凈碳排放量測算與碳治理成本核算

袁廣達 蔣松澤 馮克玉

【摘要】本文以長三角地區為例， 通過對碳源和碳匯的詳細分析， 運用IPCC清單法和生物量法分別測算區域內的碳排放量與生態系統固碳量。基于測算結果將區域內釋碳量與固碳量進行對比分析， 求得2010 ～ 2019年凈碳排放量； 引用碳捕捉與封存成本為二氧化碳單位治理成本， 以此核算長三角地區的碳治理成本。將二氧化碳的治理成本量化有助于加速區域內的節能減排， 推動“碳中和”目標的實現。

【關鍵詞】碳中和；凈碳排放量；治理成本；長三角地區

【中圖分類號】F230? ? ? 【文獻標識碼】A? ? ? 【文章編號】1004-0994（2023）21-0053-9

一、 引言

（一）研究背景

近年， 由于全球氣候變化頻繁， 各國的碳減排壓力不斷加大。習近平總書記在第七十五屆聯合國大會上發展演講稱， 中國力爭于2030年前二氧化碳排放達到峰值， 努力爭取于2060年前實現“碳中和”。根據國際機構的測算， 中國是世界上碳排放總量最大的國家， 且人均碳排放量高于世界平均水平。由此可見， 我國將面臨巨大的碳減排壓力。目前， 我國經濟與城鎮化發展迅速， 而能源結構轉型緩慢， 因而會產生大量的二氧化碳。在“碳中和”的時代背景下， 掌握我國碳排放變化趨勢需以凈碳排放量的測算為前提， 繼而有效開展各項減排工作。二氧化碳排放具有明顯的區域特征， 在碳排放總量與強度的雙重約束下， 核算各區域碳排放總量與二氧化碳治理成本有利于國家實現“碳中和”目標。

長三角地區作為我國經濟發展最活躍、 開放程度最高的區域之一， 在國家現代化建設中具有重要地位。但同時， 長三角地區經濟的快速發展也伴隨著高強度的資源開發、 生態的超負荷運轉， 因此該地區的生態環境較為脆弱。長三角地區約占國土面積的3.7%， 2019年貢獻了24.3%的GDP， 但也產出近20%的二氧化碳。長三角地區的特殊現狀， 使其更應該主動承擔責任， 在助力“雙碳”目標實現方面走在全國前列。

（二）文獻綜述

1. 碳排放測算的相關研究。當前， 測算碳排放的方法主要有聯合國政府間氣候變化專門委員會（IPCC）清單法、 實物測算法和物料衡算法。基于國內外碳排放核算體系現狀， 盧露（2021）提出在“碳中和”的時代背景下， 我國需要構建完善的碳排放核算體系， 并對我國現存碳排放核算體系的完善提出相關建議。在影響因素層面， 碳排放測算的影響因素眾多， 目前研究多集中于經濟因素與能源因素方面： 劉乙瑤和郭金輝（2019）運用杜賓模型和時空地理加權回歸模型分析碳排放指數變化情況， 發現經濟水平、 能源結構和城市化水平都會對碳排放指數產生正向影響。王兆峰等（2022）研究發現， 人口增長、 城鎮化率與經濟增長都會對總體碳排放產生正向影響， 污水與生活垃圾對碳排放有顯著負向影響。

2. 環境治理成本的相關研究。環境治理成本是指治理環境污染的運行成本， 包括治理過程中的固定資產折舊費用、 維修費、 人工費和水電費及各種材料消耗費用。它是由環境成本細分出來的， 由實際治理成本與虛擬治理成本兩部分組成。在微觀層面， 周守華和陶春華（2012）從企業角度對環境會計成本進行分析， 主要涉及企業環境治理成本的確認、 控制及如何應用和服務于環境決策。在宏觀層面， 陳秋蘭等（2018）以虛擬治理成本法為基礎， 對大氣污染環境損害成本進行研究， 確定大氣污染的單位治理成本， 并對現有虛擬治理成本法進行補充。更進一步地， 楊建軍等（2014）基于單位成本分析模型， 以SO2、 NOX、 粉塵為對象， 核算西安市大氣環境治理成本。

3. 文獻述評。上述研究表明， 我國目前尚未健全凈碳排放量核算體系， 對二氧化碳的治理研究也僅停留在理論研究與企業層面。盡管有學者展開宏觀層面的環境治理成本研究， 但大多集中于“三廢”的治理成本核算， 對于大氣污染僅以二氧化硫、 氮氧化物和粉塵為主， 忽略了急劇增長的二氧化碳排放也會對環境造成損害。為盡快實現“碳中和”目標， 對二氧化碳排放量以貨幣形式進行衡量， 能夠系統了解區域污染現狀和治理情況， 而清晰地計量碳治理成本更有助于國家制定適宜的環境政策和法規。

（三）研究內容

本文從“碳中和”的視角， 探討區域碳治理成本核算的方法與應用， 通過案例分析提出區域碳排放存在的問題， 并結合生態固碳核算區域內二氧化碳的治理成本。具體來說： 從“碳源”“碳匯”和“凈碳排放”的相關概念出發， 以長三角地區化石能源燃燒、 工業生產、 人類呼吸、 牲畜呼吸及土壤呼吸作為區域主要碳源， 核算2010 ～ 2019年近十年來的釋碳量， 并以森林、 濕地與耕地作為區域主要碳匯， 核算這十年來的固碳量， 最后從碳排放總量中剝離生態系統固定的二氧化碳總量， 即得到長三角地區需要治理的二氧化碳物質量， 最終將二氧化碳捕捉與封存成本作為二氧化碳單位治理成本， 計算出長三角地區治理二氧化碳的總成本。通過研究， 提出碳治理成本會計計量與核算方法， 深化對碳會計計量理論的認識， 同時以“碳中和”目標為切入點， 以長三角地區為案例研究對象， 揭示協同共治的區域碳治理機制的重要性。

二、 相關概念和理論基礎

（一）概念界定

1. 碳源與碳排放。碳源是指大氣中二氧化碳的釋放源。碳源依據其主體可分為自然碳源與人為碳源。自然碳源包括人類呼吸和牲畜呼吸， 人為碳源包括化石能源消耗和工業生產過程。

目前， 學術界從兩個角度對碳源進行分析。一種是只考慮人類生活與生產活動所產生的二氧化碳， 忽略自然碳排放； 另一種將生態系統看作一個整體， 既研究自然碳排放， 也研究人類生產活動中的碳排放。當前多數學者在核算碳排放量時都采用第一種方法， 僅考慮能源所產生的二氧化碳排放量， 而忽視了自然生物呼吸所產出的二氧化碳。長三角地區的凈碳排放量需以整個生態系統為研究對象， 既考慮人類生活與生產過程中的碳排放， 也考慮自然生態系統所產生的二氧化碳。以我國省級溫室氣體清單指南為基礎， 重點研究化石能源燃燒、 工業生產、 人畜呼吸與土壤呼吸等過程中的二氧化碳排放量。

2. 碳匯與碳吸收。碳匯是指自然界可以吸收二氧化碳的載體， 碳匯依據對象不同可以劃分為三大類： 森林碳匯、 耕地碳匯與濕地碳匯。碳吸收與碳儲存是生態系統碳匯生態服務價值的兩個方面。碳吸收是指植被在進行光合作用時吸收并清除大氣中的二氧化碳， 該過程所帶來的正向收益被稱為碳吸收價值。與此同時， 植被在碳吸收過程中會將碳以有機物的形式儲存在生態系統中， 由此所帶來的利益即為碳儲存價值。至于長三角地區某段時間內的碳收支情況， 也就是單位時間內長三角地區碳排放與碳吸收的收支平衡狀況， 因此本文估算的是碳匯的碳吸收量。具體如下：

（1）森林碳匯。大量研究表明， 森林是陸地生態系統中最大的碳吸收載體。在整個陸地生態系統中， 森林能儲存76% ～ 98%的有機碳， 碳儲量高達282.7Gt C， 約占全球植被的77%， 其他類型陸地生態系統年固碳總量只占整個陸地生態系統的1/3， 因此對比其他陸地生態系統， 森林生態系統的生產力較高。長三角地區2010年的森林覆蓋率約為29.45%， 到2019年森林覆蓋率增長到32.45%， 因此， 森林是長三角地區重要的碳匯之一。

（2）濕地碳匯。濕地在整個生態系統中的環境相對復雜， 具有固碳功能在內的多種生態系統服務功能。早期， 學界更關注森林與農田生態系統的固碳功能， 然而近年來大量研究發現， 濕地也是生態系統中較大的碳庫。盡管濕地僅占陸地面積的5%左右， 但其卻貯存高達77億噸的碳， 約為整個陸地生態系統碳儲量的35%， 遠遠高出熱帶雨林與農田等生態系統的固碳量。此外， 濕地的固碳潛力也高于其他類型的生態系統， 在全球碳循環中發揮著重要作用。長三角地區近幾年總濕地面積穩定在544萬公頃， 濕地主要為鹽城濕地、 崇明島濕地和杭州灣濕地。

（3）耕地碳匯。作為陸地生態系統的重要組成部分， 農田生態系統同樣既是大氣碳源又是大氣重要的碳匯， 尤其是其土壤具有很大的碳匯能力及潛力。多項研究表明， 各類植被中農作物的固碳量最高。而劉允芬（1998）的碳循環研究證實了農田生態系統是碳匯而非碳源。此外， 祁興芬（2013）對德州農田生態系統進行了碳平衡研究， 結果顯示該地區農田生態系統碳吸收量大于碳排放量， 同樣證實了農田具有碳匯功能。

3. 凈碳排放與碳治理成本。凈碳排放是碳排放與碳吸收間的差值。人類生產經營活動與自然界呼吸所產生的二氧化碳， 一部分被生態系統植被的光合作用吸收， 剩余不能被植被吸收的部分則流入大氣中， 而過量的二氧化碳留存于空氣中會造成環境污染。當陸地生態系統固碳量大于生態系統釋碳量時， 凈碳排放量為負， 反之則凈碳排放量為正。“碳中和”所倡導的正是凈碳排放量為零， 也就是生態系統的固碳量與能源燃燒、 工業生產、 人畜呼吸過程中所排放的二氧化碳量相平衡。簡而言之， 測算凈碳排放是核算生態系統碳循環過程中的碳盈余， 即需要治理的二氧化碳物質量， 然后選定合適的單位治理成本， 求出區域內的碳治理成本， 以此為基礎對溫室氣體中的二氧化碳進行治理， 進而達到節能減排的目的。

（二）測算方法

1. 碳排放測算方法。目前， 國內尚不能直接獲取區域碳排放數據， 因此需要運用專門的方法對碳排放數據進行測算。本文根據IPCC清單法對區域碳排放量進行測算， 即排放量等于排放因子乘以活動水平。

（1）化石能源燃燒產生的碳排放。化石能源是主要能源， 而化石能源在燃燒過程中會釋放大量的二氧化碳， 造成嚴重的空氣污染， 因此， 化石能源的燃燒是二氧化碳排放的主要來源。然而， 目前國內尚未有統計資料直接提供區域或行業的碳排放數據， 因此本文根據IPCC清單法對區域碳排放量進行測算， 即： 將長三角地區常用化石燃料消耗量轉換成標準煤消耗量再乘以標準煤碳排放系數。《綜合能耗計算通則》中各種能源折標準煤系數的參考值整理如表1所示。

化石能源燃燒的碳排放量測算公式如下：

式中： Ecn表示地區能源消耗碳排放量； Qn表示地區能源消耗量； Fn表示能源碳排放系數； Qe表示地區電力消耗量； Fe表示電力碳排放系數。

（2）工業生產過程的碳排放。工業生產過程中二氧化碳排放主要產生于物理或化學轉換， 其碳源主要來自化學工業、 金屬工業和電子工業等， 其中水泥、 鋼鐵在生產過程中所釋放的二氧化碳占比較高， 大約是溫室氣體排放量的90%以上， 因此本文在進行測算時僅考慮水泥與鋼鐵的碳排放量。

水泥是工業生產過程中二氧化碳的排放主體， 運用IPCC清單法對其碳排放量進行測算。計算公式如下：

式中： Eci表示工業生產過程的碳排放量； Qim表示m項工業產品的產量； Fim表示m項工業產品對應的碳排放因子。其中， 水泥的碳排放因子取值為0.538。

根據《省級溫室氣體清單編制指南》里的編制方法， 鋼鐵生產過程中的二氧化碳排放量計算公式如下：

式中： Eco2是鋼鐵生產過程中的碳排放量； ADr是煉鋼用生鐵數量； Fr是煉鋼用生鐵的平均含碳率； ADs是煉鋼的鋼材產量； Fs是煉鋼的鋼材產品的平均含碳率。其中， 生鐵平均含碳量為4.1%， 鋼材平均含碳量為0.248%。

（3）人類呼吸、 牲畜呼吸碳排放。計算公式如下：

式中： Ecb表示人類、 牲畜呼吸碳排放總量； Qp表示人口數量； Cp表示人類呼吸二氧化碳排放系數； Qat表示t類牲口數量； Cat表示t類牲口碳排放系數。其中， 人口數量采用各市常住人口數衡量。由于長三角地區大型牲畜主要是豬， 因此牲口數量采用各省市豬的年末存欄數衡量。人類與豬每年呼吸的二氧化碳排放系數分別為0.079和0.082（肖慧娟等，2006）， 12/44表示二氧化碳轉換為碳的量。

（4）土壤呼吸碳排放。土壤是生態系統中碳循環的主要路徑之一， 它既可以儲存空氣中的二氧化碳， 也會在呼吸過程中排放二氧化碳。全球的土壤呼吸平均每年向大氣釋放約79.3 ～ 81.8Pg的二氧化碳， 約占大氣中所含二氧化碳的1/10， 而化石燃料燃燒所釋放的二氧化碳僅占1/11。由此可見， 土壤在呼吸過程中所釋放的二氧化碳變化量極可能會影響大氣中的二氧化碳含量。

國內外學者對土壤呼吸的研究諸多， 多數集中在森林與農田等方面。學界著重于研究土壤呼吸速率大小與影響因素， 以及二者之間的關系。國內測定土壤呼吸的方法與數據不多， 因此本文以世界不同植被平均土壤呼吸速率， 作為我國土壤呼吸速率， 同時結合現有相關數據資料對長三角地區各省市植被土壤呼吸量進行分析。考慮占地面積與數據的可獲得性， 本文選取長三角地區的森林土壤與耕地土壤作為研究對象。土壤呼吸碳排放量的計算公式如下：

式中： Ecs表示土壤呼吸碳排放量； Rsj表示j類植被土壤平均呼吸速率； Msj表示j類植被土壤面積； 12/44是二氧化碳轉化為碳的量。不同植被土壤呼吸速率根據相關文獻（彭江穎，2003；展小云等，2012）整理如表2所示。

2. 碳吸收測算方法。國內外學者對測算生態系統碳吸收量的研究頗多， 碳匯的計量方法主要有： 生物量法、 生物量清單法、 蓄積量法、 渦度協方差法、 馳豫渦旋積累法與渦旋相關法。碳匯的準確計量有助于評價生態系統的整體效益。

上述六種計量方法中， 生物量法的應用最為廣泛。它是根據不同植被的面積與植被相應的平均碳密度相乘計算得出碳吸收量。蓄積量法是以植被的蓄積量為基礎， 通過實測得到樹木的平均容量， 再依據生物量與碳量測算生態系統的固碳量。生物量清單法以調查資料為基礎進行計量， 在計算時分別查找生態學與森林的相關資料， 并將二者結合， 先測算喬木層的碳儲存密度， 再測算喬木層生物量與總生物量的比值， 以此估算生態系統的碳貯量。后三種方法都是以微氣象學為基礎， 其中馳豫渦旋積累法是渦度協方差法的再延伸， 兩者的理論基礎與測算方式相似。這些方法在實際操作中存在諸多困難， 例如測量設備昂貴、 缺少專業技術人員等， 所以這三種計量方法目前在國內沒有得到很好的應用。

本文以長三角地區為案例對象， 選取生態系統的森林、 濕地和耕地作為碳匯研究內容。由于生物量法操作簡單、 直接明確， 經綜合對比分析， 選用生物量法對陸地生態系統的固碳量進行測算， 即根據不同植被碳密度與面積測算區域內生態系統的固碳量。生態系統固碳量的計算公式如下：

式中： Scr指r地區生態系統固碳能力， 即r地區植被碳匯總量； Mrj指r地區j類植被面積（hm2）； Vrj表示r地區j類植被碳密度， 即j類植被單位面積每年固定的碳量。

3. 碳密度的確定。

（1）森林碳密度。森林占據全球地表面積的40%左右， 其豐富的物質種類和植被類型， 在調節氣候與改善大氣污染時發揮著重要作用。為較準確地估算森林生態系統的固碳能力， 越來越多的學者聚焦于森林碳密度研究。Dixon等（1994）對中國整個森林生態系統進行測量， 求得森林植被平均碳密度為114t/hm2·a-1。方精云和陳安平（2001）采用改良后的生物量換算因子法， 測算出中國森林植被平均碳密度為44.91mg/hm2·a-1。在前人的研究基礎上， 李克讓等（2003）利用CEVSA模型測算的森林植被碳密度平均值為1.47kg/m2·a-1， 并與方精云和陳安平（2001）的測算結果作對比。以上每位學者選取的測算方法與運用的參數都不同， 測算出的中國森林植被碳密度也存在差異。其中， Dixon等（1994）研究年限較早， 測算得出的森林碳密度偏高， 其余學者測算出的森林碳密度值類似， 均可作為參考。受時間、 植被覆蓋情況與氣候等多重因素影響， 本文暫取徐冰等（2010）預測的2050年全國森林碳密度平均值51.7t/hm2·a-1作為長三角地區森林碳密度。

（2）耕地碳密度。長三角地區的耕地面積占行政區域總面積的3.09%， 與森林占比接近， 因此， 耕地也是區域主要碳匯之一。目前， 大多數學者對于耕地碳密度的研究集中在農田土壤碳匯， 鮮有研究針對農作物植被碳密度進行測算。而耕地土壤作為陸地生態系統中重要的碳庫之一， 其碳密度研究結果眾多。李克讓等（2003）測算的耕地碳密度為5.7t/hm2·a-1。周黎等（2021）以江漢平原作為典型案例進行研究， 測算出耕地土壤平均碳密度介于1.75 ～ 34.24kg/m2·a-1。由于耕地的土壤碳密度還受土層厚度的影響， 且周黎等（2021）的測算結果僅針對特定區域， 因此選取平均密度5.7t/hm2·a-1作為本文的耕地碳密度。

（3）濕地碳密度。濕地植被與土壤是整個濕地生態系統的有機碳庫， 濕地的地形與組成較為復雜， 因此評估濕地碳密度會受多重因素影響。國內學者曹磊等（2013）對典型濱海濕地的有機碳庫進行研究， 測算長江口典型的蘆葦濕地帶的碳密度為40.2t/hm2·a-1， 測算閩江口濕地土壤的有機碳平均碳密度為53.04t/hm2·a-1。段曉男等（2008）研究發現， 湖泊濕地和沼澤濕地固碳速率范圍分別為3.85 ～ 129.39g/m2·a-1、 24.80 ～ 444.27g/m2·a-1。考慮到濕地植被主要有沼澤植被和水生植被， 而長三角地區植被類型以沼澤植被為主， 所以本文選取的濕地平均碳密度為35.05t/hm2·a-1。

經上述整理， 本文選取的植被碳密度如表3所示。

（三）理論基礎

1. 可持續發展理論。可持續發展理論為研究環境問題與分析環境成本提供了理論基礎。首先， 可持續發展理論強調經濟發展需以環境承載力為基礎， 提高資源利用率， 以減少對自然資源的消耗和環境污染。其次， 可持續發展理論強調多維發展， 它是指各區域應以自身實際情況為主， 走適合的可持續發展道路。最后， 可持續發展理論認為自然環境資源是可以用價值量進行衡量的， 因而在持續使用自然資源的過程中需要體現該種價值。可見， 可持續發展理論對于探究碳排放污染問題與碳治理成本方法有重要的指導意義， 在可持續發展理論的指導下， 環境成本會計需注重“經濟—社會—環境”三者的協調統一， 算好“排放—吸收—整理”。

2. 低碳經濟理論。低碳經濟是未來的經濟發展方式， 也是一種在環境危機中自我反省的新模式。低碳經濟理論以可持續發展為前提， 通過降低能源消耗的方式來減少環境污染、 降低溫室氣體排放。低碳經濟直接關系到產品的設計、 采購、 銷售全過程， 其實質就是節約能源、 減少污染。低碳是低碳經濟發展的核心， 可持續發展則是其目標。它要求我們要從提高能源效率著手， 通過技術革新促進節能減排。不僅如此， 低碳經濟理論為轉變經濟發展方式提供了重要的理論支撐， 該理論不僅堅持以經濟發展為原則， 還遵循可持續發展理念。

3. 環境價值理論。環境價值理論以自然資源理論為基礎， 探尋環境對人類生存和發展的積極意義， 是環境成本核算的核心理論， 也是計量環境資源價值的指導原則。 該理論認為， 環境資源存在于人類之前， 因其稀缺性與有效性而具有價值， 若無法對環境資源的價值進行量化， 會導致人類無節制地使用和消耗自然資源。在環境價值理論的指導下， 無論是區域還是企業在核算環境成本時， 都應將生產經營活動過程的環境要素計入總成本， 以經濟與環境協調發展為出發點， 探尋可持續發展道路。總之， 將環境資源以價值的形式進行計算， 更有利于減少人類對自然資源的索取與消耗。

4. 外部性理論。外部性是特定經濟主體對另一經濟主體產生的不能通過市場價格進行買賣的影響， 它是一種普遍存在的經濟現象， 是環境經濟學研究的一個重要方面， 并為環境成本會計研究提供理論支撐。“共享資源”是外部性理論中最為突出的問題， 其最嚴重的外部性影響就是環境污染問題。對于環境成本而言， 其外部性可分為兩種成本： 污染物的排放成本與溫室氣體排放所造成的環境損害成本。解決外部性問題主要可以通過以下兩種途徑： 一是將企業生產對環境造成的外部性效應納入企業的會計核算中， 確認并計量企業的環境成本。二是發揮政府與法律的調節作用， 約束企業規范生產行為， 減少對環境造成的損害。

三、 長三角地區凈碳排放量測算

（一）長三角地區碳源分析

1. 碳排放量估算。長三角地區碳排放量為各省市碳排放量的和， 計算公式如下：

式中： Ecr表示長三角地區r省市碳排放量； Ecn、 Eci、 Ecb、 Ecs含義同上。計算結果如表4所示。

從表4可以看出， 長三角地區的能源釋碳量占比最高， 約占總量的58%， 而且每年按照較快的速度增長。相較于能源來說， 工業生產、 人畜呼吸和土壤呼吸增速較為緩慢， 近十年內沒有產生較大波動。

2. 碳排放現狀分析。根據2010 ～ 2019年長三角地區不同碳源釋碳量和三省一市碳排放情況測算數據做以下分析：

（1）從碳源的不同類型來看， 化石能源燃燒所造成的碳排放量占比最高， 意味著經濟的快速發展離不開能源消費， 能源消費也能正向促進經濟發展。除安徽省外， 其余兩省一市的能源碳排放量都超總量的一半， 而能源、 工業和土壤呼吸這三類碳排放量在各省市都占總量的90%以上。江蘇省能源碳排放量占比最高， 約為總量的41.94%。安徽省能源碳排放量年均增長率最高， 高達5.07%； 浙江省與江蘇省的年均增長率緊隨其后； 上海市則始終保持較低比例， 緩速增長。安徽省是我國重要的能源輸出大省， 在大力發展經濟的過程中會大量消耗化石能源， 因此， 安徽省的能源消費增長率偏高。長三角地區對能源的高度依賴加大了當地的碳減排難度。三省一市的工業、 人畜呼吸與土壤呼吸的碳排放量差異較大， 總量亦不同。其中， 工業化生產碳排放、 人畜呼吸碳排放最多的江蘇省， 分別是上海市的17.2倍和4.2倍， 江蘇省的常住人口與第二產業生產總值均高于其余地區。土壤呼吸碳排放量貢獻最大的是安徽省， 約為上海市的40倍。

（2）從碳排放總量來看， 江蘇省土地面積和碳排放量占長三角總面積與碳排放總量的29.84%和38.62%， 平均每平方公里的土地面積釋放二氧化碳3.37萬噸。浙江省和江蘇省情況類似， 土地面積和碳排放量占比相當， 分別為29.39%和29.31%， 單位面積釋碳量2.60萬噸。安徽省單位面積釋碳量最低， 約為1.53萬噸。因此， 可將浙江省與安徽省劃分為中碳排放區。上海市是該區域內發展進程較快的城市， 城市總面積占區域面積的1.76%， 而碳排放總量卻占區域碳排放總量的9.26%， 平均每平方公里的土地面積釋放二氧化碳13.68萬噸。對比分析可知， 上海市的單位面積釋碳量最高， 約為江蘇省的4倍， 安徽省的9倍， 因此， 可將上海市劃分為長三角地區碳排放的核心區域。綜合來看， 江蘇省的碳排放量占比最高， 約為上海市碳排放總量的4.5倍。究其原因， 近年來長三角地區各省市經濟保持了較快的發展， 在一定程度上實現了固碳減排， 但長三角地區作為我國重要的一體化發展區域， 能源消耗占比相對較高。高耗能、 低效率的生產方式在短時期內得不到顯著改善。

（3）整體來看， 受經濟社會發展水平、 環境承載力和人口數量等多重因素的影響， 2010 ～ 2019年三省一市的碳排放量增長呈現出顯著的階段性特征。其中， 2010 ～ 2012年碳排放量增長較快， 而2013～2019年碳排放量增長趨于平緩， 這反映了長三角地區該段時間內的經濟發展狀況較為平穩。

3. 長三角地區碳排放特點。國內外學者運用多種計量模型研究碳排放的影響因素， 其中經濟因素最為顯著。由此， 一個衡量碳排放狀況與經濟發展情況的指標出現， 即碳排放強度。碳排放量與碳排放強度都是衡量區域碳排放狀況的指標， 與碳排放量不同， 碳排放強度與當地的國內生產總值（GDP）掛鉤， 主要計量單位GDP增長所帶來的碳排放量。為使研究結論更具客觀性， 本文選取碳排放總量、 人均碳排放量與GDP碳排放強度作為衡量長三角地區碳排放特征的指標， 各項指標比較如表5所示。

通過對長三角地區碳排放總量、 人均碳排放量和GDP碳排放強度數據進行分析， 發現該地區碳排放現狀具有如下特點：

（1）碳排放總量顯著增加。長三角地區作為國家重點經濟示范區， 在促進區域經濟一體化的進程中排放大量的二氧化碳， 已經嚴重威脅生態平衡。從表5可以看出， 2010 ～ 2019年長三角地區的碳排放總量顯著增加， 2010年該地區碳排放總量為81359.23萬噸， 2019年碳排放總量增至103542.29萬噸， 近十年約增加22183.06萬噸， 年均增長率2.44%。三省一市碳排放量年均增長率從高到低依次為安徽省、 浙江省、 江蘇省和上海市， 年均增長率分別為3.71%、 2.38%、 2.07%和1.12%。安徽省融入長三角地區后， 其城市化與工業化進程不斷加快， 伴隨而來的環境污染也愈發嚴重。因此， 近十年來安徽省碳排放量的年均增長率高于長三角地區的平均水平。為預防安徽省形成先污染后治理的發展模式， 節能減排成為重中之重。

（2）人均碳排放量逐步增長。作為我國經濟發展水平較高的地區之一， 長三角地區的人均碳排放量呈顯著增長趨勢。2010 ～ 2019年， 長三角地區碳排放總量從81359.23萬噸增加至103542.29萬噸， 人口相應地從21576萬人增至23417萬人。十年間， 碳排放總量已上升22183.06萬噸， 人口數量增加1841萬人， 人均碳排放量由2010年的3.7708噸/人增加至2019年的4.4217噸/人， 年均增長率1.61%。長三角地區三省一市人均碳排放量的年均增長率由高到低依次是安徽省、 江蘇省、 浙江省和上海市， 年均增長率分別為3.48%、 1.32%、 0.78%和0.37%。安徽省的人均碳排放量高于長三角地區的人均碳排放量， 即高于平均值。而江蘇省略低于平均值， 上海市和浙江省則遠低于平均值。

（3）GDP碳排放強度逐年降低。GDP碳排放強度指的是單位GDP的碳排放量， 由碳排放總量除以GDP總量得到。2010 ～ 2019年， 長三角地區的碳排放強度總體呈下降趨勢， 該現象表明區域GDP增速遠大于碳排放量增速。分析近十年的數據可知， 長三角三省一市的碳排放強度差距正在逐步縮小， 其中表現最顯著的是安徽省， 碳排放強度由2010年的0.1389下降至2019年的0.0665。究其原因， 安徽省在十年前由于經濟結構不合理、 工業技術落后等， 省內生產總值低于其他兩省一市。后因加入長三角經濟區， 經濟發展水平快速增長。隨著科技的不斷進步與技術創新， 安徽省碳排放強度不斷減小。截至2019年， 各省市的碳排放強度仍存在一定的差距： 上海市的碳排放強度最小， 為長三角平均值的1/2； 安徽省的碳排放強度最大， 約是上海市的2倍。

（4）碳排放推動GDP增長。通過對上述三項指標的分析可以發現， 在2010 ～ 2019年間， 長三角地區的碳排放增長率與GDP增長率產生較大波動（見圖1）。由圖1可知， 碳排放增長率與GDP增長率的變化趨勢大致相同， 且碳排放增長率的波動幅度始終低于GDP增長率的波動幅度。深入研究發現， 長三角地區的工業碳排放會促進工業生產總值的增長， 說明碳排放對GDP的增長有一定的推動作用。

（二）長三角地區碳匯分析

1. 碳吸收量估算。根據公式及上述分析， 本文對長三角地區三省一市的森林、 耕地和濕地的碳吸收量進行計算并且匯總， 得出各碳匯的固碳量與各地區的碳吸收總量如表6與表7所示。

2. 碳吸收現狀分析。根據2010 ～ 2019年長三角地區不同植被碳匯總量和三省一市碳吸收情況做以下分析：

（1）從碳匯的不同類型來看， 對長三角地區固碳貢獻最大的是森林， 濕地的固碳量僅次于森林， 耕地的固碳量遠低于前兩者。其中， 浙江省和安徽省的森林固碳量占長三角地區的85%以上， 尤其是浙江省， 近十年森林吸收二氧化碳307582.95萬噸， 約占全區域內碳吸收量的53.35%。

（2）從不同行政區來看， 不同的碳匯吸收量差異較大， 各省市碳吸收總量亦相差較多。生態系統固碳量最多的為浙江省， 浙江省近十年陸地生態系統固碳量約為31億噸， 占長三角地區生態固碳量的43.57%， 其單位土地面積固碳能力為334.39t/hm2； 其次為安徽省， 貢獻區域總固碳量的31.80%， 單位土地面積的固碳能力為183.85t/hm2； 江蘇省與上海市累積固碳20億噸， 僅為累積碳排放總量的1/2。橫向對比來看， 浙江省近十年的碳吸收總量約為上海市碳吸收總量的18.8倍。究其原因， 浙江省的森林覆蓋率高達61.5%， 而森林作為生態系統中最大的碳庫， 為浙江省的碳吸收做出了不小的貢獻。

（3）從碳吸收能力來看， 長三角地區的固碳能力從2010年的74008.57萬噸增長到2019年的85649.13萬噸， 十年間增長11640.56萬噸， 年平均增長率為1.47%。區域碳吸收能力的動態變化表明， 長三角地區的森林植被覆蓋率雖明顯提升， 但是相較于其他省份而言， 年均增長率略低。

四、 長三角地區碳治理成本的核算及分析

（一）環境治理成本

1. 環境治理成本的計量。根據《中國環境經濟核算技術指南》中的界定， 統計環境治理成本， 需要從兩個方面來分步進行， 即實物量核算和價值量核算。其中， 實物量核算需要以國民經濟統計框架為基礎， 核算經濟活動中對應的污染物產生量、 去除量和排放量。通過實物量核算能夠獲得可靠的實物數據資料， 并為價值量核算提供前提條件。

治理成本法與污染損失法是價值量核算中的兩種方法。其中， 污染損失法是指借助一定的技術手段， 結合污染損失調查， 核算環境污染的損害價值量。而治理成本法以防護為主， 計量保護環境不被污染過程中所需支付的成本總和， 該方法核算過程相對簡單， 易于理解， 用污染物的實物量與單位治理成本相乘即可得出環境治理成本。選用治理成本法對二氧化碳的治理成本進行核算， 即測算出污染物的實物量， 也就是二氧化碳的凈碳排放量， 再乘以相應的二氧化碳單位治理成本， 便可計算出二氧化碳的治理成本。

2. 碳捕捉與封存成本的確認。碳捕捉與封存是指將二氧化碳從排放源中分離出來， 然后運用特殊技術直接加以封存， 通過防止二氧化碳排入大氣的方式實現二氧化碳減排。其中， 碳捕捉是將二氧化碳從排放源中分離出來的過程， 二氧化碳封存是指將捕集的二氧化碳運送至封存地注入陸地或海洋并永久保存。

碳捕捉與封存成本主要包括運行成本和固定成本。其中， 運行成本是指碳捕集與封存技術在實際操作中所需要的成本投入之和。運行成本主要由運行維護費用、 運行能耗費用、 壓縮和傳輸費用與封存費用組成， 因此主要涉及捕集、 運輸和封存等環節。2021年《中國二氧化碳捕集利用與封存年度報告》指出， 預計至2030年， 二氧化碳捕集成本為90 ～ 390元/噸， 運輸成本為0.7元 /（噸· KM）， 封存成本為40 ～ 50元/噸。固定成本是技術的前期投資， 如碳捕集系統造價和占地投資等。從封存的規模、 環境風險和監管考慮， 國外一般要求二氧化碳地質封存的安全期不少于200年。

（二）二氧化碳治理成本計量

1. 凈碳排放量。凈碳排放量為碳排放量與碳吸收量的差， 即需要治理的二氧化碳物質量， 計算公式如下：

式中： Lr為凈碳排放量； Ecr為r地區碳排放量； Scr為r地區生態系統固碳量， 即碳吸收量。

將得出的碳排放量與碳吸收量代入公式， 計算長三角地區需要治理的二氧化碳量， 結果如圖2所示。

長三角地區的三省一市受經濟水平、 環境資源和生態保護狀況等諸多因素的影響， 從圖2可以明顯看出各省市碳排放量和碳吸收量存在較大差異， 因此， 凈碳排放量亦有所不同。浙江省和安徽省由于植被覆蓋率較高， 能夠固定的二氧化碳物質量較多， 該區域的二氧化碳不僅不需要治理， 而且還會產生一定的經濟效益。值得注意的是， 江蘇省和上海市的碳排放量遠大于碳吸收量， 上海市的碳排放量約為碳吸收量的4.6倍。“十三五”以來， 江蘇省不斷優化產業結構， 但仍存在產業結構偏重等問題， 其中制造業占比90%以上， 傳統行業占比60%以上， 導致單位工業增加值能耗較高， 成為碳排放大戶。

圖3體現了2010 ～ 2019年長三角地區凈碳排放量的時序演化情況。從圖3可以看出， 長三角地區的碳排放總量逐年增長， 且逐漸趨于平緩。而碳吸收總量于2013年有明顯增長， 其余各年增長緩慢。因此， 在2013年之前， 區域凈碳排放量呈現快速增長趨勢， 年均增長率高達28.77%， 后因區域固碳量大幅增加， 凈碳排放量較前年減少約50%。2014年之后， 長三角地區的凈碳排放量年均增長率下降至10.32%， 說明該區域的碳減排已初見成效。

2. 二氧化碳治理成本的確認。二氧化碳治理成本屬于環境治理成本的分支， 因此核算二氧化碳治理成本也需從實物量與價值量兩方面進行。但由于實物量核算難以直接從數據中獲得環境與經濟的關系， 缺乏綜合性， 而價值量核算被國內外學者廣泛應用于大氣污染治理、 水污染治理與固體廢棄物治理， 所以本文選取價值量核算為二氧化碳治理成本的核算依據。在環境會計中， 價值量核算方法可以細分為治理成本法與污染損失法。其中， 污染損失法需特定的技術手段作為支持， 核算步驟較為復雜。綜合考慮后， 本文選用治理成本法對二氧化碳的治理成本進行核算： 核算污染物的實物量， 并選取恰當的單位治理成本， 二者相乘即可求出二氧化碳的治理成本。

上文根據IPCC清單法與生物量法分別對長三角地區的碳排放量與碳吸收量進行測算， 用區域碳排放總量扣除生態系統的固碳量， 即核算出該地區需要治理的二氧化碳物質量。本文選用碳捕捉與封存技術對長三角地區的二氧化碳進行治理。在碳捕捉與封存過程中所耗用的運行成本與固定成本之和， 即為治理二氧化碳所需支付的成本。

3. 二氧化碳治理成本的核算。首先將區域內碳排放量扣除碳匯吸收量， 計算出區域凈碳排放量， 即需要治理的二氧化碳物質量， 然后引用二氧化碳捕捉與封存技術的最低減排成本219.4（元·t-1）（盧志剛等，2011）作為單位治理成本， 得到長三角地區治理二氧化碳所需要的總成本。具體步驟如下：

式中： Cco2為二氧化碳的治理成本； Lr為凈碳排放量； 44/12為轉換為二氧化碳的排放量。

（三）長三角地區二氧化碳治理現狀分析

1. 長三角地區二氧化碳治理成本時間分布特征。長三角地區2010 ～ 2019年生態系統的碳收支情況與二氧化碳治理成本的時間分布如圖4所示。

從圖4可以看出， 長三角地區的二氧化碳治理成本近十年內波動較大。在假設單位治理成本保持不變的情況下， 2010 ～ 2013年長三角地區社會經濟不斷發展， 整體碳排放量顯著增加， 加之生態系統固碳占比較小， 生態系統遠不足以吸收逐年增長的二氧化碳， 致使該時期內二氧化碳的治理成本顯著增加， 年均增長率為28.77%。2013年區域內二氧化碳的治理成本達到峰值， 為1626.01億元， 占當年GDP的1.17%， 一定程度上反映了經濟發展對環境的部分欠賬。2014年長三角地區人造林面積增長92.72公頃， 由于森林是陸地系統最大的碳庫， 所以該地區的碳吸收量有較大增長， 二氧化碳治理成本降至798億元， 比2013年峰值下降了50.89%， 僅占當年GDP的0.53%， 說明長三角地區的綠色治理效果較為顯著。2014 ～ 2019年， 長三角地區二氧化碳治理成本的年均增長率僅為10.32%。自2016年“十三五”以來， 長三角地區的高能耗行業碳排放基本趨于穩定， GDP碳排放強度呈逐年下降趨勢， 在碳吸收大致保持不變的情況下， 該區域的二氧化碳治理成本緩速增長。2019年， 長三角地區的二氧化碳治理成本約為1439.45億元， 較2013年的治理成本下降11個百分點， 約占當年GDP的0.61%。

2. 長三角地區二氧化碳治理成本空間分布特征。考慮到不同地區地表生態固碳系統的差異性， 森林的二氧化碳單位面積的平均治理成本為負值， 會帶來一定的經濟效益， 根據張翀和任志遠（2016）的研究， 森林會產生2757.9 ～ 4574.0元·hm-2·a-1的經濟效益； 灌叢和草叢會產生1066.6元·hm-2·a-1和207.4元·hm-2·a-1。經過數據整理， 長三角地區三省一市近十年的二氧化碳治理成本的空間分布如圖5所示。

由于三省一市的行政區域面積不同， 所以采用單位面積平均治理成本對長三角進行統計。上海市單位面積的平均治理成本最高， 為86235.04元·hm-2·a-1。江蘇省次之， 對應單位面積二氧化碳治理需投入資金為13578.15元·hm-2·a-1。浙江省與安徽省的單位面積治理成本最低， 且為負值， 產生一定的經濟效益。其中， 浙江省因高植被覆蓋率， 單位面積的經濟效益最高， 為5973.47元·hm-2·a-1。長三角地區單位面積平均治理成本呈現由西向東逐步增大的態勢。

從圖5可知， 安徽省和浙江省的二氧化碳治理成本為負值， 表示這兩個省份由于經濟活動所產生的碳排放能夠被植被完全固定。而上海市和江蘇省二氧化碳治理成本為正， 表示這兩個省的碳排放不能夠被植被吸收， 仍需要投入資金對大氣中多余的二氧化碳進行治理。綜合來看， 長三角地區三省一市的凈碳排放量近13億噸， 生態系統的碳匯明顯不足以吸收人類生產經營活動所帶來的碳排放。因此該地區需要額外投入資金對二氧化碳進行治理， 將溫室氣體以貨幣形式計量， 更有利于該區域重視二氧化碳排放所帶來的環境問題。敦促區域在發展經濟的同時注重生態環境保護， 以治理成本約束政府和企業將低碳減排落到實處。

五、 研究結論

其一， 長三角地區二氧化碳污染形勢依然嚴峻。由于該地區工業經濟發達， 能源消耗逐年增多， 碳排放總量仍居高不下， 急需治理。地區GDP碳排放強度遠低于全國平均水平， 反映了長三角地區經濟與環境的不協調。

其二， 從空間角度來看， 由于各地的經濟發展狀況和植被類型不同， 區域內各省市的治理成本存在較大差異。其中， 浙江省與安徽省不僅不需要投入額外的資金進行二氧化碳治理， 還會產生一定的經濟效益。而江蘇省與上海市需要投入額外的資金進行治理。

其三， 基于長三角地區2010 ～ 2019年的數據分析， 該區域內近十年的碳排放量、 碳吸收量與需要治理的二氧化碳物質量年均值分別為9.43億、 8.10億和1.32億噸， 三省一市的年均治理成本總額為1067.28億元。

【 主 要 參 考 文 獻 】

曹磊，宋金明，李學剛等．中國濱海鹽沼濕地碳收支與碳循環過程研究進展［ J］．生態學報，2013（17）：5141 ～ 5152．

陳秋蘭，陳璋琪，洪小琴．基于虛擬治理成本法的大氣污染環境損害量化評估探討［ J］．環境與可持續發展，2018（2）：27 ～ 30．

段曉男，王效科，逯非等．中國濕地生態系統固碳現狀和潛力［ J］．生態學報，2008（2）：463 ～ 469．

李克讓，王紹強，曹明奎．中國植被和土壤碳貯量［ J］．中國科學（D輯：地球科學），2003（1）：72 ～ 80．

劉乙瑤，郭金輝．我國省域碳排放指數測算與動態影響因素研究［ J］．價格理論與實踐，2019（10）：59 ～ 62+167．

劉允芬．中國農業系統碳匯功能［ J］．農業環境保護，1998（5）：6 ～ 11．

盧露．碳中和背景下完善我國碳排放核算體系的思考［ J］．西南金融，2021（12）：15 ～ 27．

盧志剛，夏明昭，張曉輝．基于多階段減排規劃的發電廠碳捕集系統優化配置［ J］．中國電機工程學報，2011（35）：65 ～ 71．

彭江穎．珠江三角洲植被對區域碳氧平衡的作用［ J］．中山大學學報（自然科學版），2003（5）：105 ～ 108．

王兆峰，李竹，吳衛．長江經濟帶不同等級城市碳排放的時空演變及其影響因素［ J］．環境科學研究，2022（10）：2273 ～ 2281．

肖慧娟，匡耀求，黃寧生．工業化高速發展時期廣州市的碳收支變化初步研究［ J］．生態環境，2006（6）：1209 ～ 1215．

徐冰，郭兆迪，樸世龍等．2000～2050年中國森林生物量碳庫：基于生物量密度與林齡關系的預測［ J］．中國科學：生命科學，2010（7）：587 ～ 594．

楊建軍，董小林，張振文．城市大氣環境治理成本核算及其總量、結構分析——以西安市為例［ J］．環境污染與防治，2014（11）：100 ～ 105．

展小云，于貴瑞，鄭澤梅等．中國區域陸地生態系統土壤呼吸碳排放及其空間格局——基于通量觀測的地學統計評估［ J］．地理科學進展，2012（1）：97 ～ 108．

張翀，任志遠．基于生態系統固碳的陜北大氣CO2治理成本核算［ J］．干旱區地理，2016（1）：122 ～ 129．

周黎，馮偉，易軍等．江漢平原典型農業灌排單元土壤有機碳密度分布特征［ J］．水土保持學報，2021（6）：213 ～ 221．

周守華，陶春華．環境會計：理論綜述與啟示［ J］．會計研究，2012（2）：3 ～ 10+96．

Dixon R. K.， Solomon A. M.， Brown S.. Carbon pools and flux of global forest ecosystems［ J］．Science，1994（5144）：185 ～ 190．

（責任編輯·校對： 黃艷晶? 許春玲）