净碳排放量测算与碳治理成本核算

袁广达 蒋松泽 冯克玉

【摘要】本文以长三角地区为例， 通过对碳源和碳汇的详细分析， 运用IPCC清单法和生物量法分别测算区域内的碳排放量与生态系统固碳量。基于测算结果将区域内释碳量与固碳量进行对比分析， 求得2010 ～ 2019年净碳排放量； 引用碳捕捉與封存成本为二氧化碳单位治理成本， 以此核算长三角地区的碳治理成本。将二氧化碳的治理成本量化有助于加速区域内的节能减排， 推动“碳中和”目标的实现。

【关键词】碳中和；净碳排放量；治理成本；长三角地区

【中图分类号】F230      【文献标识码】A      【文章编号】1004-0994（2023）21-0053-9

一、 引言

（一）研究背景

近年， 由于全球气候变化频繁， 各国的碳减排压力不断加大。习近平总书记在第七十五届联合国大会上发展演讲称， 中国力争于2030年前二氧化碳排放达到峰值， 努力争取于2060年前实现“碳中和”。根据国际机构的测算， 中国是世界上碳排放总量最大的国家， 且人均碳排放量高于世界平均水平。由此可见， 我国将面临巨大的碳减排压力。目前， 我国经济与城镇化发展迅速， 而能源结构转型缓慢， 因而会产生大量的二氧化碳。在“碳中和”的时代背景下， 掌握我国碳排放变化趋势需以净碳排放量的测算为前提， 继而有效开展各项减排工作。二氧化碳排放具有明显的区域特征， 在碳排放总量与强度的双重约束下， 核算各区域碳排放总量与二氧化碳治理成本有利于国家实现“碳中和”目标。

长三角地区作为我国经济发展最活跃、 开放程度最高的区域之一， 在国家现代化建设中具有重要地位。但同时， 长三角地区经济的快速发展也伴随着高强度的资源开发、 生态的超负荷运转， 因此该地区的生态环境较为脆弱。长三角地区约占国土面积的3.7%， 2019年贡献了24.3%的GDP， 但也产出近20%的二氧化碳。长三角地区的特殊现状， 使其更应该主动承担责任， 在助力“双碳”目标实现方面走在全国前列。

（二）文献综述

1. 碳排放测算的相关研究。当前， 测算碳排放的方法主要有联合国政府间气候变化专门委员会（IPCC）清单法、 实物测算法和物料衡算法。基于国内外碳排放核算体系现状， 卢露（2021）提出在“碳中和”的时代背景下， 我国需要构建完善的碳排放核算体系， 并对我国现存碳排放核算体系的完善提出相关建议。在影响因素层面， 碳排放测算的影响因素众多， 目前研究多集中于经济因素与能源因素方面： 刘乙瑶和郭金辉（2019）运用杜宾模型和时空地理加权回归模型分析碳排放指数变化情况， 发现经济水平、 能源结构和城市化水平都会对碳排放指数产生正向影响。王兆峰等（2022）研究发现， 人口增长、 城镇化率与经济增长都会对总体碳排放产生正向影响， 污水与生活垃圾对碳排放有显著负向影响。

2. 环境治理成本的相关研究。环境治理成本是指治理环境污染的运行成本， 包括治理过程中的固定资产折旧费用、 维修费、 人工费和水电费及各种材料消耗费用。它是由环境成本细分出来的， 由实际治理成本与虚拟治理成本两部分组成。在微观层面， 周守华和陶春华（2012）从企业角度对环境会计成本进行分析， 主要涉及企业环境治理成本的确认、 控制及如何应用和服务于环境决策。在宏观层面， 陈秋兰等（2018）以虚拟治理成本法为基础， 对大气污染环境损害成本进行研究， 确定大气污染的单位治理成本， 并对现有虚拟治理成本法进行补充。更进一步地， 杨建军等（2014）基于单位成本分析模型， 以SO2、 NOX、 粉尘为对象， 核算西安市大气环境治理成本。

3. 文献述评。上述研究表明， 我国目前尚未健全净碳排放量核算体系， 对二氧化碳的治理研究也仅停留在理论研究与企业层面。尽管有学者展开宏观层面的环境治理成本研究， 但大多集中于“三废”的治理成本核算， 对于大气污染仅以二氧化硫、 氮氧化物和粉尘为主， 忽略了急剧增长的二氧化碳排放也会对环境造成损害。为尽快实现“碳中和”目标， 对二氧化碳排放量以货币形式进行衡量， 能够系统了解区域污染现状和治理情况， 而清晰地计量碳治理成本更有助于国家制定适宜的环境政策和法规。

（三）研究内容

本文从“碳中和”的视角， 探讨区域碳治理成本核算的方法与应用， 通过案例分析提出区域碳排放存在的问题， 并结合生态固碳核算区域内二氧化碳的治理成本。具体来说： 从“碳源”“碳汇”和“净碳排放”的相关概念出发， 以长三角地区化石能源燃烧、 工业生产、 人类呼吸、 牲畜呼吸及土壤呼吸作为区域主要碳源， 核算2010 ～ 2019年近十年来的释碳量， 并以森林、 湿地与耕地作为区域主要碳汇， 核算这十年来的固碳量， 最后从碳排放总量中剥离生态系统固定的二氧化碳总量， 即得到长三角地区需要治理的二氧化碳物质量， 最终将二氧化碳捕捉与封存成本作为二氧化碳单位治理成本， 计算出长三角地区治理二氧化碳的总成本。通过研究， 提出碳治理成本会计计量与核算方法， 深化对碳会计计量理论的认识， 同时以“碳中和”目标为切入点， 以长三角地区为案例研究对象， 揭示协同共治的区域碳治理机制的重要性。

二、 相关概念和理论基础

（一）概念界定

1. 碳源与碳排放。碳源是指大气中二氧化碳的释放源。碳源依据其主体可分为自然碳源与人为碳源。自然碳源包括人类呼吸和牲畜呼吸， 人为碳源包括化石能源消耗和工业生产过程。

目前， 学术界从两个角度对碳源进行分析。一种是只考虑人类生活与生产活动所产生的二氧化碳， 忽略自然碳排放； 另一种将生态系统看作一个整体， 既研究自然碳排放， 也研究人类生产活动中的碳排放。当前多数学者在核算碳排放量时都采用第一种方法， 仅考虑能源所产生的二氧化碳排放量， 而忽视了自然生物呼吸所产出的二氧化碳。长三角地区的净碳排放量需以整个生态系统为研究对象， 既考虑人类生活与生产过程中的碳排放， 也考虑自然生态系统所产生的二氧化碳。以我国省级温室气体清单指南为基础， 重点研究化石能源燃烧、 工业生产、 人畜呼吸与土壤呼吸等过程中的二氧化碳排放量。

2. 碳汇与碳吸收。碳汇是指自然界可以吸收二氧化碳的载体， 碳汇依据对象不同可以划分为三大类： 森林碳汇、 耕地碳汇与湿地碳汇。碳吸收与碳储存是生态系统碳汇生态服务价值的两个方面。碳吸收是指植被在进行光合作用时吸收并清除大气中的二氧化碳， 该过程所带来的正向收益被称为碳吸收价值。与此同时， 植被在碳吸收过程中会将碳以有机物的形式储存在生态系统中， 由此所带来的利益即为碳储存价值。至于长三角地区某段时间内的碳收支情况， 也就是单位时间内长三角地区碳排放与碳吸收的收支平衡状况， 因此本文估算的是碳汇的碳吸收量。具体如下：

（1）森林碳汇。大量研究表明， 森林是陆地生态系统中最大的碳吸收载体。在整个陆地生态系统中， 森林能储存76% ～ 98%的有机碳， 碳储量高达282.7Gt C， 约占全球植被的77%， 其他类型陆地生态系统年固碳总量只占整个陆地生态系统的1/3， 因此对比其他陆地生态系统， 森林生态系统的生产力较高。长三角地区2010年的森林覆盖率约为29.45%， 到2019年森林覆盖率增长到32.45%， 因此， 森林是长三角地区重要的碳汇之一。

（2）湿地碳汇。湿地在整个生态系统中的环境相对复杂， 具有固碳功能在内的多种生态系统服务功能。早期， 学界更关注森林与农田生态系统的固碳功能， 然而近年来大量研究发现， 湿地也是生态系统中较大的碳库。尽管湿地仅占陆地面积的5%左右， 但其却贮存高达77亿吨的碳， 约为整个陆地生态系统碳储量的35%， 远远高出热带雨林与农田等生态系统的固碳量。此外， 湿地的固碳潜力也高于其他类型的生态系统， 在全球碳循环中发挥着重要作用。长三角地区近几年总湿地面积稳定在544万公顷， 湿地主要为盐城湿地、 崇明岛湿地和杭州湾湿地。

（3）耕地碳汇。作为陆地生态系统的重要组成部分， 农田生态系统同样既是大气碳源又是大气重要的碳汇， 尤其是其土壤具有很大的碳汇能力及潜力。多项研究表明， 各类植被中农作物的固碳量最高。而刘允芬（1998）的碳循环研究证实了农田生态系统是碳汇而非碳源。此外， 祁兴芬（2013）对德州农田生态系统进行了碳平衡研究， 结果显示该地区农田生态系统碳吸收量大于碳排放量， 同样证实了农田具有碳汇功能。

3. 净碳排放与碳治理成本。净碳排放是碳排放与碳吸收间的差值。人类生产经营活动与自然界呼吸所产生的二氧化碳， 一部分被生态系统植被的光合作用吸收， 剩余不能被植被吸收的部分则流入大气中， 而过量的二氧化碳留存于空气中会造成环境污染。当陆地生态系统固碳量大于生态系统释碳量时， 净碳排放量为负， 反之则净碳排放量为正。“碳中和”所倡导的正是净碳排放量为零， 也就是生态系统的固碳量与能源燃烧、 工业生产、 人畜呼吸过程中所排放的二氧化碳量相平衡。简而言之， 测算净碳排放是核算生态系统碳循环过程中的碳盈余， 即需要治理的二氧化碳物质量， 然后选定合适的单位治理成本， 求出区域内的碳治理成本， 以此为基础对温室气体中的二氧化碳进行治理， 进而达到节能减排的目的。

（二）测算方法

1. 碳排放测算方法。目前， 国内尚不能直接获取区域碳排放数据， 因此需要运用专门的方法对碳排放数据进行测算。本文根据IPCC清单法对区域碳排放量进行测算， 即排放量等于排放因子乘以活动水平。

（1）化石能源燃烧产生的碳排放。化石能源是主要能源， 而化石能源在燃烧过程中会释放大量的二氧化碳， 造成严重的空气污染， 因此， 化石能源的燃烧是二氧化碳排放的主要来源。然而， 目前国内尚未有统计资料直接提供区域或行业的碳排放数据， 因此本文根据IPCC清单法对区域碳排放量进行测算， 即： 将长三角地区常用化石燃料消耗量转换成标准煤消耗量再乘以标准煤碳排放系数。《综合能耗计算通则》中各种能源折标准煤系数的参考值整理如表1所示。

化石能源燃烧的碳排放量测算公式如下：

式中： Ecn表示地区能源消耗碳排放量； Qn表示地区能源消耗量； Fn表示能源碳排放系数； Qe表示地区电力消耗量； Fe表示电力碳排放系数。

（2）工业生产过程的碳排放。工业生产过程中二氧化碳排放主要产生于物理或化学转换， 其碳源主要来自化学工業、 金属工业和电子工业等， 其中水泥、 钢铁在生产过程中所释放的二氧化碳占比较高， 大约是温室气体排放量的90%以上， 因此本文在进行测算时仅考虑水泥与钢铁的碳排放量。

水泥是工业生产过程中二氧化碳的排放主体， 运用IPCC清单法对其碳排放量进行测算。计算公式如下：

式中： Eci表示工业生产过程的碳排放量； Qim表示m项工业产品的产量； Fim表示m项工业产品对应的碳排放因子。其中， 水泥的碳排放因子取值为0.538。

根据《省级温室气体清单编制指南》里的编制方法， 钢铁生产过程中的二氧化碳排放量计算公式如下：

式中： Eco2是钢铁生产过程中的碳排放量； ADr是炼钢用生铁数量； Fr是炼钢用生铁的平均含碳率； ADs是炼钢的钢材产量； Fs是炼钢的钢材产品的平均含碳率。其中， 生铁平均含碳量为4.1%， 钢材平均含碳量为0.248%。

（3）人类呼吸、 牲畜呼吸碳排放。计算公式如下：

式中： Ecb表示人类、 牲畜呼吸碳排放总量； Qp表示人口数量； Cp表示人类呼吸二氧化碳排放系数； Qat表示t类牲口数量； Cat表示t类牲口碳排放系数。其中， 人口数量采用各市常住人口数衡量。由于长三角地区大型牲畜主要是猪， 因此牲口数量采用各省市猪的年末存栏数衡量。人类与猪每年呼吸的二氧化碳排放系数分别为0.079和0.082（肖慧娟等，2006）， 12/44表示二氧化碳转换为碳的量。

（4）土壤呼吸碳排放。土壤是生态系统中碳循环的主要路径之一， 它既可以储存空气中的二氧化碳， 也会在呼吸过程中排放二氧化碳。全球的土壤呼吸平均每年向大气释放约79.3 ～ 81.8Pg的二氧化碳， 约占大气中所含二氧化碳的1/10， 而化石燃料燃烧所释放的二氧化碳仅占1/11。由此可见， 土壤在呼吸过程中所释放的二氧化碳变化量极可能会影响大气中的二氧化碳含量。

国内外学者对土壤呼吸的研究诸多， 多数集中在森林与农田等方面。学界着重于研究土壤呼吸速率大小与影响因素， 以及二者之间的关系。国内测定土壤呼吸的方法与数据不多， 因此本文以世界不同植被平均土壤呼吸速率， 作为我国土壤呼吸速率， 同时结合现有相关数据资料对长三角地区各省市植被土壤呼吸量进行分析。考虑占地面积与数据的可获得性， 本文选取长三角地区的森林土壤与耕地土壤作为研究对象。土壤呼吸碳排放量的计算公式如下：

式中： Ecs表示土壤呼吸碳排放量； Rsj表示j类植被土壤平均呼吸速率； Msj表示j类植被土壤面积； 12/44是二氧化碳转化为碳的量。不同植被土壤呼吸速率根据相关文献（彭江颖，2003；展小云等，2012）整理如表2所示。

2. 碳吸收测算方法。国内外学者对测算生态系统碳吸收量的研究颇多， 碳汇的计量方法主要有： 生物量法、 生物量清单法、 蓄积量法、 涡度协方差法、 驰豫涡旋积累法与涡旋相关法。碳汇的准确计量有助于评价生态系统的整体效益。

上述六种计量方法中， 生物量法的应用最为广泛。它是根据不同植被的面积与植被相应的平均碳密度相乘计算得出碳吸收量。蓄积量法是以植被的蓄积量为基础， 通过实测得到树木的平均容量， 再依据生物量与碳量测算生态系统的固碳量。生物量清单法以调查资料为基础进行计量， 在计算时分别查找生态学与森林的相关资料， 并将二者结合， 先测算乔木层的碳储存密度， 再测算乔木层生物量与总生物量的比值， 以此估算生态系统的碳贮量。后三种方法都是以微气象学为基础， 其中驰豫涡旋积累法是涡度协方差法的再延伸， 两者的理论基础与测算方式相似。这些方法在实际操作中存在诸多困难， 例如测量设备昂贵、 缺少专业技术人员等， 所以这三种计量方法目前在国内没有得到很好的应用。

本文以长三角地区为案例对象， 选取生态系统的森林、 湿地和耕地作為碳汇研究内容。由于生物量法操作简单、 直接明确， 经综合对比分析， 选用生物量法对陆地生态系统的固碳量进行测算， 即根据不同植被碳密度与面积测算区域内生态系统的固碳量。生态系统固碳量的计算公式如下：

式中： Scr指r地区生态系统固碳能力， 即r地区植被碳汇总量； Mrj指r地区j类植被面积（hm2）； Vrj表示r地区j类植被碳密度， 即j类植被单位面积每年固定的碳量。

3. 碳密度的确定。

（1）森林碳密度。森林占据全球地表面积的40%左右， 其丰富的物质种类和植被类型， 在调节气候与改善大气污染时发挥着重要作用。为较准确地估算森林生态系统的固碳能力， 越来越多的学者聚焦于森林碳密度研究。Dixon等（1994）对中国整个森林生态系统进行测量， 求得森林植被平均碳密度为114t/hm2·a-1。方精云和陈安平（2001）采用改良后的生物量换算因子法， 测算出中国森林植被平均碳密度为44.91mg/hm2·a-1。在前人的研究基础上， 李克让等（2003）利用CEVSA模型测算的森林植被碳密度平均值为1.47kg/m2·a-1， 并与方精云和陈安平（2001）的测算结果作对比。以上每位学者选取的测算方法与运用的参数都不同， 测算出的中国森林植被碳密度也存在差异。其中， Dixon等（1994）研究年限较早， 测算得出的森林碳密度偏高， 其余学者测算出的森林碳密度值类似， 均可作为参考。受时间、 植被覆盖情况与气候等多重因素影响， 本文暂取徐冰等（2010）预测的2050年全国森林碳密度平均值51.7t/hm2·a-1作为长三角地区森林碳密度。

（2）耕地碳密度。长三角地区的耕地面积占行政区域总面积的3.09%， 与森林占比接近， 因此， 耕地也是区域主要碳汇之一。目前， 大多数学者对于耕地碳密度的研究集中在农田土壤碳汇， 鲜有研究针对农作物植被碳密度进行测算。而耕地土壤作为陆地生态系统中重要的碳库之一， 其碳密度研究结果众多。李克让等（2003）测算的耕地碳密度为5.7t/hm2·a-1。周黎等（2021）以江汉平原作为典型案例进行研究， 测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还受土层厚度的影响， 且周黎等（2021）的测算结果仅针对特定区域， 因此选取平均密度5.7t/hm2·a-1作为本文的耕地碳密度。

（3）湿地碳密度。湿地植被与土壤是整个湿地生态系统的有机碳库， 湿地的地形与组成较为复杂， 因此评估湿地碳密度会受多重因素影响。国内学者曹磊等（2013）对典型滨海湿地的有机碳库进行研究， 测算长江口典型的芦苇湿地带的碳密度为40.2t/hm2·a-1， 测算闽江口湿地土壤的有机碳平均碳密度为53.04t/hm2·a-1。段晓男等（2008）研究发现， 湖泊湿地和沼泽湿地固碳速率范围分别为3.85 ～ 129.39g/m2·a-1、 24.80 ～ 444.27g/m2·a-1。考虑到湿地植被主要有沼泽植被和水生植被， 而长三角地区植被类型以沼泽植被为主， 所以本文选取的湿地平均碳密度为35.05t/hm2·a-1。

经上述整理， 本文选取的植被碳密度如表3所示。

（三）理论基础

1. 可持续发展理论。可持续发展理论为研究环境问题与分析环境成本提供了理论基础。首先， 可持续发展理论强调经济发展需以环境承载力为基础， 提高资源利用率， 以减少对自然资源的消耗和环境污染。其次， 可持续发展理论强调多维发展， 它是指各区域应以自身实际情况为主， 走适合的可持续发展道路。最后， 可持续发展理论认为自然环境资源是可以用价值量进行衡量的， 因而在持续使用自然资源的过程中需要体现该种价值。可见， 可持续发展理论对于探究碳排放污染问题与碳治理成本方法有重要的指导意义， 在可持续发展理论的指导下， 环境成本会计需注重“经济—社会—环境”三者的协调统一， 算好“排放—吸收—整理”。

2. 低碳经济理论。低碳经济是未来的经济发展方式， 也是一种在环境危机中自我反省的新模式。低碳经济理论以可持续发展为前提， 通过降低能源消耗的方式来减少环境污染、 降低温室气体排放。低碳经济直接关系到产品的设计、 采购、 销售全过程， 其实质就是节约能源、 减少污染。低碳是低碳经济发展的核心， 可持续发展则是其目标。它要求我们要从提高能源效率着手， 通过技术革新促进节能减排。不仅如此， 低碳经济理论为转变经济发展方式提供了重要的理论支撑， 该理论不仅坚持以经济发展为原则， 还遵循可持续发展理念。

3. 环境价值理论。环境价值理论以自然资源理论为基础， 探寻环境对人类生存和发展的积极意义， 是环境成本核算的核心理论， 也是计量环境资源价值的指导原则。 该理论认为， 环境资源存在于人类之前， 因其稀缺性与有效性而具有价值， 若无法对环境资源的价值进行量化， 会导致人类无节制地使用和消耗自然资源。在环境价值理论的指导下， 无论是区域还是企业在核算环境成本时， 都应将生产经营活动过程的环境要素计入总成本， 以经济与环境协调发展为出发点， 探寻可持续发展道路。总之， 将环境资源以价值的形式进行计算， 更有利于减少人类对自然资源的索取与消耗。

4. 外部性理论。外部性是特定经济主体对另一经济主体产生的不能通过市场价格进行买卖的影响， 它是一种普遍存在的经济现象， 是环境经济学研究的一个重要方面， 并为环境成本会计研究提供理论支撑。“共享资源”是外部性理论中最为突出的问题， 其最严重的外部性影响就是环境污染问题。对于环境成本而言， 其外部性可分为两种成本： 污染物的排放成本与温室气体排放所造成的环境损害成本。解决外部性问题主要可以通过以下两种途径： 一是将企业生产对环境造成的外部性效应纳入企业的会计核算中， 确认并计量企业的环境成本。二是发挥政府与法律的调节作用， 约束企業规范生产行为， 减少对环境造成的损害。

三、 长三角地区净碳排放量测算

（一）长三角地区碳源分析

1. 碳排放量估算。长三角地区碳排放量为各省市碳排放量的和， 计算公式如下：

式中： Ecr表示长三角地区r省市碳排放量； Ecn、 Eci、 Ecb、 Ecs含义同上。计算结果如表4所示。

从表4可以看出， 长三角地区的能源释碳量占比最高， 约占总量的58%， 而且每年按照较快的速度增长。相较于能源来说， 工业生产、 人畜呼吸和土壤呼吸增速较为缓慢， 近十年内没有产生较大波动。

2. 碳排放现状分析。根据2010 ～ 2019年长三角地区不同碳源释碳量和三省一市碳排放情况测算数据做以下分析：

（1）从碳源的不同类型来看， 化石能源燃烧所造成的碳排放量占比最高， 意味着经济的快速发展离不开能源消费， 能源消费也能正向促进经济发展。除安徽省外， 其余两省一市的能源碳排放量都超总量的一半， 而能源、 工业和土壤呼吸这三类碳排放量在各省市都占总量的90%以上。江苏省能源碳排放量占比最高， 约为总量的41.94%。安徽省能源碳排放量年均增长率最高， 高达5.07%； 浙江省与江苏省的年均增长率紧随其后； 上海市则始终保持较低比例， 缓速增长。安徽省是我国重要的能源输出大省， 在大力发展经济的过程中会大量消耗化石能源， 因此， 安徽省的能源消费增长率偏高。长三角地区对能源的高度依赖加大了当地的碳减排难度。三省一市的工业、 人畜呼吸与土壤呼吸的碳排放量差异较大， 总量亦不同。其中， 工业化生产碳排放、 人畜呼吸碳排放最多的江苏省， 分别是上海市的17.2倍和4.2倍， 江苏省的常住人口与第二产业生产总值均高于其余地区。土壤呼吸碳排放量贡献最大的是安徽省， 约为上海市的40倍。

（2）从碳排放总量来看， 江苏省土地面积和碳排放量占长三角总面积与碳排放总量的29.84%和38.62%， 平均每平方公里的土地面积释放二氧化碳3.37万吨。浙江省和江苏省情况类似， 土地面积和碳排放量占比相当， 分别为29.39%和29.31%， 单位面积释碳量2.60万吨。安徽省单位面积释碳量最低， 约为1.53万吨。因此， 可将浙江省与安徽省划分为中碳排放区。上海市是该区域内发展进程较快的城市， 城市总面积占区域面积的1.76%， 而碳排放总量却占区域碳排放总量的9.26%， 平均每平方公里的土地面积释放二氧化碳13.68万吨。对比分析可知， 上海市的单位面积释碳量最高， 约为江苏省的4倍， 安徽省的9倍， 因此， 可将上海市划分为长三角地区碳排放的核心区域。综合来看， 江苏省的碳排放量占比最高， 约为上海市碳排放总量的4.5倍。究其原因， 近年来长三角地区各省市经济保持了较快的发展， 在一定程度上实现了固碳减排， 但长三角地区作为我国重要的一体化发展区域， 能源消耗占比相对较高。高耗能、 低效率的生产方式在短时期内得不到显著改善。

（3）整体来看， 受经济社会发展水平、 环境承载力和人口数量等多重因素的影响， 2010 ～ 2019年三省一市的碳排放量增长呈现出显著的阶段性特征。其中， 2010 ～ 2012年碳排放量增长较快， 而2013～2019年碳排放量增长趋于平缓， 这反映了长三角地区该段时间内的经济发展状况较为平稳。

3. 长三角地区碳排放特点。国内外学者运用多种计量模型研究碳排放的影响因素， 其中经济因素最为显著。由此， 一个衡量碳排放状况与经济发展情况的指标出现， 即碳排放强度。碳排放量与碳排放强度都是衡量区域碳排放状况的指标， 与碳排放量不同， 碳排放强度与当地的国内生产总值（GDP）挂钩， 主要计量单位GDP增长所带来的碳排放量。为使研究结论更具客观性， 本文选取碳排放总量、 人均碳排放量与GDP碳排放强度作为衡量长三角地区碳排放特征的指标， 各项指标比较如表5所示。

通过对长三角地区碳排放总量、 人均碳排放量和GDP碳排放强度数据进行分析， 发现该地区碳排放现状具有如下特点：

（1）碳排放总量显著增加。长三角地区作为国家重点经济示范区， 在促进区域经济一体化的进程中排放大量的二氧化碳， 已经严重威胁生态平衡。从表5可以看出， 2010 ～ 2019年长三角地区的碳排放总量显著增加， 2010年该地区碳排放总量为81359.23万吨， 2019年碳排放总量增至103542.29万吨， 近十年约增加22183.06万吨， 年均增长率2.44%。三省一市碳排放量年均增长率从高到低依次为安徽省、 浙江省、 江苏省和上海市， 年均增长率分别为3.71%、 2.38%、 2.07%和1.12%。安徽省融入长三角地区后， 其城市化与工业化进程不断加快， 伴随而来的环境污染也愈发严重。因此， 近十年来安徽省碳排放量的年均增长率高于长三角地区的平均水平。为预防安徽省形成先污染后治理的发展模式， 节能减排成为重中之重。

（2）人均碳排放量逐步增长。作为我国经济发展水平较高的地区之一， 长三角地区的人均碳排放量呈显著增长趋势。2010 ～ 2019年， 长三角地区碳排放总量从81359.23万吨增加至103542.29万吨， 人口相应地从21576万人增至23417万人。十年间， 碳排放总量已上升22183.06万吨， 人口数量增加1841万人， 人均碳排放量由2010年的3.7708吨/人增加至2019年的4.4217吨/人， 年均增长率1.61%。长三角地区三省一市人均碳排放量的年均增长率由高到低依次是安徽省、 江苏省、 浙江省和上海市， 年均增长率分别为3.48%、 1.32%、 0.78%和0.37%。安徽省的人均碳排放量高于长三角地区的人均碳排放量， 即高于平均值。而江苏省略低于平均值， 上海市和浙江省则远低于平均值。

（3）GDP碳排放强度逐年降低。GDP碳排放强度指的是单位GDP的碳排放量， 由碳排放总量除以GDP总量得到。2010 ～ 2019年， 长三角地区的碳排放强度总体呈下降趋势， 该现象表明区域GDP增速远大于碳排放量增速。分析近十年的数据可知， 长三角三省一市的碳排放强度差距正在逐步缩小， 其中表现最显著的是安徽省， 碳排放强度由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经济结构不合理、 工业技术落后等， 省内生产总值低于其他两省一市。后因加入长三角经济区， 经济发展水平快速增长。随着科技的不断进步与技术创新， 安徽省碳排放强度不断减小。截至2019年， 各省市的碳排放强度仍存在一定的差距： 上海市的碳排放强度最小， 为长三角平均值的1/2； 安徽省的碳排放强度最大， 约是上海市的2倍。

（4）碳排放推动GDP增长。通过对上述三项指标的分析可以发现， 在2010 ～ 2019年间， 长三角地区的碳排放增长率与GDP增长率产生较大波动（见图1）。由图1可知， 碳排放增长率与GDP增長率的变化趋势大致相同， 且碳排放增长率的波动幅度始终低于GDP增长率的波动幅度。深入研究发现， 长三角地区的工业碳排放会促进工业生产总值的增长， 说明碳排放对GDP的增长有一定的推动作用。

（二）长三角地区碳汇分析

1. 碳吸收量估算。根据公式及上述分析， 本文对长三角地区三省一市的森林、 耕地和湿地的碳吸收量进行计算并且汇总， 得出各碳汇的固碳量与各地区的碳吸收总量如表6与表7所示。

2. 碳吸收现状分析。根据2010 ～ 2019年长三角地区不同植被碳汇总量和三省一市碳吸收情况做以下分析：

（1）从碳汇的不同类型来看， 对长三角地区固碳贡献最大的是森林， 湿地的固碳量仅次于森林， 耕地的固碳量远低于前两者。其中， 浙江省和安徽省的森林固碳量占长三角地区的85%以上， 尤其是浙江省， 近十年森林吸收二氧化碳307582.95万吨， 约占全区域内碳吸收量的53.35%。

（2）从不同行政区来看， 不同的碳汇吸收量差异较大， 各省市碳吸收总量亦相差较多。生态系统固碳量最多的为浙江省， 浙江省近十年陆地生态系统固碳量约为31亿吨， 占长三角地区生态固碳量的43.57%， 其单位土地面积固碳能力为334.39t/hm2； 其次为安徽省， 贡献区域总固碳量的31.80%， 单位土地面积的固碳能力为183.85t/hm2； 江苏省与上海市累积固碳20亿吨， 仅为累积碳排放总量的1/2。横向对比来看， 浙江省近十年的碳吸收总量约为上海市碳吸收总量的18.8倍。究其原因， 浙江省的森林覆盖率高达61.5%， 而森林作为生态系统中最大的碳库， 为浙江省的碳吸收做出了不小的贡献。

（3）从碳吸收能力来看， 长三角地区的固碳能力从2010年的74008.57万吨增长到2019年的85649.13万吨， 十年间增长11640.56万吨， 年平均增长率为1.47%。区域碳吸收能力的动态变化表明， 长三角地区的森林植被覆盖率虽明显提升， 但是相较于其他省份而言， 年均增长率略低。

四、 长三角地区碳治理成本的核算及分析

（一）环境治理成本

1. 环境治理成本的计量。根据《中国环境经济核算技术指南》中的界定， 统计环境治理成本， 需要从两个方面来分步进行， 即实物量核算和价值量核算。其中， 实物量核算需要以国民经济统计框架为基础， 核算经济活动中对应的污染物产生量、 去除量和排放量。通过实物量核算能够获得可靠的实物数据资料， 并为价值量核算提供前提条件。

治理成本法与污染损失法是价值量核算中的两种方法。其中， 污染损失法是指借助一定的技术手段， 结合污染损失调查， 核算环境污染的损害价值量。而治理成本法以防护为主， 计量保护环境不被污染过程中所需支付的成本总和， 该方法核算过程相对简单， 易于理解， 用污染物的实物量与单位治理成本相乘即可得出环境治理成本。选用治理成本法对二氧化碳的治理成本进行核算， 即测算出污染物的实物量， 也就是二氧化碳的净碳排放量， 再乘以相应的二氧化碳单位治理成本， 便可计算出二氧化碳的治理成本。

2. 碳捕捉与封存成本的确认。碳捕捉与封存是指将二氧化碳从排放源中分离出来， 然后运用特殊技术直接加以封存， 通过防止二氧化碳排入大气的方式实现二氧化碳减排。其中， 碳捕捉是将二氧化碳从排放源中分离出来的过程， 二氧化碳封存是指将捕集的二氧化碳运送至封存地注入陆地或海洋并永久保存。

碳捕捉与封存成本主要包括运行成本和固定成本。其中， 运行成本是指碳捕集与封存技术在实际操作中所需要的成本投入之和。运行成本主要由运行维护费用、 运行能耗费用、 压缩和传输费用与封存费用组成， 因此主要涉及捕集、 运输和封存等环节。2021年《中国二氧化碳捕集利用与封存年度报告》指出， 预计至2030年， 二氧化碳捕集成本为90 ～ 390元/吨， 运输成本为0.7元 /（吨· KM）， 封存成本为40 ～ 50元/吨。固定成本是技术的前期投资， 如碳捕集系统造价和占地投资等。从封存的规模、 环境风险和监管考虑， 国外一般要求二氧化碳地质封存的安全期不少于200年。

（二）二氧化碳治理成本计量

1. 净碳排放量。净碳排放量为碳排放量与碳吸收量的差， 即需要治理的二氧化碳物质量， 计算公式如下：

式中： Lr为净碳排放量； Ecr为r地区碳排放量； Scr为r地区生态系统固碳量， 即碳吸收量。

将得出的碳排放量与碳吸收量代入公式， 计算长三角地区需要治理的二氧化碳量， 结果如图2所示。

长三角地区的三省一市受经济水平、 环境资源和生态保护状况等诸多因素的影响， 从图2可以明显看出各省市碳排放量和碳吸收量存在较大差异， 因此， 净碳排放量亦有所不同。浙江省和安徽省由于植被覆盖率较高， 能够固定的二氧化碳物质量较多， 该区域的二氧化碳不仅不需要治理， 而且还会产生一定的经济效益。值得注意的是， 江苏省和上海市的碳排放量远大于碳吸收量， 上海市的碳排放量约为碳吸收量的4.6倍。“十三五”以来， 江苏省不断优化产业结构， 但仍存在产业结构偏重等问题， 其中制造业占比90%以上， 传统行业占比60%以上， 导致单位工业增加值能耗较高， 成为碳排放大户。

图3体现了2010 ～ 2019年长三角地区净碳排放量的时序演化情况。从图3可以看出， 长三角地区的碳排放总量逐年增长， 且逐渐趋于平缓。而碳吸收总量于2013年有明显增长， 其余各年增长缓慢。因此， 在2013年之前， 区域净碳排放量呈现快速增长趋势， 年均增长率高达28.77%， 后因区域固碳量大幅增加， 净碳排放量较前年减少约50%。2014年之后， 长三角地区的净碳排放量年均增长率下降至10.32%， 说明该区域的碳减排已初见成效。

2. 二氧化碳治理成本的确认。二氧化碳治理成本属于环境治理成本的分支， 因此核算二氧化碳治理成本也需从实物量与价值量两方面進行。但由于实物量核算难以直接从数据中获得环境与经济的关系， 缺乏综合性， 而价值量核算被国内外学者广泛应用于大气污染治理、 水污染治理与固体废弃物治理， 所以本文选取价值量核算为二氧化碳治理成本的核算依据。在环境会计中， 价值量核算方法可以细分为治理成本法与污染损失法。其中， 污染损失法需特定的技术手段作为支持， 核算步骤较为复杂。综合考虑后， 本文选用治理成本法对二氧化碳的治理成本进行核算： 核算污染物的实物量， 并选取恰当的单位治理成本， 二者相乘即可求出二氧化碳的治理成本。

上文根据IPCC清单法与生物量法分别对长三角地区的碳排放量与碳吸收量进行测算， 用区域碳排放总量扣除生态系统的固碳量， 即核算出该地区需要治理的二氧化碳物质量。本文选用碳捕捉与封存技术对长三角地区的二氧化碳进行治理。在碳捕捉与封存过程中所耗用的运行成本与固定成本之和， 即为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。首先将区域内碳排放量扣除碳汇吸收量， 计算出区域净碳排放量， 即需要治理的二氧化碳物质量， 然后引用二氧化碳捕捉与封存技术的最低减排成本219.4（元·t-1）（卢志刚等，2011）作为单位治理成本， 得到长三角地区治理二氧化碳所需要的总成本。具体步骤如下：

式中： Cco2为二氧化碳的治理成本； Lr为净碳排放量； 44/12为转换为二氧化碳的排放量。

（三）长三角地区二氧化碳治理现状分析

1. 长三角地区二氧化碳治理成本时间分布特征。长三角地区2010 ～ 2019年生态系统的碳收支情况与二氧化碳治理成本的时间分布如图4所示。

从图4可以看出， 长三角地区的二氧化碳治理成本近十年内波动较大。在假设单位治理成本保持不变的情况下， 2010 ～ 2013年长三角地区社会经济不断发展， 整体碳排放量显著增加， 加之生态系统固碳占比较小， 生态系统远不足以吸收逐年增长的二氧化碳， 致使该时期内二氧化碳的治理成本显著增加， 年均增长率为28.77%。2013年区域内二氧化碳的治理成本达到峰值， 为1626.01亿元， 占当年GDP的1.17%， 一定程度上反映了经济发展对环境的部分欠账。2014年长三角地区人造林面积增长92.72公顷， 由于森林是陆地系统最大的碳库， 所以该地区的碳吸收量有较大增长， 二氧化碳治理成本降至798亿元， 比2013年峰值下降了50.89%， 仅占当年GDP的0.53%， 说明长三角地区的绿色治理效果较为显著。2014 ～ 2019年， 长三角地区二氧化碳治理成本的年均增长率仅为10.32%。自2016年“十三五”以来， 长三角地区的高能耗行业碳排放基本趋于稳定， GDP碳排放强度呈逐年下降趋势， 在碳吸收大致保持不变的情况下， 该区域的二氧化碳治理成本缓速增长。2019年， 长三角地区的二氧化碳治理成本约为1439.45亿元， 较2013年的治理成本下降11个百分点， 约占当年GDP的0.61%。

2. 长三角地区二氧化碳治理成本空间分布特征。考虑到不同地区地表生态固碳系统的差异性， 森林的二氧化碳单位面积的平均治理成本为负值， 会带来一定的经济效益， 根据张翀和任志远（2016）的研究， 森林会产生2757.9 ～ 4574.0元·hm-2·a-1的经济效益； 灌丛和草丛会产生1066.6元·hm-2·a-1和207.4元·hm-2·a-1。经过数据整理， 长三角地区三省一市近十年的二氧化碳治理成本的空间分布如图5所示。

由于三省一市的行政区域面积不同， 所以采用单位面积平均治理成本对长三角进行统计。上海市单位面积的平均治理成本最高， 为86235.04元·hm-2·a-1。江苏省次之， 对应单位面积二氧化碳治理需投入資金为13578.15元·hm-2·a-1。浙江省与安徽省的单位面积治理成本最低， 且为负值， 产生一定的经济效益。其中， 浙江省因高植被覆盖率， 单位面积的经济效益最高， 为5973.47元·hm-2·a-1。长三角地区单位面积平均治理成本呈现由西向东逐步增大的态势。

从图5可知， 安徽省和浙江省的二氧化碳治理成本为负值， 表示这两个省份由于经济活动所产生的碳排放能够被植被完全固定。而上海市和江苏省二氧化碳治理成本为正， 表示这两个省的碳排放不能够被植被吸收， 仍需要投入资金对大气中多余的二氧化碳进行治理。综合来看， 长三角地区三省一市的净碳排放量近13亿吨， 生态系统的碳汇明显不足以吸收人类生产经营活动所带来的碳排放。因此该地区需要额外投入资金对二氧化碳进行治理， 将温室气体以货币形式计量， 更有利于该区域重视二氧化碳排放所带来的环境问题。敦促区域在发展经济的同时注重生态环境保护， 以治理成本约束政府和企业将低碳减排落到实处。

五、 研究结论

其一， 长三角地区二氧化碳污染形势依然严峻。由于该地区工业经济发达， 能源消耗逐年增多， 碳排放总量仍居高不下， 急需治理。地区GDP碳排放强度远低于全国平均水平， 反映了长三角地区经济与环境的不协调。

其二， 从空间角度来看， 由于各地的经济发展状况和植被类型不同， 区域内各省市的治理成本存在较大差异。其中， 浙江省与安徽省不仅不需要投入额外的资金进行二氧化碳治理， 还会产生一定的经济效益。而江苏省与上海市需要投入额外的资金进行治理。

其三， 基于长三角地区2010 ～ 2019年的数据分析， 该区域内近十年的碳排放量、 碳吸收量与需要治理的二氧化碳物质量年均值分别为9.43亿、 8.10亿和1.32亿吨， 三省一市的年均治理成本总额为1067.28亿元。

【 主 要 参 考 文 献 】

曹磊，宋金明，李学刚等．中国滨海盐沼湿地碳收支与碳循环过程研究进展［ J］．生态学报，2013（17）：5141 ～ 5152．

陈秋兰，陈璋琪，洪小琴．基于虚拟治理成本法的大气污染环境损害量化评估探讨［ J］．环境与可持续发展，2018（2）：27 ～ 30．

段晓男，王效科，逯非等．中国湿地生态系统固碳现状和潜力［ J］．生态学报，2008（2）：463 ～ 469．

李克让，王绍强，曹明奎．中国植被和土壤碳贮量［ J］．中国科学（D辑：地球科学），2003（1）：72 ～ 80．

刘乙瑶，郭金辉．我国省域碳排放指数测算与动态影响因素研究［ J］．价格理论与实践，2019（10）：59 ～ 62+167．

刘允芬．中国农业系统碳汇功能［ J］．农业环境保护，1998（5）：6 ～ 11．

卢露．碳中和背景下完善我国碳排放核算体系的思考［ J］．西南金融，2021（12）：15 ～ 27．

卢志刚，夏明昭，张晓辉．基于多阶段减排规划的发电厂碳捕集系统优化配置［ J］．中国电机工程学报，2011（35）：65 ～ 71．

彭江颖．珠江三角洲植被对区域碳氧平衡的作用［ J］．中山大学学报（自然科学版），2003（5）：105 ～ 108．

王兆峰，李竹，吴卫．长江经济带不同等级城市碳排放的时空演变及其影响因素［ J］．环境科学研究，2022（10）：2273 ～ 2281．

肖慧娟，匡耀求，黄宁生．工业化高速发展时期广州市的碳收支变化初步研究［ J］．生态环境，2006（6）：1209 ～ 1215．

徐冰，郭兆迪，朴世龙等．2000～2050年中国森林生物量碳库：基于生物量密度与林龄关系的预测［ J］．中国科学：生命科学，2010（7）：587 ～ 594．

杨建军，董小林，张振文．城市大气环境治理成本核算及其总量、结构分析——以西安市为例［ J］．环境污染与防治，2014（11）：100 ～ 105．

展小云，于贵瑞，郑泽梅等．中国区域陆地生态系统土壤呼吸碳排放及其空间格局——基于通量观测的地学统计评估［ J］．地理科学进展，2012（1）：97 ～ 108．

张翀，任志远．基于生态系统固碳的陕北大气CO2治理成本核算［ J］．干旱区地理，2016（1）：122 ～ 129．

周黎，冯伟，易军等．江汉平原典型农业灌排单元土壤有机碳密度分布特征［ J］．水土保持学报，2021（6）：213 ～ 221．

周守华，陶春华．环境会计：理论综述与启示［ J］．会计研究，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．

（责任编辑·校对： 黄艳晶  许春玲）