过大气层抵达地表，地表被加热后放出的短波热辐射被大气中的水蒸气(H2O)、二氧化碳(CO2)、甲烷(CH4)、氧化亚氮(N2O)和臭氧(O2)等吸收，因此阻挡了地表辐射热量向外空间的耗散，而使地球表面大气温度上升，该过程被称为温室气体效应，而具有吸收热量长波辐射能力的气体被称为温室气体，主要的温室气体有水蒸气(H2O)、二氧化碳(CO2)、甲烷(CH4)、氧化亚氮(N2O)以及氟氯烃类(CFCs)等。

在地球近代演化过程，自然界的温室气体的汇、源转化，使大气中温室气体浓度维持在一个相对稳定的波动范围，大气二氧化碳气体温室效应使地表温度保持在相对适宜的水平，有利于地球生物及人类的繁衍生息。工业化以来，特别是上世纪中叶大规模工业化推动全球经济快速发展，人类活动(主要是化石燃料使用)使大气中二氧化碳、甲烷、氧化亚氮等温室气体浓度迅速增加，氟氯烃类(CFCs)等新的人工合成温室气体也被排入大气，由此使大气温室效应极大地增强，导致近ZL4-年来气温增加远远超过历史气温的平均变化范围。

(1)二氧化碳(C02

(2)甲烷(CH4)　甲烷是另一种重要的温室气体，主要是由沼泽湿地、水田和土壤中草木腐烂、食草动物肠胃微生物活动产生。大气中的甲烷一直很低，200多年前大气中甲烷浓度大约700ppb(千分之一DDm)，明显的增长主要发生在最近二三十年间。如图2所示，工业革命以来，人类活动对全球环境变化的影响越来越明显，近期大气甲烷浓度的增长趋势与气温升高基本是一致的。1998年的观测数据表明，大气中的甲烷浓度已达到1730DDm(Dlugkencky等，1998)。

(3)氧化亚氮(N2O)　氧化亚氮作为温室效应强烈的温室气体，在大气中非常稳定，在大气中的寄宿时间可达130～150年。农业化学肥料和人类生产生活产生的含氮化合物的转化是大气氧化亚氮的主要来源。工业革命以前，大气中氧化亚氮的浓度估计在260―285Dpm(Fluckiger等，1999)，最近200年中，大气中的N2O浓度增加了大约15％，浓度上升到275ppb，目前以0.25％的速率增加(IPCC，1996)。氧化亚氮除本身为重要的温室气体外，还会引起平流层中O2减少，因此，具有双重温室效应作用。

科学家已建立了多种全球气候变化的预测模型，假定在2030年二氧化碳浓度加倍的情况下进行气候变化的预测分析。研究结果显示，随着大气中二氧化碳浓度加倍，全球气温将增高

1.5～4.5摄氏度。不同的温室气体具有的各自的全球变暖增温潜力(GWP)。所谓全球变暖增温潜力，是指不同温室气体相对于二氧化碳温室效应的贡献率。根据I PCC的评估报告(1996)，二氧化碳(CO2)对全球变暖的贡献率为63.7％，甲烷(C Hd)为19.2％，CFCs为10.2％，氧化亚氮(N2O)为5.7％，其他因素为1.2％。

人为活动对全球变暖的影响

大气中二氧化碳等温室气体的浓度水平依赖于地球系统中碳循环的生物地球化学过程。通过生物代谢、火山喷发等过程，海洋、陆地生态系统、岩石圈中二氧化碳、甲烷进入大气圈。而另一些相反的过程，如植物吸收同化、地球化学沉积，又使大气中的温室气体回到海洋和陆地生态系统。在自然条件下，地球系统的不同环境蓄体(大气、海洋、陆地生态系统)中二氧化碳、甲烷处于相对平衡的动态物质交换状态，因此，至少在近百万年的地质尺度上大气中二氧化碳、甲烷等的浓度水平在相对稳定的范围内变动。地球环境中碳的自然循环过程中，大气、海洋和陆地等主要“碳库”的大小及其相互之间的碳交换通量关系(见图4)。

温室气体来源篇9

1．引言

温室是现代农业工程中重要的技术主题，温室的发展使传统露天农业转化为保护条件下的可控制农业[1]。目前国际上，温室已经广泛应用于花卉、蔬菜栽培[2]。温室栽培的最大优势是通过温室环境的控制，满足作物的最佳生活条件，抵抗自然灾害等，从而获取最大的生产效益。在温室管理中，温室冬季加温、补光和二氧化碳施肥是重要的环境调控措施[3]。这些调控过程都需要能源的消耗，目前的能源消耗以一次化石能源煤和二次能源柴油、电力[4]为主。这些能源的大量消耗一方面加重了全社会的能源供给负担，另一方面也大幅度提高产品的生产成本。受能源价格影响，许多温室不得不放弃温室的冬季加温、补光和二氧化碳施肥，这样不仅不能充分发挥温室的应有功能，甚至会造成温室管理的失败。

在温室管理中，每年会产生大量的种植业有机废弃物。目前，这些被随意堆放的废弃物，造成了严重的农业面源污染[3，4]。然而，这些有机废弃物本身富含大量有机质，是非常好的沼气生产原料。如果能用温室生产管理过程中产生的有机废弃物来生产沼气，从而替代煤、石油、电力等不可再生能源用于温室供能，不仅可以降低温室供能成本，同时废弃物中的营养物质又可以循环利用，减少废弃物排放，改善农业环境。但是，迄今为止没有沼气在温室供能领域应用的成功案例。

2．传统沼气技术与温室供能需求的背离

沼气发酵技术可以分为两类，即传统沼气发酵技术和水溶性有机物高效沼气发酵技术[5,6]。这两类技术应用于温室沼气供应都存在诸多技术难点。具体分析如下：

传统的沼气发酵技术，利用复杂性有机质发酵沼气，沼气产生具有非常大的周期性，往往开始投料时产气慢，中间产气旺盛，而且一旦沼气发酵系统启动，是否产沼气和产生多少沼气，要受原料特性和发酵规律的内在约束，很难调节。而温室用能表现在取暖、二氧化碳施肥等方面，这些能源需求往往受天气的控制，而天气又变化无常。因此，往往是要气时没有气，不要气时产气，如果满足需求将要建立庞大的储气装置，这在投资和占地上是不允许的。如果根据长期天气预报进行计划式投料，在理论上可行，但在实践上是难操作的。一方面，长期天气预报目前的准确性较差，另一方面，关于复杂有机质的产气规律不可能准确预测。同时，温室产生有机废弃物是分散在全年的各个时段，所产生的废弃物大多易腐烂，很难储存。因此传统的沼气技术基本不能适应温室供能需求。

水溶性有机物高效沼气发酵技术，利用可溶解的简单微生物进行沼气发酵，采用高效反应器可以实现较高的效率[7,8]。一是可溶性有机质非常容易反应，沼气的产生量在反应器负荷允许的范围内，基本决定于短期内的进料量，即进料多产气量大，进料少产气量小，停止进料短期即停止产气。二是成熟反应器中的沼气发酵厌氧微生物具有非常强的耐饥饿性，在长期不进料的情况下，反应器内的微生物能够长期耐受，而且再启动时可以迅速恢复正常高效产气。水溶性有机物高效沼气发酵技术的以上两点技术特征均符合温室需能波动性的要求。但是，如果单独为了温室供能需要而刻意外购水溶性有机物作为发酵原料生产沼气，不仅成本上与化石能源不具竞争优势，而且也达不到生物质废弃物资源就地利用、开展循环经济和环境建设的目的。因此，水溶性有机物高效沼气发酵技术也不适合温室供能需求。

3．技术内容

本文提供一种可以根据温室生产实际，把分散在全年产生的种植业有机废弃物投加到发酵系统中，然后根据温室供能需求，随时通过发酵系统生产沼气，能够为温室提供可用的沼气发酵系统及发酵方法。其中，发酵系统由生物酸化积肥装置、缓冲调节池、高效沼气发生装置、出水沉淀池、出水暂存池和沼气缓存装置依次经管道和阀门连接组成。其结构如图1所示。其中，生物酸化积肥装置和缓冲池设置主控制阀，缓冲池与高效沼气发生装置之间设置泵，高效沼气发生装置、出水沉淀池出水暂存池之间通过水的重力自流完成连接，出水暂存池同时与缓冲调节池和生物酸化积肥装置相连，中间依次设泵和配水器，高效沼气发生装置联接沼气缓存装置。

为了保证沼气发酵能够满足温室供能需求，以上发酵系统按如下步骤管理

第一、进行生物酸化积肥装置的启动和原料生物酸化储存，具体方法如下

（1）按相当于温室平均每天产生量的2.5～3.5倍质量收集温室种植业有机废弃物或其他种植业有机废弃物作为启动原料，对启动原料进行粉碎预处理；

（2）向步骤(1)所得预处理原料中添加含N元素物质，混合，控制混合料碳氮比为(20：1)～(30：1)；

（3）将步骤(2)所得混合料投入到初次使用的生物酸化积肥装置中，加入接种

物进行接种，混合，得到发酵原料，接种物的加入量为启动原料干重的3%～5%；

（4）向步骤(3)中生物酸化积肥装置中加水进行发酵，水的加入量为至少高于启动原料平面10cm，发酵温度控制在20～40℃；

（5）经过4～5天发酵后，发酵液pH值降到6以下，即完成酸化积肥装置的启动；

（6）按照步骤(1)～(2)的方法随时收集处理温室生产的有机废弃物，及时投入已经启动的生物酸化积肥装置中，不需接种，直接加水至原料平面以上10cm；

（7）重复步骤(6)直至一个生物酸化积肥装置投满，重新启用另一个生物酸化积肥装置，重复操作步骤(1)～(6)；

第二、进行高效沼气发生装置启动，调控装置运行满足温室用能与沼气生产的协调，具体方法如下：

（1）高效沼气发生装置启动：投入接种物进入高效沼气发生装置，用水或水与生物酸化积肥装置中抽出的酸液混合物加满沼气发生装置，静止3～5d，接种物加入量为3～10kgVSS/m3；从生物酸化积肥装置抽出有机酸液泵入缓冲调节池中，用出水暂存池中的系统出水或外来水调节，控制有机酸液的化学耗氧量（COD）浓度为2000～5000mg/L，作为沼气发酵料；按0.5kgCOD/(m3·d)～2kgCOD/(m3·d)的速率阶段式调整水力负荷，连续进料直到实现水力负荷为5kgCOD/(m3·d)～10kgCOD/(m3·d)，即完成沼气发生装置的启动，整个启动大约需50～80d。启动期间，温度控制为25～35℃。负荷调整的原则为，每次水力负荷调整运行稳定后，才开始进行下一阶段负荷的增加；沼气发生装置的出水经沉淀池沉淀后，流入出水暂存池，部分作为生物酸化积肥装置液体补加，部分用于缓冲调节池酸液的发酵料调节使用。（2）沼气生产供应：根据温室生产实际预算沼气需求的时间和数量，按1kgCOD产0.4～0.5m3沼气折算有机酸液的需求数量和时间，并按时按量从生物酸化积肥装置中抽机酸液进入缓冲调节池，按步骤（1）中所述方法调节成沼气发酵料；按5kgCOD/(m3·d)～30kgCOD/(m3·d)水力负荷的流量，采用间歇或连续方式向已经启动好的沼气发生装置中进料进行沼气生产，产生的沼气进入沼气缓存装置备用；进料的流速控制、间歇或连续方式取决于每次沼气的需求量和沼气缓存装置的体积。沼气需求大、沼气缓存装置体积小时，采用大流量连续进料，反之，使用小流量间歇进料；当一个生物酸化积肥装置中的抽出物小于800～1000mg/L时，即该生物酸化积肥装置停止产酸，停止从该装置继续抽取发酵液。

（3）沼气生产休停：对于启动好而温室不需要使用沼气，或者一个沼气使用周期结束，温室很久不使用沼气时，停止向高效沼气发生装置中继续进料，装置进入休停状态。休停期间，保持每10～30d补加一次发酵料，保证系统内微生物的营养需求。补加发酵料的调节方法同步骤（1）所述；补加发酵料的量为反应器体积1～3倍，补加速度为2～5kgCOD/(m3·d)。

（4）沼气生产休停后的再启动：对于步骤(3)中已经处于休停状态的高效沼气装置，再进入新的用气周期前必须进行再启动；再启动的方法是在新用气周期开始前3～10d，按照步骤(1)中所述方法调节发酵料，按1.8kgCOD/(m3·d)～2.2kgCOD/(m3·d)负荷向高效沼气装置进行适应性进料。

（5）应急措施

如果温室自身产生的有机废弃物的总沼气产生潜力与温室总供能所需沼气数量存在较大缺口时，可以通过其他来源获取有机固体废弃物，如干粪便、干秸秆或青草等中的任一种进行补充；如果短期温室用能过大，生物酸化积肥装置中产生的酸液不能及时提供沼气生产所需求的发酵料，可以临时向其中一个生物酸化积肥装置中持续补充劣质淀粉原料，进行快速产酸，满足紧急供能的生产需求。

在实际应用中，为保证系统的调节灵活性，生物酸化积肥装置2一般设置6～12个，总体积为温室一年有机垃圾产生总体积的60%～80%。为了保证发酵料浓度和数量调节的可靠性和灵活性，通过多个处于不通反应阶段的生物酸化积肥装置中同时抽取酸液，连同系统出水共同混合调节。

4．应用案例

案例1：上海某花卉公司的温室

某花卉公司用户，地处上海地区，拥有10000m2温室。根据全年气候，管理者确定温室全年需求集中在两个周期：12月初到来年的2月中旬为冬季加温供能期，6初到9月底的二氧化碳施肥用能期。高效沼气发生装置是AF结构，沼气在当年的9月开始启动，启动完成就进入冬季供能阶段，进入12月，沼气装置启动完成，即进入当年的加温供能沼气生产期，具体每天的沼气需求量根据天气具体变化决定。进入第2年2月中旬，气温升高，温室不再需要加温供能，管理者停止向反应器进料，高效沼气发生装置进入休停期。休停期间管理者每15天用COD浓度为4000mg/L的混合发酵液，按2kgCOD/(m3·d)的负荷补加相当于反应器体积1.5倍体积的发酵料，补充装置营养。进入6月光照增强，为了增加温室效益，管理者采用了二氧化碳施肥管理。管理者在6月初比沼气需求提前7天按2kgCOD/(m3·d)负荷进行适应性进料，第7天完成重启动后进入夏季沼气供应期管理。由于上海地处暖温带，一年中的能源供给时间短，没有发生原料短缺和紧急供能不足的情况。

案例2：淮北某蔬菜公司用户

该地区地处皖北，拥有30000m2温室。根据全年气候规律，管理者确定温室全年需求集中在两个周期：11月中旬到来年的3月中旬为冬季加温供能期，6初到9月底的二氧化碳施肥供能期，具体每天的沼气需求量根据天气具体变化决定。高效沼气发生装置是UASB结构，沼气在当年的3月开始启动，启动完成就进入夏季供能阶段，进入6月，沼气装置启动完成，即进入当年的二氧化碳施肥沼气生产期，具体每天的沼气需求量根据天气具体变化决定。进入9月中旬，光照指数降低，温室二氧化碳施肥效益下降，管理者停止向发酵器进料，高效沼

气发生装置进入休停期。休停期间管理者每20天用COD浓度为5000mg/L的混合发酵液，按5kgCOD/(m3·d)的负荷向补加相当于反应器体积2倍体积的发酵料，补充装置营养。进入11月中旬，气温降低，为了保证温室内种植物正常生长，管理者采用了加温管理。管理者在11月初比沼气需求提前10天按3kgCOD/(m3·d)负荷进行适应性进料，第11天完成重启动后进入冬季沼气供应期管理。由于皖北地区冬季和春季温度相对较低，加温耗能较大，温室自身产生的有机肥废弃物总产沼气潜力不能满足温室生产的沼气需求，管理者另外购进2000kg干麦草，于9月下旬按照与步骤2相同的方法投入生物酸化积肥池备用。特别是第2年元月中旬，连续5天低温，温室加温用沼气消耗量急剧上升，生物酸化积肥池中抽出的酸液不能正常满足沼气生产需求，管理者从当地粮食储存部门购进200kg陈化小麦经粗磨后连续投入一个生物酸化储存池，快速产酸原料的投入满足了短缺的能源需求。

5．结论

根据以上技术内容和案例应用，可以看出该技术完全能够实现温室供能的沼气化，具体如下：

（1）通过酸化转化复杂性温室有机废弃物为可溶性有机质高效沼气，满足了沼气发酵可以根据温室需求灵活调节的需要。原料投入酸化积肥池后，在其中进行酸化转化成可溶性有机质，当酸化达到一定水平，酸化转化停止。原料在高酸度条件下得到保存，但是此时池内已经有大量酸液可溶性有机质存在。这些可溶性有机质在温室需要供能时可以马上提供发酵原料，产生所需沼气。

（2）多单元酸化积肥池以及缓冲调节池的设计，保证系统运行的可靠性和可调节性。原料在高酸度条件下得到保存，酸性条件使结构得到改善。在酸液适度抽取条件下，多单元酸化积肥池内的原料能够规律产酸。通过多单元酸化积肥池之间按比例抽取酸液进入缓冲调节池，获取适合的酸液浓度和数量，保证产沼气能够根据实际需求调节。

（3）原料酸化储存转化满足了分散原料收集，湿式储存和施肥的需要，降低了肥料储存难度和成本，减少肥料储存的环境影响。

声明

本文所述技术已经申报中华人民共和国发明专利，专利名称：可时间调控温室用沼气发酵方法及发酵系统；专利申请号：200610147417.6

参考文献

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温室气体来源篇10

中图分类号 X21 文献标识码 A 文章编号 1002-2104（2016）01-0016-07 doi：103969/jissn1002-2104201601003

城市是应对气候变化、发展低碳经济的主要载体。许多城市都是通过制定城市低碳发展路线图（或规划和实施方案）引领本地区低碳发展和应对气候变化工作[1-4]。然而，从低碳城市建设实践看，虽然温室气体排放清单在国内城市低碳发展路线图编制中越来越受到重视，但普遍缺乏建设项目与工程减排潜力评估和技术需求评估的内容。即便路线图的编制利用了清单编制的结果，很多清单报告的结果对于部门（行业）目标的确定不能给予科学支撑，从而，一定程度上影响了低碳发展路线图实施效果。因此，为了促进低碳发展路线图的科学编制和有效实施，需要把温室气体排放清单、低碳技术需求评估的方法与低碳发展路线图的编制内容和要求协同统一，即改进温室气体排放清单分析方法，把低碳适用技术评估纳入城市低碳发展路线图的情景分析和低碳发展潜力评估环节，以提高城市低碳发展路线图指导效能，服务于城市低碳发展目标的实现。

1 城市低碳发展路线图编制的技术要素

城市低碳发展路线图是根据城市市情，结合国家和地区发展战略，对城市发展转型所制定的低碳战略目标、发展规划、重点领域（部门）行动方案的全景式描述[1-2]。如何建立碳排放核算框架、设定一定时期内温室气体减控目标、制定本地区行动方案，以及对减排方案的实施效果进行监测评估是国内外研究的主要关注点[1-5]，然而对于如何促进城市低碳发展路线图“落地”缺乏有效的解决办法。尤其是对排放清单和低碳发展部门职能不尽对接、“技术/项目减排潜力评估缺失”等问题在低碳发展路线图的编制技术上没有得到很好的解决。总体来看，城市低碳发展路线图的编制与实施一般需要从了解城市当前碳排放现状开始，通过研究城市未来中长期的碳排放情景设定减碳目标，进而编制重点领域行动方案，评估技术/项目减排潜力，提出政策建议和保障措施。

1.1 城市温室气体排放核算

对城市温室气体排放进行核算和编制温室气体排放清单，一是为了清晰了解本地区温室气体排放部门（行业）状况，为应对气候行动提供基本定量数据支撑，二是有助于监测评估低碳城市建设进展。从国家层面到省级层面和城市层面，进行温室气体排放核算主要参考的方法学中，IPCC温室气体清单编制指南推荐的参考方法和部门方法在不同方法学研究中均有所包含[6]，《省级温室气体清单编制指南》方法学[7]（以下简称《省级清单》）和《ICLEI指南》方法学[5，8] 是中国城市温室气体清单编制研究参考的重要方法；然而，由于编制模式、编制定位、清单框架、清单边界和适用范围不同，以上方法学在城市层面温室气体核算应用中既有适用性，也有局限性[9]。《中国温室气体清单研究》提出了改造能源平衡表的创新工作方法[10]，以适应清单编制工作需要；《中国城市温室气体清单核算工具指南》 [11]在借鉴《省级清单》基础上，结合城市温室气体排放源和汇的特点，提出了适用于编制城市温室气体清单的方法。总体上，根据行政管理和温室气体减排行动需要，编制城市温室气体清单，为制定减排行动目标、衡量减排行动效果、开展碳排放试点交易提供数据和量化支撑。

1.2 城市温室气体排放情景分析

碳排放情景分析主要是通过情景描述、参数设定和量化模型工具进行一定时期内能源消费总量和温室气体排放总量的估算。其中，情景描述是根据与温室气体排放相关的经济增长、能源消费等宏观影响因素，设定不同排放情景，以全面反映所研究客体一定时期内温室气体可能的排放情形，通常包括为情景描述提供分析基准点的常规情景（BAU）、低碳情景和强化低碳情景；相关参数主要包括本地区国内生产总值、国内生产总值增长率、产业结构水平、人口水平、城镇化率和能源结构等宏观经济指标和政策参数指标，部分模型中还考虑主要工业产品产量、环境保护、清洁能源、交通和建筑等领域相关物理表征指标和技术水平指标的参数值；中国综合政策评价模型、能源和气候经济学项目技术优化模型、环境影响评价模型、环境影响评价拓展模型和随机环境影响评估模型、指数分解模型是情景分析中确定温室气体减排目标的常用工具[4，12-16]。以综合政策评价模型（IPAC）为例，通过围绕国内生产总值及其增长率、产业结构水平、人口和城市化水平设置了基准情景、低碳情景和强化低碳情景进行情景描述，通过统筹考虑不同程度的经济规模、产业结构、能源结构、环境减排和重点技术进步情况进行参数量化、拟合和校正，以描述相关宏观经济变量与温室气体排放（主要是二氧化碳）的时间序列关系，为目标地区整体上低碳发展潜力描述和低碳发展目标设定提供客观参照[12]。

3 结论与建议

可量化、可核证以及标准化是科学深入推进低碳城市建设的基本要求，需要以温室气体清单为支撑。为此，本文根据城市低碳发展路线图编制要求，改进清单工具的报表形式，并与重点领域低碳技术需求评估结合起来，建立了“三位一体”城市低碳发展路线图的研究框架。同时考虑到我国环境保护工作中“温室气体和主要污染物减控”治理的双重性阶段特征，该分析框架的建立也有助于为大气污染源国家法规排放清单编制方法学和减排技术评估方法学统一规范提供研究借鉴。在未来的实践工作中，还需做好以下工作：

（1）改进清单工具分析质量，为城市低碳发展路线图制定和低碳发展决策服务。通过清单编制，科学、系统地分析城市温室气体排放的时间分布和部门分布，是温室气体清单最核心的直接功能。因此，从方法上，如果只是根据能源平衡表改造对接清单编制工作，很多行业的信息会缺失，看不出清单报告中部门的减碳潜力。应根据活动水平数据需求导向，探索采用自上而下和自下而上结合的方法，从生产侧和消费侧出发，基于分部门、分能源品种的能源消费统计数据编制能源平衡表，形成清单导向的长效工作机制，围绕碳排放效率配置加强碳排放预算管理。

（2）发挥温室气体清单为规划、考核和决策服务的衍生功能，需要提升温室气体清单编制质量与时间序列上的连续性，统筹考虑排放总量、排放增长速度和减排空间、部门（行业）经济发展等因素，识别温室气体关键排放源，与国家目标对接，细化部门目标，结合清单时序分析功能，推动形成科学的温室气体排放统计考核制度，协同考虑大气污染源国家法规排放清单和减排支撑技术。推动城市低碳发展路线图编制从“温室气体排放清单核算”到“减排目标设定”、“低碳减排重点领域识别”和“部门（行业）适用技术支撑”基本方法程式化，结合城市主体功能分区和区域联防联控中需求管理差异性，根据城市比较优势和发展特色制定低碳发展路线图。

（3）发挥温室气体清单的衍生功能，需要与路线图研究（包括低碳技术/项目需求评估）整体考虑。基于技术的减排量评估是推动城市低碳发展路线图动态管理基本依据，通过对试点城市低碳适用技术减排效率测度可以看出，试点城市低碳发展效率与其当前的经济发展阶段、排放构成、产业发展等关系密切，因此，技术需求评估要能估算预开工重大项目和基础设施产生的碳排放、减排项目（工程）可减少碳排放量，这些信息对于既定蓝图架构下路线图的“检查”、“再优化”等决策非常重要。

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Formulating Lowcarbon City Development Roadmap：

温室气体来源篇11

一、黄河中下游的气候特点

地球上最原始、最初级的能源就是气候能源，其他各种形式的能源都是气候能源转化的结果。气候能源包括辐射能、热能、风能等，它无处不在，不产生污染，是洁净可再生的能源，所以开发和利用气候能源，是人类可持续发展能源战略的重要内容。而住宅和气候能源有着特殊的关系，住宅始终处在气候能源场中，对住宅而言开发利用气候能源具有得天独厚的优势。其实住宅是对外界气候的补偿手段，是人们通过人工手段建立起来的，适合人类生活居住的微小环境，也就是大气候下的小气候。

地球上的气候根据其受海洋和陆地影响可以分为大陆性气候和海洋性气候两种，大陆性气候的特征就是冬冷夏热。我国西倚全球最大的陆地板块欧亚大陆，东向、南向濒临最大的海洋太平洋，从全球范围来看，这是生成大陆性气候的最

典型环境，这一特定的地理位置决定了我国气候大陆性强的特点。而河南省位于华中平原，黄河中下游，我国第二阶梯向第三阶梯的过渡地带是大陆性过度气候，大陆性气候特点明显，华中平原气候在总体上有三个特点：

1.冬冷夏热。黄河中下游一月份平均气温普遍低-2～-10℃，而到了夏季，又十分炎热，平均气温25～35℃，最高气温达到了40℃，冬夏持续时间长也是华中平原气候的一个重要特点。年平均气温为12.6～16.5℃，日照时数为2010～2640小时。

2.季风气候。黄河中下游全年的主导风向呈季节性变化，大部分地区夏季盛行

3.东南风，和南风，而冬季盛行西北风，刮风频率大。

4.雨热同季。夏季同时也是雨季，全年的降水主要集中在夏季，年降水量在240～1080毫米之间。雨热同季对人体的舒适感觉有一定的负面影响，湿度是影响人体舒适度的四个主导因素之一，因而大大降低夏季气候的舒适度，这在我国黄河中下游表现的相对比较明显。

5.地质疏松。地质机构多为淤沙，多扬沙天气。

在这种气候下，绝大多数情况的人工小气候的维持必须依靠一定的能源支持来完成，这就是人们常说的建筑能耗，当外界的气候资源不能满足用户所要求的室内热舒适度环境、采光环境和通风环境时就会分别采取人工的方式进行补足，其能耗分别对应空调能耗、照明能耗和通风能耗，这些消耗的能源约占人类总能耗的40%～50%。住宅耗能的多少显然取决于三个方面：自然气候条件、建筑自身品质、室内舒适的标准。黄河中下游冬季干冷，夏季闷热，且气温日较差大。夏季气温高于35℃的酷热天数有15～25天，最热月室内平均自然室温比室外平均气温高1～2℃。根据以上对黄河中下游气候的分析，说明了黄河中下游地区气候的大陆性特征表现的最为明显，导致了黄河中下游相当大的地区的住宅能耗普遍偏高。再一个是建筑自身的品质，就是住宅本身对外界气候资源的利用程度，它是从对不利气候阻隔开始的，在进化过程中逐渐增强其对有益气候要素的透过利用。最后一个就是室内的舒适度的标准，人的体感最佳温度是18～20℃，为了达到这个温度使得居室能耗大大增加。

二、采取的措施手段

2.1外界面的资源属性

居室外部气候资源的利用程度与外界面本身的位置以及品质有着重要的关系，居室通过外界面所获得的有利气候要素越充分则可以视为对外界面资源的利用越充分。建筑通过外界面获得的资源不仅包括气候要素，还包括景观、噪声等等空间质地，其资源性可以归纳为以下几个方面：

1.漫射光源。住宅采光之源，无时间性，程周期性变化，无方向性，无明显热效应。

2.直射光源。住宅日照之源，有方向性，有明显的热效应，有时间限制，因

而住宅获得直射光源的机率比漫反射光源少。

3.自然风源。受大气的影响，大气候风源是小区域内实现有效自然通风的必要条件。

4.热交换。只要界面两侧的温差存在，通过传导和辐射就存在热交换。温差越大热交换越多，在极冷极热的大陆性气候下，这是个不利的因素。

5.声源。外界环境的自然噪音和人为噪音能使用户在潜意识中体会到与外界的联系，消除孤寂感，这对人心理舒适感受是非常重要的。

6.景源。通过外界面能满足居室内部对外部自然和人文景观的精神需求。

由于气候要素在时空上分布的不均匀性，使得上述的外界面资源性在不同外界面之间存在着很大的差异。对居室而言，日照辐射的时空差异是气候要素时空分布差异的根本原因，进而造成外界面资源性的差异：

1.外界面因为空间位置上的差异而资源品质不同，如南向和北向的外界面在获得光照辐射机会上的差异。

2.气候的动态变化导致同一外界面在不同时间获得外界气候资源的差异，包括季节差异和昼夜差异，比如外界面的采光和日照功能在夜间丧失，而通风和采声功能依旧存在。

外界气候资源分布的时间和空间的差别，要求居室外界面资源的利用特别强调因地制宜和因时制异。当外界面资源不能满足空间功能要求时，就会产生以人工方式补足的要求，而当外界面资源利用不当的时候，也会导致住宅能耗的浪费，所以对外界气候资源分布差别的研究有着重要的意义。

对外界面资源的充分利用从来都是考量居室生态性的重要内容。那些成功的生态居室无一不是根据外界气候资源分布的差异性，通过不同外界面的品质差异实现对气候能源的利用最大化和受恶劣气候的不利影响最小化。德国著名建筑师托马斯.赫而左格设计的“玻璃之翼”――雷森斯堡住宅就是典型的生态住宅。空间的功能差异实际上是对空间质地要求的差异，因而不同功能的空间对外界面的选择透过性存在不同的要求，空间与所需求的外界面资源在质和量上存在一定的对应关系：

1.方位：不同功能空间对外界面的空间位置要求的差异。住宅中的起居室与厨房虽然都有采光的要求，但由于两者存在使用频率和时段上的不同，使两者对外界面的位置要求产生不同。

2.数量：不同的功能要求或者使用方式，对外界面资源的量要求也不同。同样尺度的空间，机械通风与自然通风对外界面的需求量是不同的，外界面的过剩是对资源的浪费。

在住宅中，起居室、卧室、卫生间等等对外界面资源的要求存在着差异，起居室对多项气候资源要求都比较高，需要充足的良好的日照以及自然采光和通风来保持环境舒适健康，同时通过景向和采声与外界保持精神上需求上的联系，而相比之下，卫生间一般则仅仅对换气有一定的要求，甚至可以远离外界面而通过设置通风道来达到换气的目的。

2.2住宅内界面

居室的外界面通过对自然气候的选择透过性创造了人工舒适气候，而内界面处于舒适气候之中，通俗的说就是为了划分室内空间功能而形成的装饰隔断以及家具、设备等等，它们的目的主要是分隔热舒适要素以外的空间质地，包括光线、视线、声音、气味、氛围，等等。内界面的选择透过属性是居室内部功能的一部分，室内空间功能要求的不同从根本上讲是对空间质地的要求不同，进而也就对空间周遍的内外界面的选择透过性有着不同的要求。住宅中一提到主卧室，就会同“安静、私密、采光日照景向良好”等等联系起来，而这些在本质上都是对空间周遍界面的选择透过性的要求。为了获得气候能源利用的最大化，截面必须确保在阻隔某些目标质地的同时，促使其他空间质地特别是气候要素的最大程度透过。内界面忽视了气候要素，就必然会导致对外界气候资源的浪费。由于对内界面的目的分析认识不足，或者可共选择的界面材料本身性能的限制，使得内界面对气候资源的浪费现象十分普遍，具体表现在为对没有必要隔离的空间质地隔离过多，特别表现在室内实体化的盲界面过多。在开封的很多居室装饰中，内界面只考虑了人出入的过道――门，而除此之外的内界面一律以盲界面隔断，有些直接自然采光的厨房与远离外界面但可以通过厨房间接采光的餐厅之间，为了阻隔烟气就设置封闭的墙体，盲界面隔断了每天只在短时间内出现的烟气，却也隔断了可以全天利用外界光照和通风，结果就不得不输入能量以电力照明和机械通风的方式予以补足，这是严重的资源浪费。处理好内界面的选择透过作用，提高外界面资源的利用效率，在过度性大陆气候条件下的黄河中下游对降低居室的热工能耗是非常有利的。

合理的实现内界面的选择透过作用要通过以下三个方面：

1.深入分析内界面选择透过性要求，明确其阻隔目的，恰当的选用界面材料，对阻隔的目标质地以外的气候能源实现最大程度的透过。

2.赋予内界面动态的可调节性能，满足动态气候下的不同选择透过性要求。

3.尽可能减少不必要的内界面，特别减少盲界面。

2.3应变住宅形态

2.3.1型体的分析

在大陆性气候条件下，小的体型面积能将暴露于外界气候中的界面尽可能控制到最少，这无论对于减少冬季失热还是减少夏季得热都是有利的。在常见的平面形式中，圆形平面可以拥有最小的外表面积，其次是方形。 （图1）从平面形状来看，凹多边形平面与相对应的凸多边形平面相比都会导致较大的体型面积，所以，开敞天井和和内天井对体型控制都是不利的。不论是开敞天井或内天井，起主要目的无非是为了加强自然采光和自然通风，然而同时又不可避免的导致外界面增加，体型表面积扩大，此时通过建立可应变的玻璃界面调节体型可以在极端气候下封闭天井，对建筑体型进行“完型”，这样在满足自然采光的同时隔绝热交换，可以降低热工能耗。

在黄河中下游大部分地区日照充足，居室的南向空间即可以在冬季获得良好的日照，又可以在夏季通过某些应变的措施来实现遮阳。由于人们对不同功能空间的热舒适要求不同，在居室设计中应按照对热舒适的不同需要而合理分区，将对热舒适质量要求较低的空间，如把厨房、卫生间、储藏室、走道置于自然温度

相对较低的北向区域内，而把起居室、卧室尽量布置在朝向好、自然舒适度较高的南向区域，从而使非均质分布的外界气候资源得到充分的利用。

通过增加层级，也可以减弱冲突，这具有普遍的适用意义。为了保证主要空间的室内热舒适环境，可以在舒适度要求较高的空间与恶劣的外界气候之间，结合具体情况使用设置过度空间区域，又可说成“温度阻尼区”。对于位居平面核心部位的空间而言，温度阻尼区可以视作外界面向室内的纵深扩展，由于温度阻尼区与外界面的温差要小于热舒适度高的中心部位空间与外界的温差，即外界面的内外温差减小，所以，可使室内的传导和辐射热损失显著减少，这对于冬季采暖和夏季使用空调都是有利的。南向的温度阻尼区在白天还可作为附加阳光间使用，是改善冬季室内热舒适环境的一个有效措施，当然，夏季也可以打开门窗进行自然通风，使之成为一个可调节、可应变的缓冲空间。

2.3.2通风环境

与其他技术相对复杂、设备相对昂贵的生态技术措施相比，自然通风完全依赖引导自然力来实现。住宅中的自然通风，包括以下三种不同的目的：

1.通过空气交换带走房间的热量，降低室温，满足热舒适需要。

2.供给新鲜空气，更新室内空气的组成成分，改善卫生环境。

3.当外界的气温比室内的气温还高时，外界气流并不能降低室内温度，但气流能加速人体表面的汗液蒸发，使人在感觉上产生降温的舒适效果。

当然自然通风也有一些缺点：

1.外界气温不适宜时，自然通风会导致热工能耗有所增长，所以，居室在采暖和空调期间要对自然通风量加以限制。

2.实现自然的穿越通风，要求外界的风速、风向以及居室周围的条件满足一定的要求。在静风率高的地区仅仅依赖自然通风降温很难满足舒适的要求。

3.难以控制空气的洁净，屏蔽空气中的气味、尘埃等有时会涉及复杂的设备，在大多数住宅中是难以实现的。因而自然通风要根据住宅的环境条件以及内部的要求，视具体情况适时做出必要的调整。

自然通风的动力是风压差与热压差。风压差是因自然风力的作用而产生的，气流从压力高处流向压力低处；而热压差则是因不同温度的空气导致密度差异而产生的。这两种因素有时单独存在，有时同时存在，当风压差很小时，热压差对自然通风起着主导作用。风压差引起的自然通风是以气流的的水平方向运动的穿越式通风为主。为了加强静风期的通风效果就需要提高居室内部或内外之间的热压差，可以采取以下的措施：

1.制造高温区。在夏季利用玻璃的温室效应来制造局部高温，加剧室内温度场的不平衡，提高热压差，促进通风。

2.扩大气流出入口的高差来提高热压差。可以设置落地窗能够减弱室内空气的盆地层积效应，促进气流运动。还可以设置垂直贯穿的竖向空间，在顶部设置可以开启的多层共享中庭，强化“烟囱效应”

此外，当夏季室内外温差不大时，通风降温的效果归因于气流能促使人体汗液的蒸发，直接带走人体产生的热量，而不是简单的降低室内气温。因此，尽可能的使气流经过人体就显得尤为重要。在以往的许多住宅设计中，窗台的高度通常是以摆放家具（如桌子的高度）的要求以及安全的要求来确定的，而不是从气候及通风角度来考虑的。这是在室内热舒适要求不高、忽视对气候要素利用的低级状态下产生的，往往会导致住宅的气候性能缺陷。从对气流的分析可以知道，窗台过高造成的“盆地效应”会在室内形成过多的风影区，比窗比台低的床，在夜间就常常处于窗台的风影区内，大大影响自然通风的空间范围和效率。近几年，住宅的窗子的尺寸日渐加大，特别是窗台的高度不断降低，甚至是大面积的落地窗，原先封闭的实体化的阳台栏板也变成了镂空栏杆，这能有效的提高住宅的气流可穿越能力。所以提高整个住宅外界面的通透性或可变性，能最大限度的减弱空气层积效应的不利影响，对促进风压通风和热压通风都有十分有利的。

在居室剖面中，应变的要素除了墙体等垂直方向的分隔界面之外，还包括水平的横向分隔界面，如楼板、屋面、天窗，等等。通过对住宅剖面的改变包括调节内、外界面，能够有效的对住宅内部的热压差气流进行控制引导，促进自然通风。

2.3.3结合对地下建筑和合院结构的认识，分析住宅的应变形态

地下住宅的特点是有相当部分的围护结构为自然实体（泥土、岩石等等），接触外界空气面积少，既体型系数小，因而隔热性好而热容量大，使之能在严酷多变的气候条件下保持相对稳定的室内气候，这种特性非常适合黄河中下游多变的大陆性气候的需要，可以大大降低住宅的采暖和制冷能耗。有关测试表明，由于延迟效应的影响，在地表以下6m深处的温度年波动恰好与室外空气的年波动呈现大约180°的相位差，即室外气温最冷月份（1～2月）时该地层温度却处于最高峰处，而室外最热月份（7～8月）时该地层温度却处于最低峰处。而地层越深，低温波动的幅度就越小，在地表以下2m时，还有10℃左右的年平均温差，但当深入地面以下8m深处时，在一年的周期里地层温度能基本保持不变。（图2）针对黄河中下游的特定气候，地下建筑是用料最少、能耗最低、建造最简的方案。土壤覆盖是地下建筑最直观的特点，这一点可以借鉴为地上住宅的屋顶覆土绿化，以此能改善住宅顶界面的隔热性能。一般情况屋顶界面大约平均占地上住宅外界面的20%左右，而且绝大部分是只具有热工消极意义的盲界面。此外植物随气候的季节变化对住宅顶界面的热工性能起到应变调节作用，就如同动物的毛发。

分析了地下建筑，再来分析一下合院结构。合院民居是在我国特定的自然社会结构关系下各种外力综合作用下的产物。在开封也存在这相当数量的合院，它是我国传统民居的一大特色。合院是盛载气候要素的容器，通过建筑对自然的包容和调节，能够对恶劣气候以及气候的变化有较好的适应和应变能力，它地朝天，敞口于上，通风纳气，承接阳光雨露日月精华，是住宅对气候资源的引入。尽管合院中的空气通过合院上口与大气连通，但其运动状态又有别于自然大气。由于合院周边的垂直界面对空气水平运动的限制，合院内空气的层积效应导致气温出现竖向梯度，即冬季合院内的气温自上而下逐渐升高，而夏季刚好相反。这样，合院也就成为整个建筑的气候缓冲器和阻尼区，丰富了住宅的总体气候梯度，

从而创造了在恶劣气候条件下各季节都比较舒适的室内空间。合院内的空气的层积，可以减弱外部气流对室内舒适环境的不利影响，保持合院内的温度环境和风环境相对稳定，有利于冬季保温防寒；同时利用合院内的空气热压差形成的“烟囱效应”，可以在夏季通过启闭周遍的门窗来控制和调节室内的通风降温。

尽管合院通过调整周边界面的启闭，能够通风纳凉，保暖防寒，但其效果显然十分有限，可以在传统的合院结构的基础上在住宅中央设计一个“应变核心”――一个周边被房间包围的应变的内院。内院与房间之间的界面以及内院直接向外开敞的界面都有灵活变动的可能，设置面积较大的可以开启的门或窗，从此来控制内部气候。在寒冷的冬季，内院周边的所有界面都关闭，内院实际上成为室内空间的一个部分，或者视作为原有空间的“热缓冲层”，此时住宅的体型减少了凸、凹，外界面变的光滑完整，减少了失热的面积。内院的加入也丰富了住宅的气候梯度，弥补了冬季室外活动场所不足的缺憾。到了夏天，院内周边的外界面尽可能全都打开，此时的院内是半开放空间，无论是热压差作用还是风压差作用，通过内院都可以促进周边房间的自然通风。这样，通过“应变核心”的界面应变，分别利用温室效应、烟囱效应、热缓冲层等被动技术策略在不同季节均可促进室内环境的舒适。

三、结束语

上述通过对在大陆性过度气候下内、外界面的资源属性的分析以及对住宅界面的应变措施的阐述，我认为在某种意义上住宅和生命一样，已经演化成一个不断与环境进行物质、能量和信息交换的新陈代谢系统。住宅已经呈现出一种类生命特征，拥有生物一样的自然本性。住宅的应变是高效的，也是生态的。它是对人工气候与自然气候之间动态物流和能量流的调节控制过程，最终的目的是以最高的气候利用效率和最低的环境负荷来实现健康舒适的住宅空间。适应气候，合理利用气候的有意要素本就是生态住宅的核心理念之一。

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温室气体来源篇12

早在1999年，包括美国技术评价国际中心在内的20家组织向美国环保署（以下简称EPA）就提出申请，要求EPA按照《清洁空气法》第202条（a）款第（1）项对新机动车排放的四种温室气体（CO2、CH4、N2O、HFC5）进行监管。2003年12月，EPA正式拒绝了这一申请，理由是：EPA无权按照《清洁空气法》对温室气体排放进行监管，并且即便它有权监管，基于自由裁量权也不会进行监管。2005年7月，EPA因此被马萨诸塞等12个州和一些地方政府以及非政府组织诉至美国联邦华盛顿特区巡回上诉法院，在该法院做出了支持EPA的判决后，原告方当事人又向美国联邦最高法院提起上诉。2007年5月美国联邦最高法院做出判决，即著名的“马萨诸塞州等诉美国环保署”案。美国联邦最高法院在判决中认定：温室气体属于《清洁空气法》规定中的空气污染物，EPA有权对温室气体排放进行监管。

在该判决作出之后，EPA在行使温室气体排放监管权上做了两个方面的工作：一是颁布了温室气体排放强制报告规则；二是颁布了多个控制温室气体排放的规则，具体包括：针对移动源的危害调查报告和尾气管道规则等、针对固定源的时限规则和剪裁规则等。

（一）温室气体排放强制报告规则

2009年10月，EPA依据《清洁空气法》和《2008年统一拨款法》发布了温室气体排放强制报告规则。该规则公布后，EPA对其进行了多次修改，包括扩大报告主体的范围、对某些报告信息给予保密处理等。

目前，温室气体排放强制报告主体涉及在能源产业链上、中、下游45个相关行业内直接的温室气体排放者以及能源供应商。该规则首先概括规定了对所有行业温室气体排放报告主体的要求，然后又逐个行业细化了报告主体的具体范围以及对该行业内报告主体的测算、监测、报告与核证要求等。对于排放设施的温室气体排放年度报告而言，应当报告所有应报告排放源类型、排放的所有温室气体的年度累积排放总量、每一应报告排放源类型排放的每一应报告温室气体的年度排放量、按照对所在行业的数据要求对每一排放单位、过程、活动、运行等所测算的排放数据和其他数据等内容。对能源供应商的温室气体排放年度报告而言，应当报告所有“应报告供应类型”的所有温室气体年度累积总量、每一应报告供应类型的每一温室气体年度累积总量等。如果报告主体的年度温室气体排放量连续3年都低于15000立方吨CO2e，那么在通知美国环保署署长发布不再继续报告并说明温室气体排放减少的原因后，该报告主体就不再负有温室气体排放强制报告义务。

在法律责任方面，该规则规定：任何对温室气体强制报告相关义务的违反，都构成对包括第114条在内的《清洁空气法》的违反，并且违反行为每一日都成一个独立的违反行为。违反行为包括但不限于：不进行温室气体排放报告、不收集为计算温室气体排放量所需要的数据、不按要求持续监测温室气体排放、不保存为核证温室气体排放数量所需要的资料、不按照规定的方法学计算温室气体排放量。

（二）对移动源温室气体的控制：危害调查报告和尾气管道规则等

2009年12月，EPA公布了其依据美国《清洁空气法》第202条（a）款第（1）项所作的危害结果及其原因调查报告，并于2010年1月生效。在该报告中，EPA依据大量科学文献，得出以下结论：（1）温室气体被合理地认为将会以多种方式危害美国公众的健康和福利；（2）《清洁空气法》第202条（a）款第（1）项下新机动车和新机动车引擎的温室气体排放将会导致温室气体空气污染总量增加。

既然EPA已经颁布危害调查报告，按照《清洁空气法》第202条（a）款第（1）项规定，EPA就应当制定条例对该机动车排放的温室气体进行监管。2010年4月，EPA与美国国家高速交通安全管理局联合发布了“轻型机动车温室气体排放标准与公司平均油耗标准”（简称“尾气管道规则”）。该规则于2010年7月6日生效，适用于轻型机动车、轻型卡车及中型乘客车等机动车类型，所覆盖的新产品年度从2012年到2016年，这些机动车排放的温室气体占美国所有与交通相关温室排放的60%。该规则包括了限制新机动车四种不同温室气体（CO2、CH4、N2O和HFCS）排放的多个标准。通过逐步提高标准的方式，该规则要求从2012年到2016年的新产品年度，该规则所适用的机动车温室气体平均排放量降低至250g英里，平均燃料效率提高至34.1英里/加仑。2012年10月，EPA又发布了控制2017年至2025年新产品年度轻型机动车温室气体排放的规则，并规定：到2025年，轻型机动车温室气体排放量降低至约160克/英里，燃料效率标准提高至约50英里/加仑。相对于2010年，到2025年新轿车和轻型卡车的温室排放降低50%。2011年12月，EPA还发布了旨在控制中型、重型新机动车温室气体排放的规则，适用于从2014年至2018年的中型和重型机动车新产品年度，并且针对不同类型中型和重型机动车规定了不同的控制温室气体排放标准。

“尾气管道规则”还设计了灵活机制，以解决命令与控制型方法所存在的僵硬性、不能鼓励排放者最大限度减排等方面的问题。第一，逐渐提高限制机动车温室气体排放的标准，使机动车生产商能够有时间适应新的标准。第二，设立了一系列灵活性措施。最重要的是，该规则允许生产商对其排放信用额进行存储和交易，即在生产商生产的新机动车排放额度低于所使用的标准时，允许该生产商存储该信用额度，用于将来其生产的新机动车排放额度高于标准时的缺口或者将该信用额度转给其他生产商。

（三）对固定源温室气体排放的控制：时限规则与剪裁规则等

需要注意的是，在“马萨诸塞州诉美国环保署”案判决中，美国联邦最高法院关于要求EPA重新考虑原告方当事人请求、危害调查报告 以及尾气管道规则都是针对美国《清洁空气法》第202条（a）款下移动源温室气体排放作出的。既然EPA已经对移动源温室气体排放进行监管，那么对固定源温室气体排放是否也要进行监管呢？

2008年12月，时任美国环保署署长史蒂芬·L·约翰逊女士以备忘录方式向美国环保署各地区分局负责人进行了解释。该备忘录指出，防止空气质量重大恶化计划（PSD）是指按照《清洁空气法》中的某一规定或者按照依据《清洁空气法》制定的条例，某一空气污染物应当受到监管，这里的监管是指其排放受到实际控制的情况，而不包括仅要求排放者对其温室气体排放负有报告义务的情形。也就是说：即便EPA制定了温室气体强制报告规则，也不会自动引发对该温室气体排放的控制。2008年12月，塞拉俱乐部等组织申请EPA重新考量该备忘录所作的解释，理由是“该解释性备忘录是不为法律所允许的，其发布违反行政法程序规定等”。2010年4月EPA颁布“时限规则”，维持了约翰逊女士在该备忘录中所作的解释。

结合美国联邦最高法院对“马萨诸塞州诉美国环保署”案的判决内容以及《清洁空气法》第202条（a）第（1）款规定，就会发现这一解释影响重大。这意味着，按照美国联邦最高法院的判决内容，一旦EPA在《清洁空气法》第202条（a）第（1）款下作出机动车排放的温室气体将会危害公众健康和福利的结论，就会引发连锁反应，即：首先制定控制移动源温室气体排放的规则，然后自动引发PSD计划和《清洁空气法》第V部分对固定源温室气体排放的监管。考虑到在该规则颁布之时EPA已经颁布危害调查报告和尾气管道规则，因此必将会自动引发EPA依据《清洁空气法》对固定源温室气体排放的监管。

那么，应当从何时开始监管呢？按照时限规则，所谓实际控制既非指条例颁布之时，也非指条例发生法律效力之时，而是指条例中的规定实际发挥作用之时。按照尾气管道规则，对新机动温室气体排放的监管只能从2012年机动车新产品年度进入市场之日即2011年1月2日开始。因此EPA认为，对固定源温室气体排放的监管应当从2011年1月2日开始，而非2010年4月1日尾气管道规则颁布之时，也非2010年7月6日尾气管道规则生效之时。EPA此举实际上将对温室气体排放的监管从“尾气排放规则”的生效时间即2010年7月6日推迟到2011年1月2日。

对固定源温室气体排放又该如何监管呢？按照《清洁空气法》中PSD计划和第V部分的规定，在固定源的任何空气污染物排放达到规定的主要数量（即法定门槛值）时，即为主要固定源或者主要排放设施，就需要获得建设许可证或者运行许可证。在PSD计划下，主要固定源和主要排放设施（其任何空气污染物的排放超过100吨或者250吨的排放源）的建设必须事先取得由各州颁发的建设许可证。按照第V部分，主要固定源或者主要排放者（其任何空气污染物的排放超过或者可能超过100吨的排放源）应当取得由州颁发的运行许可证。

问题在于，上述法定门槛值在《清洁空气法》制定时是针对传统空气污染而设定，但温室气体不同于传统空气污染物，因为温室气体是化石燃料燃烧的必然结果，任何使用化石燃料的地方都会发生温室气体排放，所以温室气体的排放源和排放量远远超过其他空气污染物。更为重要的是，严格适用上述门槛值将会导致在PSD计划和第V部分下被监管对象激增。按照EPA测算，如果严格按照PSD计划的法定门槛值，将会导致申请许可证的主体数量从原来每年的280个跃升为81000个，每一PSD计划下排放源的许可成本平均大概是60000美元。而在第V部分，申请获得运行许可证的数量也会从14700个猛增至6100000个，每一排放源的许可成本平均大概是623175美元。据估计，为处理这些许可申请，“EPA需要雇佣230000个全职雇员，而每年的许可费用将会在原来6200万美元基础上增加210亿美元。”对于被监管对象而言，则需要采用“最佳可得控制技术”以控制温室气体排放。因此，不管是对被监管对象还是对许可机关，严格执行《清洁空气法》规定的法定门槛值都将会带来沉重的甚至是无法承受的负担。

为此，2010年6月EPA颁布了剪裁规则。该规则计划在六年时间内，通过三个步骤逐渐引入对固定源的温室气体排放许可要求。步骤一是：仅针对目前按照除温室气体之外的空气污染物已经受到监管的固定源，对该固定源温室气体排放进行监管，从2011年1月2日尾气管道规则生效起，到2011年7月1日步骤二生效之日止。步骤二是：对温室气体较大固定排放源进行监管。首先，对步骤一中已经受监管的固定源，对其排放的温室气体进行监管。其次，对于新建固定源，如果其温室气体排放量超过或者可能超过10万吨，将会受到PSD计划的监管。再次，对于现有固定源，如果其温室气体排放量超过10万吨，并且改建将可能会增加75000吨年度排放量，也会受PSD计划的监管。第四，如果某一现有固定源其年度排放量超过10万吨，将会受到《清洁空气法》第V部分的监管。2012年6月，EPA制定了有关剪裁规则步骤三的规则，并规定在2016年前维持剪裁规则对固定源温室气体排放进行监管的门槛值。

二、“美国电力公司诉康涅狄格州”案：进一步巩固EPA的温室气体排放监管权

“马萨诸塞州诉美国环保署”案开启通过提起行政诉讼推动EPA依据《清洁空气法》控制温室气体排放的路径。那么，当事人能否通过提起民事诉讼来控制温室气体排放呢？美国联邦最高法院对“美国电力公司诉康涅狄格州”案的审判给出了否定答案。该案是联邦最高法院首次审理依据侵权法对温室气体排放者提出公共妨害请求以控制温室气体排放的案件，也是联邦最高法院第二次审理气候变化案件。

（一）通过民事诉讼控制温室气体排放的努力

2004年6月，由8个州和纽约市、3个非营利土地信托组织作为两组原告，对5家电力公司向美国联邦纽约南部地区法院分别提起了诉讼。该地区法院对该两个案件进行了合并审理，即“康涅狄格州诉美国电力公司”案。原告称，作为被告的5家电力公司是美国最大的CO2排放企业，它们在美国很多州拥有发电厂，这些发电厂每年度的CO2排放总量估计达6.5亿吨，约占美国电力行业CO2排放量的25%，约占美国国内人为排放CO2总量的10%，约占全球人为活动排放CO2总量的 2.5%。原告方认为，被告排放的温室气体导致全球变暖，已经影响到并且将继续影响公众健康与自然资源，按照联邦普通法或者州妨害法，已经构成公共妨害。原告请求该地区法院向被告发布法令为每一被告设定温室气体排放的初始最高限额，并要求被告逐年减少其温室气体排放。2005年12月，该地区法院以原告所诉事项属于不可诉的政治问题为理由驳回了原告的诉讼请求。

之后，该案件被上诉至美国联邦第二巡回上诉法院。该上诉法院于2006年6月组织法庭辩论之后，于2009年9月方作出判决。该上诉法院在判决书中主要分析和解决了如下问题。第一，联邦地区法院能否基于政治问题原则驳回原告的诉讼请求？第二，所有原告是否均具有诉讼资格？第三，原告方的诉讼请求是否依据联邦普通法中的公共妨害原则提出？第四，在本案中联邦普通法是否为《清洁空气法》所取代？

针对前两个问题，该上诉法院认为，该地区法院以原告所诉事项属于不可诉的政治问题而驳回原告的诉讼请求是错误的，所有原告方当事人均具有诉讼资格。考虑到本文主要讨论美国联邦层面控制温室气体排放方面的实体法问题，因此对该案程序法方面的问题不作过多论述。针对“当事人的诉讼请求是否依据联邦普通法中的公共妨害原则提出”这一问题，该上诉法院依据美国《第二次侵权法重述》中关于公共妨害的规定对其进行了分析。按照美国《第二次侵权法重述》，所谓公共妨害是指对公众所普遍具有的权利的不合理干涉，即公共妨害包括两个要素：一是公众普遍具有的权利；二是被告人对该公众权利的干涉是不合理的。可以认定构成“对公众权利的不正当干涉”的情形包括：（1）被诉行为是否涉及对公众健康、公众安全、公共安宁等的重大干涉；（2）被诉行为是否为法律、法规和条例所禁止；（3）被诉行为是否具有持续的性质，或者已经产生永久或者持续的影响，并且行为人知道或者有理由知道其行为对公众权利具有重大影响。据此，该上诉法院经过分析认为：所有原告所提出的诉讼请求均为依据联邦普通法中的公共妨害原则所提出。针对“本案中联邦普通法是否已为联邦制定法所取代”这一问题，被告方称：“《清洁空气法》与另外5部立法已经足以应对全球气候变化和CO2排放，因此本案中联邦普通法中的公共妨害原则已经被取代，因为国会已经对该问题进行了立法。”该上诉法院认为，分析是否“被取代”问题的关键在于“立法是否实际上对妨害问题进行了规定”。在本案中原告方当事人所提出的公共妨害请求源于被告发电厂所排放的温室气体，因此必须要特别审查美国联邦层面对固定源温室气体排放的监管。经过审查，该上诉法院发现：美国联邦政府在当时尚未正式颁布危害调查报告，更谈不上依《清洁空气法》对固定源温室气体排放的监管。至于另外5部法律也没有对固定源温室气体排放的监管作出明确规定。该上诉法院最终认定：针对原告的诉讼请求，联邦普通法未被联邦立法所取代，判决撤销该地区法院判决，并发回重审。

2010年12月美国联邦最高法院发布了针对该案的调卷令。联邦最高法院重点审理的问题是：第一，原告方是否具有诉讼资格，法院对本案件是否具有管辖权；第二，针对固定源的温室气体排放，联邦普通法是否已经为联邦制定法所取代。2011年6月，联邦最高法院8名大法官以一致同意的方式对该案作出判决。

针对诉讼资格和管辖权问题，联邦最高法院参与审理该案的8名法官中，有4名法官认为至少有部分原告方具有诉讼资格，另外4名法院认为原告不具有诉讼资格。在这种情况下，该法院最终肯定了联邦第二上诉巡回法院对该案行使管辖权的做法。针对原告控制被告方发电厂温室气体排放的诉讼请求，联邦最高法院认为联邦立法已经取代联邦普通法。金斯伯格大法官在判决书中指出，“马萨诸塞州诉美国环保署”的判决已经明确表明C02排放属于受《清洁空气法》监管的空气污染。《清洁空气法》第111条也规定：如果据署长判断，某一类型的温室气体排放源将会极大地导致或者促进空气污染，并且被合理地认为将会危害公众健康和福利，那么他就应该将该类型的温室气体排放源列入温室气体排放源类型列表中。某一排放源类型一旦被列入“排放源类型列表”中，那么EPA就应当为该种类型新建或者改建排放源排放的污染物制定绩效标准。如果EPA不建立该标准，那么美国各州或者私人当事人可以按照《清洁空气法》第307条申请EPA制定该标准，并且可以寻求法院救济。也就是说，《清洁空气法》对美国国内发电厂温室气体排放的监管做出了规定。美国联邦最高法院认为，就“取代而言，需要考虑的是，联邦立法对被诉问题所涉及的领域是否已经规定，而非以何种方式作出规定。”本案中最为关键的一点就是否监管以及如何监管发电厂的温室气体排放，美国国会已经授权EPA做出决定，这一授权已经取代美国普通法。按照《清洁空气法》规定，制定决策的顺序应该是：先是由专家机构EPA作出决策，然后才是由美国联邦法院作出裁决。《清洁空气法》将有关利益权衡问题的决策交由EPA和各州监管者联合做出，是因为相对于联邦法院而言，EPA有大量的科学资源、经济资源和技术资源可以利用。

（二）通过民事诉讼控制温室气体排放面临的挑战

作为美国环境法的重要法律渊源，普通法非常适合于为一系列现代生态问题提供救济，并且在推动私人诉讼方面起着重要作用。但综合分析美国联邦地区法院、美国联邦第二巡回上诉法院和美国联邦最高法院对“美国电力公司诉康涅狄格州”案的审判就会发现，面对气候变化这样的全球性、复杂性问题，气候变化受害者试图依据联邦普通法通过民事诉讼控制温室气体排放的做法面临大量挑战。

第一，可能违反三权分立原则。在本案中，原告方当事人所试图实现的是由法院发布禁令来控制和减少温室气体排放。如果这一目的被联邦最高法院认可，就意味着由本案所确立的控制温室气体排放的路径可以被复制和运用到其他案件中去，那么这实际上是让法院行使了原本属于国会的立法职能和联邦政府的执法职能。显然，这将违反三权分立原则。该案与“马萨诸塞州诉美国环保署”案的不同在于，在后一个案件中法院所作的是解释《清洁空气法》的相关规定，从 而将对温室气体排放的控制嵌入到现行《清洁空气法》中，达到推动EPA依据《清洁空气法》控制温室气体排放的目的。也就是说，法院必须恪守其作为司法机关的本分，在三权分立的原则框架内进行司法活动，而不是僭越立法机关或者行政机关的职能。

第二，在侵权责任的认定方面存在诸多困难。即便承认全球变暖是公共妨害问题，但是作为公共妨害的气候变化也与传统的公共妨害问题截然不同。这是因为传统的公共妨害往往是地域性的，实施公共妨害的行为人特定，并且公共妨害的受害人也是可以确定的。然而，气候变化则是全球性问题，作为化石能源燃烧的必然产物，温室气体排放源不局限于某一特定地域。那么，在依据侵权法中的公共妨害原则认定行为的侵权责任时，就会遭遇诸多困难。比如，如何确定被告。因为气候变化是温室气体排放的累积性后果，不存在可以归结为某一特定被告的具体损害行为。再如，如何确定被告的行为与原告所受损害之间的因果关系。因为气候变化不仅包括人为原因造成的，还包括自然原因造成的。对于诸如卡特琳娜飓风之类的极端气候现象，又该如何划分人为原因和自然原因在其中所发生作用的比重。

第三，如果允许通过民事诉讼控制温室气体排放，就容易导致以公共妨害为由控制温室气体排放案件激增，一方面使得联邦法院不能承受其重，另一方面也容易导致有关气候变化政策、能源政策的碎片化、缺乏一致性和系统性等问题。如果在本案中联邦最高法院允许当事人通过民事诉讼控制温室气体排放，那么气候变化受害者就会向法院寻求救济，这使得联邦法院的法官实际上充当了超级EPA的角色，但是“法官可能不会组织进行科学研究或者召集专家小组听取建议，或者依据‘通知一评价’程序，在听取任何利益相关人的意见后发布规则，或者征求各州监管机关的专家的意见。”另外，法官在审判案件时，往往仅基于案件自身的情况做出裁判，而无法统筹考虑案件外的各种情况、衡平各种利益，这样就会导致就容易导致法院不同判决之间的混乱。即便当事人的诉讼请求能够实现，也无法形成统一的控制温室气体排放政策和法制，同时还可能导致能源政策和法制的混乱，更无法为企业控制温室气体排放提供合理预期。由专家机构EPA控制温室气体排放则不同，因为它在颁布具体法律规则时，可以通过各种方式征求公众和利益相关方的意见和建议。

联邦最高法院对“美国电力公司诉康涅狄格州”案判决的意义在于：第一，依据依联邦普通法中的公共妨害原则通过民事诉讼控制温室气体排放的道路是行不通的；第二，巩固了基于联邦最高法院在“马萨诸塞州诉美国环保署”案的判决所形成的温室气体排放监管路径。

三、“负责任的监管联盟诉环保署”案：支持EPA控制温室气体排放的具体措施

针对EPA颁布的危害调查报告、尾气管道规则、时限规则和剪裁规则等四个规则，包括多个州和工业组织在内的不同当事人分别就上述规则中的一个或者多个向美国联邦哥伦比亚特区巡回上诉法院提起了共计27个诉讼。原告方当事人试图通过提起这些诉讼推翻上述四个规则，进而阻止EPA行使其对温室气体排放的监管权。2012年2月，该上诉法院成立了由三名法官组成的审判庭对这27个诉讼进行了合并审理，即“负责任的监管联盟诉美国环保署”案。2012年6月该上诉法院作出判决，支持了EPA制定的上述四个规则。

1.关于危害调查报告。原告当事人提出了六个方面的质疑，被该上诉法院逐一驳回。第一，原告认为，在《清洁空气法》第202条（a）款第（1）项下，EPA不考虑颁布危害调查报告可能产生的政策后果以及在《清洁空气法》下监管温室气体排放可能产生的荒唐结果，而仅基于科学判断做出危害调查报告是不恰当的，其所作出的报告是武断的和不可捉摸的。该上诉法院认为，分析《清洁空气法》第202条（a）款第（1）项规定和美国联邦最高法院对“马萨诸塞州诉美国环保署”案的判决，可以发现这些因素不是颁布危害调查报告所需要考虑的内容。第二，原告认为，EPA依据联合国政府间气候变化专家委员会（IPCC）等机构的研究成果做出危害调查报告，其科学证据是不充分的。该上诉法院认为，任何研究都是在前人基础上进行的，EPA在做出危害调查报告时不需要再次证明原子是存在的。EPA作出危害调查报告所依据的科学资料是大量的，不能仅以存在不确定性来否定危害调查报告的合理性，因为《清洁空气法》本身就具有风险预防的性质，EPA不需要通过“严格的、环环相扣的因果关系证明”来支撑危害调查报告。第三，原告认为，危害调查报告未对气候变化给公众健康和福利造成的危害进行量化评价。该上诉法院认为，分析《清洁空气法》第202条（a）第（1）项的法律文本，可以发现危害调查报告并不需要精确的数字，相反，危害调查必然是基于个案进行的，因为危险并不是由某一固定的危害概率所设定的，而是由风险和危害，或者盖然性与严重程度相互作用的产物。第四，原告认为，机动车通常情况下并不排放全氟化碳（PFCs）和六氟化硫（SF6），所以EPA在危害调查报告认定包括这两种温室气体在内的六种温室气体将会危害公众健康和福利是有问题的。该上诉法院认为，原告方当事人并未提供其因此受到损害的证据，因此没有诉讼资格。第五，原告认为，EPA未将危害调查报告提交科学咨询委员会审查。EPA辩称，它仅向依据第12886号行政命令向美国信息与监管事务办公室提交了危害调查报告的草案，因而不过是非正式审查过程，并不会引发其向科学咨询委员会提交该危害调查报告的义务。对此，原告方当事人没有回应。第六，原告认为，EPA拒绝原告方当事人重申考虑危害调查报告的申请是错误的。该上诉法院认为，尽管危害调查报告的部分支撑材料即IPCC的评价报告所依据的部分文献资料没有经过同行评议，但这些文献资料的使用并不影响IPCC关键结论的得出。

2.针对尾气管道规则。原告主要提出了两个方面的反对意见：第一，EPA在制定该规则时，对其所依据的《清洁空气法》第202条（a）款第（1）项的解释是不恰当的，并且由于没有考虑到该规则将会引发对PSD计划和第V部分下的固定排放源的监管成本，因而是“武断的和难以捉摸的”。也就是说，当事人之所以反对尾气管道规则 ，不是因为该规则本身，而是因为该规则的颁布会自动引发对PSD计划和第V下的固定源温室气体排放的监管。原告方声称，如果EPA考虑到这一点，那么它将会把CO2排除在排放标准之外，或者拒绝颁布温室气体排放标准，抑或通过解释《清洁空气法》使其不会引发对固定源温室气体排放的监管。该上诉法院认为，在《清洁空气法》第202条（a）款第（1）项中，通过使用“应当”这样的字眼，国会并没赋予EPA自由裁量权。既然EPA已经做出了危害结果调查报告，按照该《清洁空气法》第202条（a）款第（1）项规定，EPA就必须颁布尾气管道规则。

第二，既然美国国家高速交通安全管理局已经制定了燃料效率标准，那么EPA可以行使自由裁量权拒绝制定尾气管道规则。的确，从最终效用来看，燃料效率标准和尾气管道规则在一定程度上是相同的，燃料效率提高使得行使某一特定里程消耗的燃料减少，从而相应减少温室气体排放。但是，两者还是有很大区别。第一，制定规则的目的不同。燃料效率标准实际上是提高能源效率的具体方式，其目的在于节约能源，制定尾气管道规则的目的则是在于减少温室气体的排放。第二，制定规则的法律依据不同。该上诉法院引用美国联邦最高法院在“马萨诸塞州诉美国环保署”案的判决指出：“美国交通部制定燃油消耗里程标准这一点无法免除EPA的环境保护责任。”因为EPA制定温室气体排放标准的义务来自于“完全独立于美国交通部提高燃料效率的职责”的法定义务。

3.针对固定源温室气体排放的监管。围绕如何理解“按照《清洁空气法》受监管的任何空气污染物”，EPA和原告方产生了分歧。长期以来EPA将其理解为按照《清洁空气法》中的某一规定或者按照依据《清洁空气法》制定的条例，某一空气污染物应当受到监管。原告方当事人认为，对“按照《清洁空气法》受监管的任何空气污染物”可以作更为狭义的理解，EPA可以而且应当将PSD计划适用于主要温室气体排放源。EPA认为，它必须实施国会毫无异议的明确表达，即要求PSD计划适用于对任何空气污染物的主要排放者。对此，该上诉法院认为，对于该问题必须从法律文本进行分析。《清洁空气法》第169条第（1）款要求，排放任何空气污染物达到主要数量的固定源，都需要申请获得PSD计划下的许可证。从字面上理解，任何一词具有广阔的含义，即不论何种类型，毫无区别。国会在《清洁空气法》中使用具有宽泛意义的、不加区别的修饰词“任何”表明：“任何空气污染物包括温室气体。”（P134）美国联邦最高法院在“马萨诸塞州诉美国环保署”案的判决中也指出，作为《清洁空气法》中的重要概念，且适用于《清洁空气法》的所有条款，第302条（g）款中“空气污染物”毫无疑问包括温室气体（P134）。该上诉法院进一步分析道，PSD计划要求所有被监管的排放源，就按照《清洁空气法》受监管的每一污染物均采用最佳可得控制技术，并且确定这些排放源将不会超过《清洁空气法》规定的任何排放标准，从而造成空气污染。最终该上诉法院判决认为“主要排放设备”定义中的“任何空气污染物”是指“按照《清洁空气法》受监管的任何空气污染物”。

针对美国环保署制定尾气管道规则将会自动引发PSD计划对固定源温室气体排放的监管，原告提出了不会引发PSD计划自动监管的三种解释方法。但是，被该上诉法院一一驳回。这三种解释方法主要集中在如何理解和运用《清洁空气法》中PSD计划部分的规定上。