摘要个人碳排放交易是一种将碳排放权分配给个人的总量交易政策工具。不同于上游的总量交易以及碳税等政策工具，个人碳排放交易因其能够推动个人直接参与碳减排而受到关注。鉴于碳排放总量覆盖范围、碳排放权分配以及清缴方式的差异，研究者提出了不同的个人碳排放交易方案。下面是小编整理的《居民家庭碳排放论文(精选3篇)》，欢迎大家借鉴与参考，希望对大家有所帮助！
居民家庭碳排放论文 篇1：
关于我国居民消费碳排放影响的研究综述
摘要：居民消费对能源消耗与碳排放影响的相关问题已成为学术界关注的焦点。当前国内居民消费对碳排放影响的研究主要集中在：居民消费对碳排放影响程度的判断；居民消费碳排放的结构特征；居民消费碳排放的影响因素分析。目前国内研究还处于起步阶段，缺乏对消费模式、能源消耗与碳排放三者之间关系的系统研究。从居民日常生活的角度来研究消费方式——能源利用——碳排放之间的逻辑关系，将成为今后气候变化与低碳社会研究领域的一个热点。
关键词：居民消费； 能源消耗； 碳排放
世界气象组织发布的《2007年温室气体公报》指出，在过去10年中，二氧化碳对全球变暖的贡献高达87%[1]。从目前对二氧化碳排放监测的成果来看，来自化石燃料燃烧排放的碳排放是最主要的、结果可信度高、最具代表性的温室气体来源，是目前全球进行温室气体评估的最主要对象[2]。居民消费对能源消耗与碳排放影响的相关问题目前已成为国内外学术界和政府等部门关注的焦点。
长期以来，碳排放问题的相关研究主要集中于工业生产层面。但消费与生产是紧密联系在一起的，它在很大程度上影响着国民经济各部门的产品或服务产生，甚至影响着一些经济部门的产出水平。居民家庭消费是最终消费中的一个主要组成部分。因此，在一个开放的消费取向的经济模式中，一种以消费为基础的核算框架更适合计算能源和碳排放之间的关系[3]。从上个世纪七、八十年代以来，一些学者就开始关注居民消费行为对能源利用及碳排放的影响。自1992年巴西里约热内卢召开可持续发展地球峰会以来，居民的可持续消费问题更得到了学术界的广泛关注。本文试图对国内学术界相关研究现状做些梳理，介绍该方向目前的研究状况，并展望未来的研究前景，以期对今后开展该方面的研究有所启示。
一、居民消费碳排放的类型
按居民消费所需能源的直接程度，家庭消费所产生的碳排放可分为直接排放和间接排放。以前关于中国家庭能源消费及碳排放方面的研究主要局限于直接消费以及由此而产生的直接排放，目前的研究既包括直接方面也包括间接方面，而且越来越注重对间接方面的研究。目前研究内容可分为以下几个方面：
第一，直接碳排放研究。直接排放指家庭能源产品所产生的直接能源需要产生的排放， 主要包括家庭能耗和私人交通两大类， 主要影响因素是耗能设备的直接能源效率。如：居民生活用能碳排放的测算与分析[4]；对城市家庭能耗直接碳排放影响分析[5]；对中国居民生活能源消费的结构分解分析[6]。
第二，间接碳排放研究。间接排放涉及到除能源产品之外的其他家庭消费品， 如食物、衣着、家具（电）、房屋、休闲娱乐、医疗卫生和教育等间接产生的碳排放。如对间接能源消耗与碳排放分析[7]。
第三，居民生活完全碳排放研究。既包括直接碳排放研究 也包括间接碳排放研究。如：对中国居民生活与CO2排放关系研究；[8]对城镇居民消费诱发的完全能耗的研究[9]。
最后，对衣食住行等的某一方面的研究，包括直接排放和间接排放，如对食品消费的研究[10]。
二、居民消费碳排放的测算方法
由于排放的途径不同，直接能源排放和间接能源排放的测算也不同，而且间接能源排放的测算比直接能源测算的方法复杂。国内直接能源排放和间接能源排放的测算方法大致如下：
（一）居民生活直接能源消费测算方法
在对中国居民直接消费碳排放测算一般采用碳排放系数法，即将居民生活各类能源直接消费量对应乘以碳排放系数。目前国内的研究主要采用的碳排放计算系数有几种方式：一是采用科技部《公民节能减排手册》或以科技部的方法为主并辅之以其他机构的数据，如杨选梅等的研究首先以中国科技部《公民节能减排手册》为参考确定，减排手册中未涉及的计算内容则根据地域相近性现在我国台湾能源局公布的排放系数，再次则引用GHG Protocol的数据，考虑到保护国际里飞机系数忽略短途、中途和长途航线的差异，故飞机系数引用来源于保护国际[11]。二是采用IPCC温室气体排放计算指南中提供的关于能源消费碳排放量，如赵敏根据IPCC提供的交通能源消费CO2排放计算方法，对上海市居民交通出行产生的碳排放进行了估算[12]；冯蕊等根据联合国政府间气候变化专门委员会（IPCC）碳排放计算指南（2006年版）中的计算公式和CO2排放系数缺省值，以居住综合消费碳排放、叠加交通消费碳排放计算模型为基础，应用碳排放系数法估算了2006年-2008 年天津市居民人均生活消费CO2排放量及其在总的能源消耗CO2排放量中所占比例[13]。三是将不同类型的能源使用量折算为标准煤总量，再根据标准煤的碳排放系数估算碳排放情况。但因不同国家、地区和技术条件以及能源结构的不同，以及不同能源的燃烧效率和燃烧方式不同，这种计算会造成较大的误差。
（二）居民生活间接能源消费测算方法
由于居民生活间接能源消费及其相关的碳排放量比较复杂，国内外都还没有研究出一套比较完整的核算方法。目前关于间接能源消费及与之相应的碳排放的测算方法度是以投入产出分析法为基础的。除投入产出法外，目前使用的方法还有生命周期法、生活方式分析法等。下面结合已有研究分别对上述几种研究方法的运用情况进行介绍和分析。
1.投入产出分析法
投入产出分析法是Leontief教授于20世纪30年代提出的一个分析框架，20世纪60年代末期，一些专家开始将投入产出分析方法应用于能源及环境问题的研究。李艳梅、张雷利用投入产出SDA法分析了1987年-2002年间中国居民生活能源消费的结构[6]。张咪咪通过编制能源环境投入产出表，结合农村居民消费支出数据，计算了2000年-2007年我国农村居民八项消费支出的间接能耗强度系数，并进一步测算了由农村人均生活消费支出及农村五个收入组居民人均消费支出所诱发的能源消耗量及碳排放量[7]。王妍等结合城镇居民的生活消费数据，利用投入产出分析法测算了1995-2004年我国城镇居民生活消费所诱发的完全能消耗[9]。
2.生命周期评价法
生命周期评价法是评价一个产品（或服务）体系在其整个生命周期内对环境造成影响或潜在影响的方法。刘晶茹等通过生命周期分析方法建构了可持续消费评价模型，并对2000年中国城市家庭消费行为的生态影响进行了分析，比较了不同消费行为对生态影响的贡献[14]。但传统的生命周期评价只对系统边界内的环境影响进行研究，忽视了系统边界外的环境影响。因此，结合投入产出分析和生命周期评价的综合生命周期分析方法被提出，以期弥补这种缺陷。它将整个经济系统作为评价实施的系统边界，实现了评价范围的完整化。姚亮等采用综合生命周期分析方法核算了1997年、2002年和2007年三年的居民消费隐含的二氧化碳排放总量[15]。尽管综合生命周期分析方法还存在着一些问题，如投入产出表是价值型的，而环境影响是实物型的，如何将价值型转换为实物型，是目前该方法面临的最大问题。但该方法对于研究宏观消费问题，尤其是涉及到区域与消费相关的“隐含”的环境污染问题非常有益[16]。
3.消费者生活方式分析法
消费者生活方式分析法是建立在投入产出法——生命周期分析法的基础上，以居民生活消费品为基础分析单位，分析消费品在生产过程中各个产品部分对其能源投入的综合影响，根据家庭消费支出数据计算出每类消费活动的能源强度，对直接和间接影响以及各类消费活动进行了对比。魏一鸣[17]、凤振华[8] 等利用Bin和Dowlatabadi 提出的消费者生活方式法（CLA）比较分析城镇和农村居民二氧化碳排放量。杨选梅等运用消费者生活方式法探讨了南京市城市家庭消费活动与碳排放之间的关系[11]。但这种方法的运用也存在着一些困境，如魏一鸣等利用Shui Bin和 Hdi Dowlatabadi的研究思路将居民的消费与生产活动相联系，由于认为中国尚未建立投入产出法——生命周期评价法模型，在分析间接影响时未采用投入产出模型，仅将与八类消费类别有直接关系的产业直接能源强度加总平均，因而反映不出消费与生产网络之间真正的关系，也达不到区分直接和间接能耗影响的根本目的，低估了间接能耗的影响[17]。
三、居民消费对碳排放影响程度、结构特征和影响因素
通过对我国居民碳排放的现状、结构特征以及影响它们的因素的比较和分析，有助于清醒认识我国未来碳排放的趋势及其特征，预测未来的研究走向。由于受到上述研究尺度、研究内容、测算方法及数据来源的局限，下面研究结论中一些数据的比较不具有绝对意义，只具有相对意义。
（一）居民消费对碳排放影响程度
居民消费对碳排放的影响程度可以从几个层面来分析：国家层面、城市（地区）层面、家庭层面和个人层面等。
国家或地区层面。国家层面主要指从国家或地区整个层面对由于居民消费所产生的能源消耗及碳排放进行研究。中国的家庭能源需求占整个国家能源需求的大约26%和整个二氧化碳排放的30%。1992年、1997年、2002年我国居民生活所导致的直接和间接二氧化碳排放分别为2.74亿吨碳、4.00亿吨碳、3.92亿吨碳，分别占一次能源消费产生二氧化碳排放的36.52%、43.90%、42.31%[18]。而姚亮等研究发现，1997年、2002年、2007年的城乡居民消费隐含的碳排放量分别为11.73亿吨碳、12.52亿吨碳、18.01亿吨碳[15]。这两个研究的数据来源都是国家统计部门的数据，为何结果却相差这么大？其原因可能在于测算方法的不同。魏一鸣采用的测算方式是投入产出法和消费者生活方式法结合的方式[18]。而姚亮采用的测算方式是综合生命周期评价法[15]。朱勤专门对居民生活用能的情况进行了分析，1980年-2007年我国居民生活用能碳排放量从6.728×107t碳增长至16.545×107t碳，增幅为145.9%，人均生活用能碳排放量从每年68 kg碳增长至125 kg碳，增幅为83.7%[4]。
城市或地区的层面。目前已有研究对一些城市如昆明、天津、北京、石家庄市等地居民的能源消费及其碳排放进行了研究。智静等研究认为，2006年北京市生活能源消费总量为1704.11万t标准煤，占北京市能源消费总量的33.12%[19]。
从家庭的角度对居民消费所产生的能源消耗及碳排放进行研究。家庭是社会生活的基本单位。居民消费经常不是以个人的方式进行，而是以家庭消费的方式展开，因此个人消费不是完全的个人决策行为，在大多数情况下是家庭的选择。陈家瑛等研究发现家庭户规模减少导致人均消费支出的增加及总户数消费规模的扩张，以家庭户为分析单位考察队碳排放的影响具有较高的解释力[20] 。“南京1000家庭碳排放调查”碳排放结果发现，三口户均年碳排放量为3705.76kg，则人均家庭碳排放量为1211.03kg。根据世界银行报告，中国人均碳排放量为4100kg左右，也就是说，人均家庭碳排放约占总碳排放量29.27%[11]。
（二）居民消费对碳排放影响的结构特征分析
1.城乡之间的比较和分析
按照城乡二元结构的差异，碳排放的类型可分为城镇居民的碳排放和农村居民消费的碳排放。城乡居民在消费水平和消费结构上都存在着较大的差异，因此城乡居民对能源的需求及二氧化碳排放量之间的差异也很明显。目前关于我国居民消费对碳排放的影响分析，一般都把城市和农村分开来对待。下面分别从碳排放量、排放结构和能源利用结构的角度对已有研究中关于城乡之间的差异进行介绍和分析。
首先，居民消费碳排放的城乡排放量的差异大小及趋势分析。有学者从完全碳排放的角度进行了城乡排放量的比较分析。如凤振华等对我国城市与农村居民1999年-2002年的生活能源碳排放进行了定量分析，发现城市居民间接生活能源碳排放量高于直接生活能源碳排放量，而农村居民的直接碳排放量要高于间接碳排放量。[8]张馨等研究认为，从2000年-2007年，城镇居民家庭的直接能耗和间接能耗都呈上升趋势，农村居民家庭的直接能耗逐年增加而间接能耗下降。在不考虑其他因素的前提下，一个农村居民转变为城市居民，将会增加能源消费量1085.26kg标煤。家庭能源消费产生的碳排放总量也在逐年增长，2007年城镇居民家庭的直接能耗和间接能耗产生的碳排放量分别达到8535.04万吨和56678.76万吨，农村分别为6883.41万吨和8117.94万吨[21]。
有学者从直接排放的角度进行了城乡排放量的比较分析。如朱勤等研究认为，1980年-2007年我国城镇居民生活用能的人均碳排放量从206kg下降到167kg，总体上呈波动下降趋势。我国农村居民生活用能的人均碳排放量从35kg 上升到91kg ， 总体上呈波动上升趋势。相应地，该阶段人均生活用能排放的城乡比从5.87持续下降至1.84，表明城乡居民在生活用能排放方面的差距不断缩小[4]。
有学者从某一类消费结构的角度进行了城乡排放量的比较分析。如智静等研究认为，城镇居民在食品消费碳排放总量上高于农村居民，直接排放量农村居民高于城镇居民，间接排放量城镇居民高于农村居民。城镇居民的饮食习惯不利于减少食品消费碳排放量，农村人口进入城市将增加居民食品消费对碳排放的影响[10]。
其次，城乡居民生活能源及碳排放在消费结构（如衣食住行等）的差异。从总体上来说，随着我国城乡居民家庭消费恩格尔系数的持续降低，居民消费需求从以“衣、食”支出为主逐渐向注重“住、行、乐”消费发展，与之关联的能源消费及其碳排放相应变化[22] 。城市家庭消费中，居住、家庭生活用能、食品、教育、文化和娱乐服务是最主要的能源密集和碳密集型活动。农村家庭消费中，家庭生活用能、食品、教育、文化和娱乐服务、私人交通是最主要的能源密集和碳密集型活动[4]。还有研究专门对我国城乡居民食品消费的碳排放结构进行了研究。1980年—2007年间，上海市居民食物碳消费从“以粮食碳消费为主”的相对单一的消费模式转变为“以粮食、肉类、植物油等碳消费为主”的多元消费模式。其中粮食碳消费量所占比例明显减少，由68.57%减少至37.91%，而畜禽肉、植物油所占比例明显增加，分别从8.41%、5.85%增加到15.49%、15.75%。其他食物碳消费量所占比例变化较小[23]。
第三，城乡居民在生活用能结构上的差异。我国居民的直接能源利用类型主要以电力和天然气为主，一次性能源的利用逐步减少甚至完全不使用，城乡居民用能结构差距逐步缩小，但差距仍旧客观存在。朱勤等认为，1980-2007年城镇居民用能消费中煤炭所占比重从90.23%持续下降至13.47%，电力比重大幅上扬，石油、天然气及热力的比重则持续上升，形成目前以电力为主（比重近50%）、其他能源各占一至两成的生活用能格局。同期，从农村居民生活用能结构变化来看，煤炭比重持续下降，电力比重大幅上升，石油比重稍有增加，天然气与热力消费则几乎为空白。[4]
2.不同收入阶层的比较和分析
几乎所有的研究表明收入水平对碳排放量及排放结构有着明显的影响。高收入水平的居民二氧化碳排放量高于低收入水平居民，而且不同收入水平的居民排放结构组成也不同，收入水平越高，结构越多样化，消费的层次也越高。
凤振华等研究了居民收入对居民间接二氧化碳排放量的影响。研究认为，城镇最高收入户平均消费支出是城镇最低收入户的5.8倍，碳排放量是5.6倍；农村最高收入户平均消费支出是最低收入户的3.2倍，碳排放量是3.1倍；城镇最高收入的支出是农村最高支出的3.9倍，碳排放量是5.0倍；高收入水平的人追逐高层次的消费，高层次的商品很多是能源密集型产品，二氧化碳排放量因此增多。与城市居民相比，农村居民主要消费较为单一，食品消费占主要部分，农村居民二氧化碳排放结构较为单一，食品占比例较大，占50% 左右[8]。
王妍等结合城乡居民生活消费数据，首先比较了不同收入水平的城镇居民群体诱发的完全能源消耗，发现高收入阶层远高于中低收入阶层，2004年最高收入阶层人均完全能耗已达到2790kg， 是低收入阶层的7.5倍。其次分析了居住和交通方式的改变对完全能源消耗的影响。发现不同收入阶层的城镇居民之间，居住和交通消费诱发的能耗存在较大差异，随着收入不断提高，高收入阶层和交通能耗增加速度快于中低收入阶层，中低收入阶层居住能耗小幅下降[7]。
张咪咪对2002年-2007年我国农村五个收入组居民生活间接能耗及碳排放情况进行了比较，研究表明，能耗量及碳排放量与居民收入级别有较强的正相关性，即收入越高则能耗及碳排放越多，五个收入组居民能耗量及碳排放量由大至小依次为高收入户、中高收入户、中等收入户、中低收入户及低收入户[7]。
（三）居民消费碳排放的影响因素研究
目前国内对居民消费碳排放研究的影响因素涉及到多个方面。从性质来说，包括社会心理因素、人口因素、经济因素、技术因素等。下面分别从城市、家庭、个人的角度对已有的研究情况进行介绍。
首先，城市因素如城市人口增长、城市的发展水平、基础设施、气候因素、空间结构等都对居民生活的碳排放产生较大影响。
郑思齐等研究发现：目前中国城市几乎全部处于居住碳排放随着收入水平的提高而快速增长的发展阶段（第二阶段），且造成S型三次曲线关系可能的原因是二氧化碳排放具有较强的全球负外部性，居民对本地二氧化碳排放的感知程度很低。具体来说，如城市人口增长、城市的发展水平和模式、气候因素等都易对居民生活的碳排放产生较大影响。她以国家统计局“2006年中国城市住户调查”（含中国74个主要城市中的25，300个家庭微观样本）的数据为主要基础，估算得出了中国主要城市的家庭生活碳排放水平，并且分析了各种影响因素，发现城市人口和城市发展水平等都与城市居民生活呈显著的正相关关系[24]。张超也考察了城市化发展对不同城市一个标准家庭的碳排放量的影响。研究认为，城市人口规模、人口增长、收入、气温和城市化发展模式等因素对碳排放均有影响，家庭碳排放量与1月份平均气温显著负相关[25]。
城市的空间结构对居民消费所产生的碳排放也有影响。霍燚等通过估算北京市38个社区826个居民家庭生活碳排放，发现家庭随着距城市主中心（天安门）距离的增加，其拥有私家车的可能性显著提高[26]。张英杰等认为，对于正处于快速城市化关键时期的中国而言，城市的经济增长与人口的不断增加是现阶段的客观现实和突出特点。但由政府规划所控制的城市的空间结构，则能够通过影响居民的行为，显著地改变城市的生活碳排放水平[27]。
其次，家庭因素如规模、人口结构、年龄、消费结构等对碳排放也有影响。
杨选梅等研究了家庭消费活动对碳排放的影响。研究认为，家庭常住人口、交通出行、住宅面积是影响家庭排放中的显著因子。每增加一个常住人口、住宅面积多一个平方米、交通工具每提高一个档次，户均年碳排放量要增加约397.84kg、8.54kg、551.21kg[11] 。叶红也以厦门岛区为例分析了影响家庭直接碳排放的因素。研究分析了家庭社会情况中的6个次因素即住宅、家庭人口数、家庭人口平均年龄、职业、学历、学历、收入对于家庭能耗直接碳排放的贡献。家庭能耗直接碳排放受到住宅面积和家庭人口数的显著影响。家庭人口数和家庭住宅面积组成的公共因子解释了42.74%的方差。但住宅面积对公共因子的贡献率大于家庭人口数的贡献，所以相对于家庭人口数，住宅面积是影响家庭能耗直接碳排放的更为重要因素[5]。
陈佳瑛等就家庭规模对碳排放的影响进行了深入研究。就1978年-2007年中国的家庭模式变化对碳排放影响进行实证分析后发现，家庭户规模的变小导致人均消费的增加及总户数消费规模的扩张，在很大程度上抵消了人口总量增长减缓对碳排放的影响。如果我国的家庭户规模保持在1982年的状况，而人均消费等其他变量遵循各自的变化轨迹，到2007年时我国的碳排放量会比实际排放量减少38.68%[20]。在此基础上，她还以家庭成员在45岁-54岁年龄段可能存在更多消费为假设，在修正了STIRPAT环境压力模型的基础上，用“家庭户碳排放模型”分析了家庭消费阶段差异对碳排放的影响；并采用情景分析方法对未来家庭消费高峰期变化对碳排放的可能影响做了预测分析[28]。
第三，居民的人均消费水平、人口结构和消费结构等对碳排放的影响。
朱勤等用自上而下模型对我国1980年-2007年碳排放情况进行研究，发现现阶段我国居民消费水平与人口结构变化对碳排放的影响力已高于人口规模变化的影响力，居民消费水平与消费模式等人文因素的变化有可能成为我国碳排放的新的增长点[4] 。魏一鸣还对1992年-1997年和1997-2002年两个时期，人均消费、人口增长和消费结构等影响因素对碳排放的贡献率大小进行了分析，人均消费的贡献率最大，分别为64.68%和65.84%；人口增长的贡献率次之，分别为15.97%和21.16%；消费结构的贡献率占第三位，分别为8.71%和13%[18]。
四、研究反思与展望
虽然目前国内已对我国城乡居民的消费模式对碳排放产生的影响进行了一定的研究，但仍处于起步阶段，缺乏对消费模式、能源消耗与碳排放三者之间的关系进行系统的研究。从居民日常生活的角度来研究消费方式——能源利用——碳排放之间的逻辑关系，将成为今后气候变化与低碳社会研究领域的一个热点。
首先，关于居民消费碳排放的研究尺度和研究内容等问题。第一，由于我国各地区之间的自然、地理和社会经济方面的差异显著，而且即使同一地区不同群体之间的差异也比较明显，因此未来越来越多的研究将从中观或微观的尺度来开展。第二，未来的研究将更多地对居民生活的间接能源及排放开展研究。第三，未来的研究数据来源将主要有两个途径：一是继续完善已有的统计数据；二是在今后的研究中应加大实地调查的力度，了解更加真实而又准确的第一手资料。
其次，居民消费的碳排放量的测算方法问题。目前关于中国居民消费的碳排放量的测算主要有两种方式：自上而下的方式和自下而上的方式。其实无论哪种方式都是混合式的方式，只是测量层次不同而已。但总体来说，已有的研究主要以自上而下的方式为主并辅之以自下而上的方式。未来的测算将以自下而上为主并辅之以自上而下的方式。如将更多地采用消费者生活方式法，但这种方式的使用必须建立在投入产出法-生命周期分析法模型的基础上。因此有必要进一步完善投入产出法-生命周期分析模型。
第三，我国居民消费的碳排放量的趋势和特征。从居民消费碳排放量的趋势来看，未来将继续呈现增长趋势。从特征来看，城乡之间的差异将越来越小。如何在推动城镇化的进程中融合低碳发展的理念与举措，显然是一个值得研究者及决策者们深入探讨和付诸实践的重要议题。而城乡居民不同阶层内部排放的差异呈增大趋势，尤其是最高收入阶层和最低收入阶层之间的差异将越来越大，如何通过集体的制度性约束，一方面保持既能满足人们的基本需求又能与保持社会经济发展水平相适应的低碳消费模式；另一方面也能抑制高收入阶层家庭消费所导致的奢侈型消费，将是值得我们去研究的课题。
第四，关于居民消费碳排放的影响因素问题。从上述研究来看，目前越来越强调城市因素、家庭因素和个人因素等对居民消费碳排放的影响，但目前的研究仍存在着不足，一是目前关于家庭因素的影响主要在经济学和人口学层面，还很少涉及到社会文化层面。二是目前有的研究把不同层次的影响因素混在一起，难以进行深入分析。针对已有研究的不足，未来的研究应该更多地从社会学、文化学等学科的角度来挖掘影响居民消费碳排放的深层次原因。
参考文献：
[1]WMO.2008.WMO Greenhouse Gas Bulletin，http：//www.wmo.int/pages/mediacentre/press_r eleases/pr_833_en.html.2007.
[2]曲建升.欠发达地区温室气体排放特征与对策研究[M].北京：气象出版社，2009.
[3]Shui Bin etc.Total Energy Use and Related CO2 Emissions of American Household Consumption，1997-2007，2010 ACEEE Summer Study on Energy Efficiency in Buildings.
[4]朱勤，彭希哲，陆志明，等.1980—2007年中国居民生活用能碳排放测算与分析[J].安全与环境学报，2010，（2）：72-76.
[5]叶红，潘玲阳，陈峰，等.城市家庭能耗直接碳排放影响因素——以厦门岛区为例[J].生态学报，2010，（14）：3802-3811.
[6]李艳梅，张雷.中国居民间接生活能源消费的结构分解分析[J].资源科学，2008，（6）：890-895.
[7]张咪咪.中国农村居民生活间接能源消耗与碳排放分析[J].统计教育，2010，（12）：35-40.
[8]凤振华，邹乐乐，魏一鸣.中国居民生活与CO2排放关系研究[J].中国能源，2010，（3）：37-40.
[9]王妍，石敏俊.中国城镇居民生活消费诱发的完全能源消耗[J].资源科学，2009，（12）：2093-2100.
[10]智静，高吉喜.中国城乡居民食品消费碳排放对比分析[J].地理科学进展，2009，（3）：429-434
[11]杨选梅，葛幼松，曾红鹰.基于个体消费行为的家庭碳排放研究[J].中国人口.资源与环境，2010，（5）：35—40.
[12]赵敏，张卫国，俞立中.上海市居民出行方式与城市交通CO2排放及减排对策[J].环境科学研究，2009，（6）：747-752.
[13]冯蕊，朱坦，陈胜男，等.天津市居民生活消费CO2排放估算分析[J].中国环境科学，2011，（1）：163-169.
[14]刘晶茹，王茹松，杨建新.基于生命周期分析方法的家庭消费生态影响评价[J].城市环境与城市生态，2005，（2）：15-17.
[15]姚亮，刘晶茹，王如松.中国城乡居民消费隐含的碳排放对比分析[J].中国人口.资源与环境，2011，（4）：25-29.
[（6]刘晶茹，Glen P.Peters，王如松，等.综合生命周期分析方法在可持续消费研究中的应用[J].生态学报，2007，（12）：5331-5336.
[17]Yi-Ming Wei，Lan-Cui Liu，Ying Fan，et al.The Impact o f Lifestyle on Ener gy Use and CO2 Emission：An Empirical Analysis of China’s Residents[J].Energy Policy，2007，（35）：247-257.
[18]魏一鸣.中国能源报告（2008）：碳排放研究[M].北京：科学出版社，2008.
[19]智静，高吉喜.生活能源消费对碳排放的影响——以北京市为例[C].Proceedings of 2010 International Conference on Remote Sensing（ICRS 2010）Volume 3：625-629.
[20]陈家瑛，彭希哲，朱勤.家庭模式对碳排放影响的宏观实证分析[J].中国人口科学，2009（5）：68-78
[21]张馨，牛叔文，赵春升，等.中国城市化进程中的居民家庭能源消费及碳排放研究[J].中国软科学，2011，（9）：65-75.
[22]彭希哲，朱勤.我国人口态势与消费模式对碳排放的影响分析[J].人口研究，2010，（1）：48-58.
[23]吴开亚，王文秀，朱勤.上海市居民食物碳消费变化趋势的动态分析[J].中国人口.资源与环境，2009，（5）：161—167.
[24]Siqi Zheng， Rui Wang，Edward L.Glaeser and Matthew E. Kahn. The Greenness of China：Household Carbon Emissions and Urban Development. NBER Working Paper 15621.http：//www.nber.org/papers/w15621.
[25]张超.碳排放、家庭与城市发展[J].产经评论，2010，（4）：41-54.
[26]霍燚，郑思齐，杨赞.低碳生活的特征探索——基于2009年北京市“家庭能源消耗与居住环境”调查数据的分析[J].城市与区域规划，2010，（1）：56-84.
[27]张英杰，霍燚.城市增长与生活碳排放的理论研究[J].城市观察，2010，（2）：69-79.
[28]Jiaying Chen et.An Empirical Analysis of Carbon Emission in the Household Comsumption Peak Period in China[J].Society，2011，（3）：184-199.
作者：张虎彪
居民家庭碳排放论文 篇2：
个人碳排放交易研究进展与展望
摘要 个人碳排放交易是一种将碳排放权分配给个人的总量交易政策工具。不同于上游的总量交易以及碳税等政策工具，个人碳排放交易因其能够推动个人直接参与碳减排而受到关注。鉴于碳排放总量覆盖范围、碳排放权分配以及清缴方式的差异，研究者提出了不同的个人碳排放交易方案。个人碳排放交易在政策公平、效率和效果方面有不同表现，而不同的个人碳排放交易方案在上述三方面也有很大差异。一般认为，基于人均排放进行配额分配的个人碳排放交易，更能体现个人在碳排放权方面的平等性。另一方面，研究发现，即使考虑不确定性，个人碳排放交易系统的建立和运行成本远高于上游的总量交易系统。如果仅仅考虑减排本身的收益，可能不足以覆盖其成本。因此，个人碳排放交易激励公众参与减排行动所能带来的其他政策效果的探索和评估就显得非常重要。但是，通过对个人碳排放交易执行方式的细致研究发现，个人碳排放交易并不必然激励公众直接参与减排，公众的参与是与方案的具体设计直接相关的。因此，更为具体的方案设计，包括考虑各种市场主体潜在反应基础上的政策设计是未来个人碳排放交易系统评估的研究基础。而政策设计需要在激励公众参与和成本控制、效率与公平间不断权衡。此外，对于个人碳排放交易系统的成本边界的设定、对不同个人碳排放交易方案累退性的比较、对个人碳排放交易方案与其他能源或环境政策交叉性的评价等问题还有待进一步研究。
关键词 个人碳排放交易；碳配额；公平；效率；效果
文献标识码 A
随着居民生活水平的提高，居民消费碳排放的重要性日趋显现。在发达国家，居民消费碳排放已经成为主要的碳排放来源。虽然技术的发展可以解决一部分的减排问题，但它不能消弭人类不可持续的消费方式带来的影响，特别是存在反弹效应的情况下，因此，必须转向通过促进个人行为转变来推动持续的减排。然而，意识-行为间的差距是公众采取应对气候变化行动的主要挑战[1-3]。对气候问题认识的增加并不必然带来个人行为的改变[4]。在这种情况下，个人碳排放交易（Personal Carbon Trading，以下简称PCT），因其通过强制的个人责任来保证排放控制而受到关注。个人碳排放交易是一种将碳排放权分配给个人的总量交易政策工具[5-6]。它可以通过设定不断趋紧的碳排放权总量，满足国家的减排目标，而交易机制的设计可以促进公众参与和低成本的减排。
由于我国个人碳排放占总排放的比重相对于发达国家而言较少，因此，国内对于个人碳排放交易的研究不多，研究和政策关注的重点依然是技术和效率减排。但是值得警惕的是，中国消费领域的碳排放正在快速上升，其快速增长趋势很可能会抵消我国在其他领域的减排努力。且消费领域的碳排放具有一定的碳锁定效应，一旦人们形成一种高碳排放的生活方式，将大大增加未来的减排难度。因此引导和适当约束消费领域碳排放的快速增长是非常必要的。而这种引导，必须依赖个人作为主体的参与。因此，本文将通过梳理个人碳排放交易这一概念的缘起和发展，它的特征以及它在政策公平、效率和效果方面的表现，展望其未来的研究方向以及政策发展潜力，以期为中国未来的减排政策选择提供更多的参考。
1 个人碳排放交易的缘起与发展
上世纪90年代初，Hillman和Fleming提出了碳配额（Carbon Allowance）的概念，他们认为不断趋紧的碳配额是实现大规模减排的一种可行方式。这一思想源自当时全球公共资源研究所提出的全球紧缩和趋同（Contraction and Convergence，C&C）框架[7]，即通过设立一个随时间缩减的全球排放总量以保障气候安全（紧缩），并根据人均水平给各国分配排放权，保证排放最终收敛于一个人均均等的水平，以保障公平（趋同）。
为了践行紧缩和趋同原则，研究者提出了基于碳配额的个人碳排放交易方案。Fleming最早提出了国内可交易配额（Domestic Tradable Quotas，DTQs）概念，其后又提出了可交易的能源配额（Tradable Energy Quotas，TEQs）概念，并建议根据英国经济的能源消费碳排放总量设置一个能源碳排放配额，将40%（根据英国个人消费碳排放占总排放的比重）的碳配额按照人均均等免费分配给个人，其余60%的碳配额则拍卖给组织和机构。碳配额是可交易的，从而碳消费水平较低的个人或组织可以出售其富余的配额，而高碳排放群体则需在市场上购买。个人或机构在购买能源时清缴与所购能源相对应的碳配额，这些碳配额通过供应链上溯到能源供应商，并最终清缴给管理者。而碳配额总量设置将随时间逐步缩减，以实现国家排放目标[8-9]（见图1）。此外，研究者还提出了个人碳配额（Personal Carbon Allowances，PCAs）、家庭碳交易（Household Carbon Trading）、可交易的能源许可（Tradable Fuel Permits）等概念，都是对个人碳排放交易的不同描述，且各自具有不同的特征[10-12]。
2 个人碳排放交易的不同形式和特征
排放覆盖范围、碳配额的分配方式和清缴规则决定了个人碳排放交易的基本特征[13]，并因此形成了不同的个人碳排放交易方案。
2.1 范围（Scope）
个人碳排放交易的覆盖范围实际上有两层涵义：一是碳排放总量控制的目标设定，是覆盖整体经济，还是仅涉及个人或家庭排放，前者是对区域内100%的碳排放进行限制，而后者则是仅对个人或家庭的碳排放进行控制；二是对排放相关的能源活动范围的设定。就个人或家庭排放而言，Fawcett提出的PCAs方案覆盖了全部的个人能源使用排放，包括家庭燃料使用排放、私人交通排放以及飞机出行的排放，方案设计初期不涵盖公共交通排放，但在条件成熟时将覆盖公共交通排放[14]。而在Fleming提出的DTQs/TEQs方案中，配额覆盖的仅仅是居民家庭能源消费的排放，包括家庭内部燃料使用排放，如电力、燃气、煤、油品消费的排放，以及汽车燃油排放[8-9]。不管是PCAs还是DTQs/TEQs，不同方案都建议设立专门的碳配额或碳信用账户，并将信息存贮在一张特殊的卡上。人们在购买燃料和能源时，必须使用卡上的碳配额，以抵扣所购能源的碳排放。这就相当于创造了一种新的基于碳的流通货币。但是这一系统相对复杂，为了简化，Niemeier等提出了仅包含家庭住宅排放的个人碳排放交易方案（Household Carbon Trading）。由于这一方案利用了已有的家庭能源账户（单）系统，因此可以大大降低系统的复杂性以及运行成本[12]。而相较于家庭住宅排放，个人交通排放具有更大的价格弹性，因此，关于个人交通排放的交易方案受到了更多关注[15-19]。
尽管基于特定部门的个人碳排放交易可能更具有可操作性，但是，更多的讨论依然集中于覆盖整体经济的个人碳排放交易方案。可能的原因有三点：一是基于特定部门的个人碳排放交易方案存在与其他政策的交叉，即利用其他政策可以实现近似的目标，如不断提升家庭耗能设备的能效标准与家庭碳交易存在类似效果；二是基于整体的个人碳排放交易方案能够更好地促进个人的碳管理，使人可以在不同能源活动的减排措施间进行权衡[20]，如选择安装节能灯泡或者减少飞机出行；三是覆盖整体经济的个人碳排放交易可以更好地满足国家的碳减排目标，减少不确定性。
2.2 分配（Allocation）
分配是指碳排放主体获得碳配额的方式。目前主要有两种分配方式，免费分配和拍卖（或购买）。对于个人或家庭，不同方案提出的分配方式基本都是免费发放。尽管还存在公平性方面的争议[21]，大多数个人碳排放交易方案还是以人均均等为基准来分配碳配额，差别主要在于孩子是否有碳配额以及是否具有与成人相等的碳配额。在TEQs方案中，碳配额仅分配给成人，而在PCAs方案中，孩子也被分到碳配额，但是孩子获得的配额少于成人。
对于组织和机构而言，获得碳配额的方式，一是通过拍卖，如TEQs/DTQs，Cap and Dividend（以下简称C&D）[22]。前者是把60%的碳配额直接拍卖给机构，后者是把碳配额100%拍卖给能源零售商，利用拍卖所得建立一个“天空基金”（Sky Trust），这个基金可以将拍卖所得平均分配给个人。这种方案严格来讲不能算是个人碳排放交易，因为个人不是获得碳配额，而是被分配到碳配额出售的收益，个人并不直接参与交易。机构获得碳配额的第二种方式是通过市场购买，如在Cap and Share（以下简称C&S）方案中，碳配额100%免费分配给个人，而能源供应商必须到市场上购买个人出售的碳配额才被允许排放[23]。这样，个人可以获得碳配额出售的收益，同时可以通过调整其出售的碳配额数量影响进入市场的碳排放权总量，而有限的能源供应商作为碳配额的购买者可以保证相对低成本的监管。因此，分配方式的不同，将对方案的复杂性和运行成本产生很大的影响。如C&D的拍卖方式具有对象明晰、操作简单等特点，但是其对个人碳管理的激励不足。将碳配额全部分配给个人，提升了个人的影响力和可作为空间，但可能大大增加产业部门、公共部门的运行成本，且这种成本的增加可能最终也会转嫁到消费者身上。而按照个人和机构的排放比重进行不同方式的分配，具有较强的针对性，但同时系统的复杂性也随之上升。
2.3 清缴（Surrender）
碳配额的清缴是指碳配额使用信息的结算和汇总过程。如果个人能源活动的排放没有结算，个人碳帐户中无法显示碳配额的实时变动，那么个人碳配额的预算约束作用就会失效，总量控制的目标也会落空，因此这是个人碳排放交易执行的关键环节。
碳配额的清缴主要有两种不同的方式，上游清缴和下游清缴。所谓上游清缴是指由化石燃料的供应商或进口商提供其拥有的碳配额以涵盖其提供的燃料中隐含的碳排放。在这一模式下，监管面对的实体数量相对较少，因此管理相对简单。C&S以及C&D方案就是上游清缴的典型。但是，在上游清缴模式下，碳排放权价格主要体现在能源批发市场上，因而对于公众参与减排缺乏有效的激励。下游清缴主要是指个人直接清缴或者个人通过能源零售商清缴。个人清缴实际上就是要求个人在结算时能够出示与其碳消费量相匹配的碳配额，它是通过对个人碳账户的检查来实现监管，并对配额不足者作出处罚。虽然一个庞大的个人间的碳交易市场在技术上是可行的，但是要实现对成千上万的个人的监管以及保障后续的法律行动，将导致巨额的执行成本，而且不受欢迎[13]。在这种情况下，考虑通过能源零售商清缴，以避免过高的交易成本将是较好的选择。能源零售商清缴是指个人和组织在购买燃料或电力时，其碳账户将会被抵扣相应数量的碳配额，这部分碳配额被转移到能源零售商的账户中。能源零售商出售多少燃料，必须获得相对应的碳配额，消费者抵扣的碳配额将随供应链上溯，一直到能源供应部门，并由能源供应部门最终清缴到注册管理机构。对于管理机构而言，其主要考察的是能源供应商最终所提供的碳配额总量是否与其出售的能源量相一致。而消费者在购买能源时清缴碳配额，则可以通过能源零售商的管理来实现。这一过程中，系统将部分运行成本转嫁并分散于能源供应链，提高了可操作性，但这种执行方式可能带来能源零售商的市场应对策略。能源零售商可能采取哪些市场应对策略，这些应对策略对于方案的实施有怎样的影响，对此尚未有细致研究。
需要指出的是，下游清缴系统中，很难保证居民在购买燃料或能源时一定有碳配额 （如忘记携带碳帐户卡，或者帐户内配额已经用尽而没有及时在市场上购买）。因此，一种务实的解决之道，也是普遍推荐的方式是提供一种“现收现付”的选择，即允许能源零售商在市场上预先购买碳配额，从而使消费者可以在购买能源时以现收现付的方式获得配额。在零售层面允许碳配额的“现收现付”，避免了过于严格的监管，可以增加公众对于个人碳排放交易的接受度，但可能也弱化了其对个人的碳预算引导[13]。而能源零售商在买进和卖出碳配额上的价格差可能带来大量收入流的变化，其中蕴含着新的机会和风险，
也可能带来市场的应对行为。“现收现付”和更仔细的碳预算之间的平衡，对于PCT的效果至关重要，同时其影响也很难评估。它不仅取决于消费者的碳预算能力以及在碳减排中的投入程度，而且取决于能源零售商所采取的策略以及碳市场的发展。
3 个人碳排放交易：公平、效率和效果
个人碳排放交易方案覆盖范围的差异、碳配额分配和清缴方式的不同，产生了不同的个人碳排放交易方案，而这些不同方案实际上是对目标实现和可操作性间不同权衡的结果。
公平、效率和效果是比较环境政策工具的三大准则。那么，相较于其他环境政策工具，个人碳排放交易是否如其倡导者所描述的那样在公平、效率和效果方面具有优势呢？
3.1 公平（Equity）
对环境政策公平的讨论主要从环境政策的分配效应出发，即环境政策对象是否都从政策中受益或受损，这种受益或受损是否在不同群体间平均分布。大量关于总量交易的国际研究达成的一个共识是，相较于碳税，总量交
易能够更有效地减排且具有更少的累退效应[19， 23- 24]。上游的碳交易系统是否存在累退效应，取决于企业成本转嫁的能力，企业的成本转嫁能力越强，累退效应越大。而下游的基于人均排放进行配额分配的个人碳排放交易，被认为更能体现个人在碳排放权方面的平等性。
但是研究者也指出，平等的分配并不代表公平的分配，均等的资源分配可能带来不均等的福利水平[21]。一项涉及1 000人的网上调查显示，70%的人（非常）同意这样一个观点，即PCT按照人均水平平均分配碳配额“可能是不公平的，因为有些人比其他人需要更多的碳排放”[25]。许多因素可能导致某些人需要更多的能源和更多的碳排放，如居住在郊区或寒冷地区，房屋的保温隔热性能较差，家里有孩子，独居等等。尽管如此，个人碳排放交易的支持者认为，人均分配的不公平可以利用其他措施来弥补，而不是调整按人均分配的模式。
Starkey比较了几种不同的个人碳排放交易方案，包括TEQs、PCAs，C&D，C&S（见表1），发现在TEQs和PCAs模式下，只将一定比例的排放权分配给个人可能使得那些低收入者的境况变差，更公平的分配方式是将排放权利或排放拍卖收益100%分配给个人。但是，作者也发现，如果不考虑交易成本，上述四种交易方案能够达到同等的公平水平，因此，以公平为准则不能在其中找出更优者[26]，但是不同方案间存在效率和效果上的巨大差异。
3.2 效率（Efficiency）
个人碳排放交易的效率实际上就是排放交易方案的成本与收益比较。Lane 等估算了建立和运行个人碳排放交易系统的成本。他们认为在英国建立一套个人碳排放交易系统的成本在6.6-18亿英镑之间，每年的运行费用大约9.4-16.5亿英镑（具体见表2），远高于建立一套上游的总量交易系统的成本，后者的建立成本约5 000万-1亿英镑，运行费用约5 000万英镑[27]。除了建立和运行成本之外，英国环境、食品和农业事务部（Defra）在估算PCT的成本时还考虑了个人参与交易的成本[28]。就目前而言，成本的估算主要采用类比的方式，具有很大的不确定性，而如何界定和校准PCT系统的成本还需要更深入的研究。
对PCT收益的估算取决于两方面，一是确定通过PCT减少的碳排放量，这主要是基于PCT完成的碳预算目标；二是单位碳排放价格，通常利用碳的影子价格来计算[28]。但是，如何界定和计算碳的影子价格本身就是一个问题[25]。
Defra利用情景分析方法，在设定高、中、低三种不同减排目标的情况下，比较了两种不同的PCT方案，即下游执行的TEQs和上游执行的C&D的成本与收益。结果发现，上游执行的TEQs方案的建立、运行和参与成本远高于C&D的相应成本，尽管研究显示它的减排潜力要大于后者，但是其减排收益远不足以覆盖成本[28]。Bird & Lockwood的研究也显示，在TEQs方案下，英国居民的消费减排可以在2020年达到3.5-8.5%，但是要覆盖其成本，减排量必需达到10.3%[25]。
尽管建立一套上游执行的PCT方案（如C&S，C&D）可以大大降低成本，但是上游执行可能使得碳市场变成一个批发市场，只有一个批发价格，在影响个人行为和排放方面的作用有限[13]。而且，上游执行的PCT方案可能会和上游的总量交易方案（如欧盟碳交易系统）产生交叉，而相比后者，上游执行的PCT方案在效率方面也不具有优势。Johnson等利用E3ME模型分析C&S对爱尔兰的宏观经济影响，结果显示，即使是达到10%的减排目标，碳配额的价格要超过83.9C/tCO2（2008年价），而欧盟碳交易市场2008年上半年的碳价格仅为24/tCO2[23]。
总的来说，对于PCT成本收益的评估还有很大的不确定性。首先，目前对于成本收益评估的边界尚不明确；其次，对PCT成本收益的评估应当基于具体的PCT方案，包括考虑各种政策设计和市场的可能应对，现有的对PCT方案的效率评估还比较简单，尚未根据细致的方案设计形成相对应的成本收益评价。但即使考虑不确定性，也可以得出一个基本的结论，即下游执行的PCT方案要比上游执行的PCT方案和上游的总量交易方案成本更高。这意味PCT方案测试的关键是它的效果是否比其他可选择的政策更高，且超过了其增加的交易成本。从现有的研究来看，如果仅仅考虑减排的收益，将不足以覆盖PCT方案的执行成本。因此，必须寻找PCT的其他效果。
3.3 效果（Effectiveness）
效果是指环境政策是否达到了预期的目标。PCT的运行机制是预先设定总量排放目标，然后分配给个人和机构，且排放总量的设定随年度递减。因此，理论上来说，PCT模式下，减排的效果更为明确。研究者认为PCT相较于其他环境政策的一个主要亮点是其激励广大公众实际参与到碳减排行动的潜力。 TEQs会强化人们的碳意识[11]，使人产生一种更强的碳减排的责任感，这种更为明显的责任感会使人能够参与或者增强其碳管理[9]。Parag等人在分析了碳税、能源税、个人碳排放交易等不同减排措施促进个人减排的动力机制后，指出个人碳排放交易可以通过价格信号、碳感知、心理账户（Mental accounting）三方面促进减排。因而可能比其他税收工具有更大的潜力推动减排意愿[20]。就经验研究而言，由于PCT尚未进入实践层面，许多研究都通过调查公众对PCT方案的接受度来考察其潜在效果。Jagers等的调研显示，人们更倾向于一个实际的碳税而不是一个假设的PCT方案[29]。但其他的调查结果显示，对假设的PCT方案的支持率与对假设的上游碳交易或碳税方案的支持率基本相同甚至前者略高[19， 30]。对于假设的PCT方案，也有研究者指出公众对个人碳排放交易的态度可能不是其实施的主要障碍[3]。
由于PCT方案产生的碳减排效益难以覆盖其成本，因此，除了实际的减排之外，PCT方案产生的其它政策效果可能对于其实施至关重要。这些效果包括使个人成为利益相关者；促进个人对于共同目标的感知，对于公平的感知；促进公民了解一个公平的排放水平；提高个人的责任意识；提供一种集体感；增加个人碳预算管理能力；增加碳这一虚拟资源的可见度，从而增强个人的碳意识或环境意识等。此外，一个总量配额不断下降的PCT，可以创造一个稳定的、可预期的对高能效以及低碳产品的需求，从而有助于刺激创新[21， 25]。目前，对这些效果或价值的研究尚停留在定性分析阶段，对其定量评估尚未得到有效跟进，从而影响了对PCT方案的评估。
值得一提的是，上述效果可能与PCT的执行方式密切相关。如果出于成本控制的考虑，不在下游执行PCT， 那么理想的PCT所描述的让每个公民对自己的碳排放进行规划并不必然存在。而且总量交易模式的本质决定了参与者有逃避排放总量约束的经济激励。而不同于征税方式，某些人逃避总量约束可能影响碳价格，即使是一小部分的逃避行为也会使得政策的有效性大大弱化。 因此，PCT方案的设计和有效的执行对于政策的效果至关重要。
4 结论与展望
总的来说，执行个人碳排放交易系统在技术上并不成问题，阻碍其进入实际政策视野的主要是两点：一是过高的成本；二是效果的不确定。英国政府对PCT的评估结论是现阶段还不具有条件开展，但是需要关注条件的变化，包括碳排放的社会成本、执行成本、方案的公众接受度等。因此，对PCT的研究需要考虑上述需求，而未来对于PCT的研究可以关注以下几点。
（1） PCT方案的政策设计。PCT方案的政策设计是其成本效益评估的研究基础。目前个人碳排放交易还只是一个概念和由概念衍生的方案设计，因此，现有的成本有效性的估算不是基于实际可行的政策设计，具有很高的不确定性，而关于公众可接受度的调查证据也是基于对个人碳排放交易概念的薄弱理解。PCT在实际中会怎样运行还有许多不确定性，特别是由于PCT市场可能带来的收入流的变化意味着新的机会和风险，能源公司、个人、政府等在其中可能采取怎样的应对，都需要更细致的研究。
（2） 对PCT系统的成本界定。成本边界的清晰界定是对PCT方案成本估算的前提。现有的研究对于如何界定PCT方案的设立和运行成本没有清晰的说明，如是否包含公众或机构参与的成本，是否包含“碳货币”的信用保障成本等等。成本边界的不明晰，可能带来估算的巨大偏差，导致方案或者政策比选的困难。
（3）激励公众参与和成本控制间的权衡。将个人碳排放交易作为碳税和上游总量交易模式之外的政策选择的最主要亮点或者效果在于它可以让个人加入到碳减排行动中来，激励公众参与。但是，通过对PCT执行方式的细致研究发现，这种公众参与并不能提前设定，它很大程度上取决于方案的设计，而有助于激励公众参与的设计可能会带来更高的系统成本，两者之间如何权衡，以适应政策目标需要更扎实的基础研究。
（4）保障公平和控制成本间的权衡。尽管覆盖整体经济的PCT方案更能体现公平，且具有更好的碳预算功能，但是其高昂的建立和运行成本短期内可能难以被其收益所覆盖。因此，研究和开发具有可叠加功能的特定部门或领域的PCT方案可能更易操作，且有利于积累相关经验。但是，需要关注可能由此带来的公平性问题，特别是不同群体受影响程度的不同以及在规避风险上的能力差异。例如，就燃气、电力、交通排放而言，不同群体在这三方面的价格弹性有很大差别。因此，不同PCT方案对哪些群体的影响更大，燃气、电力、交通等不同领域的PCT方案的优先性如何，对此都需要进一步的研究。
（5）政策交叉问题。各国都已经在节能减排领域出台了大量的政策，评估个人碳排放交易方案，不仅要考虑方案本身，还需要与现有政策进行比较，并且考虑政策叠加的影响。因此，就节能和减排政策而言，两类政策体系的分离程度或叠加性如何评判，个人碳排放交易政策与其他节能减排政策的重复度有多高，应该如何衡量，此类问题都需要更为深入的研究。
（编辑：刘照胜）
参考文献（References）
[1]Lorenzoni I， NicholsonCole S， Whitmarsh L. Barriers Perceived to Engaging with Climate Change among the UK Public and Their Policy Implications[J]. Global Environmental Change， 2007， 17： 445-459.
[2]Wallace A. Reducing Carbon Emissions by Households： The Effects of Footprinting and Personal Allowances[R]. Leicester， UK： De Montfort University， 2009.
[3]Wallace A， Irvine N， Wright J， et al. Public Attitudes to Personal Carbon Allowances： Findings from a Mixedmethod Study[J]. Climate Policy， 2010，10：4， 385-409.
[4]DfT. Exploring Public Attitudes to Personal Carbon Dioxide Information[R]. Department for Transport， London， 2007. http：//webarchive.nationalarchives.gov.uk/+/http：/www.dif.gov.uk/pgr/sustainable/climatechange/co2attitudes？page=1
[5]Roberts S，Thumim J. A Rough Guide to Individual Carbon Trading： The Ideas， the Issues and the Next Steps[R]. Report to Defra， 2006. http：//www.qualenergia.it/UserFiles/Files/pca_scopingstudy.pdf
[6]Parag Y， Strickland D. Personal Carbon Trading： A Radical Policy Option for Reducing Emissions from the Domestic Sector[J]. Environment Science and Policy for Sustainable Development， 2011，53：29-37.
[7]Seyfang G， Lorenzoni I， Nye M. Personal Carbon Trading： Notional Concept or Workable Proposition？ Exploring Theoretical， Ideological and Practical Underpinnings[R]. CSERGE Working Paper，University of East Anglia，2007.
[8]Fleming D. Stopping the Traffic[J]. Country Life， 1996，140 （19）： 62-65.
[9]Fleming D. Energy and the Common Purpose： Descending the Energy Staircase with Tradable Energy Quotas （TEQs）[M]. London： The Lean Economy Connection， 2005.
[10]Hillman M， Fawcett T. Living in a Low Carbon World： The Policy Implications of Rationing[R]. London： UKERC and PSI Seminar， 2005.
[11]Starkey R， Anderson K. Domestic Tradable Quotas： A Policy Instrument for Reducing Greenhouse Gas Emissions from Energy Use[R]. Tyndall Centre for Climate Change Research， Technical Report， 2005.
[12]Niemeier D， Gould G， Karner A， et al. Rethinking Downstream Regulation： California’s Opportunity to Engage Households in Reducing Greenhouse Gases[J]. Energy Policy，2008，36：3436-3447.
[13]Eyre N. Policing Carbon： Design and Enforcement Options for Personal Carbon Trading[J]. Climate Policy， 2010，10（4）： 432-446.
[14]Fawcett T. Carbon Rationing and Personal Energy Use[J]. Energy and Environment， 2004， 15（6）： 1067-1084.
[15]Verhoef E， Nijkamp P， Rietveld P. Tradable Permits： Their Potential in the Regulation of Road Transport Externalities[J]. Environment and Planning B， 1997， 24： 527-548.
[16]Raux C， Marlot G. A System of Tradable CO2 Permits Applied to Fuel Consumption for Motorists[J]. Transport Policy， 2005， 12（3）：255-265.
[17]Watters H， Tight M. Designing an Emissions Trading Scheme Suitable for Surface Transport[R]. UK： Institute of Transport Studies， University of Leeds， 2007.
[18]Wadud Z. Personal Tradable Carbon Permits for Road Transport： Heterogeneity of Demand Responses and Distributional Analysis[D]. University of London， 2007.
[19]Harwatt H. Reducing Carbon Emissions from Personal Road Transport through the Application of a Tradable Carbon Permit Scheme： Empirical Findings and Policy Implications from the UK[R]. Leeds， UK： Institute for Transport Studies， 2008.
[20]Parag Y， Capstick S，Poortinga W. Policy Attribute Framing： A Comparison Between Three Policy Instruments for Personal Emissions Reduction[J]. Journal of Policy Analysis and Management， 2011， 30（4）：889-905.
[21]Starkey R. Personal Carbon Trading： An Overview[R]. Tyndall Centre for Climate Change Research， University of Manchester， 2008.
[22]Barns P. Who Owns the Sky？： Our Common Assets and the Future of Capitalism[M]. Washington DC： Island Press， 2001.
[23]Johnson M， Pollitt H. Harfoot M， et al. A Study in Personal Carbon Allocation： Cap and Share[R]. Ireland： A Report to Comhar SDC Sustainable Development Council， 2008.
[24]Starkey R， Anderso， K. Investigating Domestic Tradable Quotas： A Policy Instrument for Reducing Greenhouse Gas Emissions from Energy Use[R]. Norwich： Tyndall Centre for Climate Change Research， 2005.
[25]Bird J， Lockwood M. Plan B？ The Prospects for Personal Carbon Trading[M]. London： IPPR， 2009.
[26]Starkey R. Personal Carbon Trading： A Critical Survey Part 1： Equity[J]. Ecological Economics， 2012，73：7-18.
[27]Lane C， Harris B， Roberts S. An Analysis of the Technical Feasibility and Potential Cost of a Personal Carbon Trading Scheme[R]. London： Report to the Department for Environment， Food and Rural Affairs， Accenture， with the Centre for Sustainable Energy （CSE）， Defra， 2008.
[28]Defra. An Assessment of the Potential Effectiveness and Strategic Fit of Personal Carbon Trading： A Report to the Department for Environment， Food and Rural Affairs[R]. London： Defra， 2008.
[29]Jagers S， Lfgren A， Stripple J. Attitudes to Personal Carbon Allowances： Political Trust， Fairness and Ideology[J]. Climate Policy， 2010，10： 410-431.
[30]Owen L， Edgar L， Prince S， et al. Personal Carbon Trading： Public Acceptability： A Report to the Department for Environment Food and Rural Affairs[R]. London： Defra， 2008.
Key words personal carbon trading； carbon allowance； equity； efficiency； effectiveness
作者：陈红敏
居民家庭碳排放论文 篇3：
政府管制对削减家庭直接碳排放的影响研究
摘 要：家庭消费导致的直接碳排放问题日益突出，其导致的碳排放已经成为全社会碳排放的主体。在阐释家庭直接碳排放概念的基础上，探讨针对性的政府管制政策类型，并从公共政策分析基本要素角度对管制政策进行解读和实证研究文献分析总结。研究指出，在政府管制政策设计时，需要综合考虑政策外在环境（包括经济环境、政治环境和国际环境等）因素，尤其要考虑国内不同的文化情境因素对管制政策效应的调节作用。
关键词：政府管制政策；家庭直接碳排放；要素分析；外部环境
家庭消费对碳排放具有非常重要的影响，Bin和Dowlatabadi（2005）统计指出，家庭作为人类社会的基本单元，其能源消费的碳排放占全社会碳排放的84%。近年来，家庭能源消费导致的碳排放总量和比重均呈现不断增加的趋势，严重制约了社会的可持续发展，是影响全球气候变化不可忽视的重要因素之一。在这一现实背景下，促进家庭节约能源消费，降低直接碳排放成为当前重要的现实课题。
一、问题提出和概念解释
截至目前，尚未有专门对“家庭直接碳排放”的统一的概念界定。在相关研究文献中，“家庭碳排放”同时也往往被表述成“居民终端消费碳排放”、“家庭碳足迹”、“居民生活碳排放”、“居民生活消费碳排放”、“家庭能源消费碳排放”等等[1]。综合各学者对这些表述的不同概念定义，家庭碳排放可以归结如下：居民家庭生活中因能源消耗产生的直接碳排放和其消费的产品或服务在生产过程中的间接碳排放。笔者以为，家庭直接碳排放是家庭在生活中因交通、取暖、炊事、照明、休闲娱乐及其他家用电器等所直接消费能源时产生的CO2排放[2]。
然而近年来，虽然中国相关实践部门已经开始关注削减家庭直接碳排放问题，但却缺乏切实有效的实施经验；虽然理论界也渐渐开始关注家庭（能耗）直接碳排放，但相关研究鲜见（笔者通过知网以“家庭、直接碳排放”为篇名的关键词仅检索到9篇文献），且研究内容主要集中在家庭直接碳排放的结构特征和演进、特定影响因素和相应应对措施，对相应的政府管制政策及其客观规律还缺乏系统深入的基础研究。削减家庭直接碳排放的政府管制政策应该包含哪些要素和内容？有哪些可供选择实施的政策类型？政策对削减直接碳排放的影响效应如何？对这些问题还缺乏足够的研究。
二、削减家庭直接碳排放的管制政策类型
20世纪90年代后期，“家庭直接碳排放、碳减排问题”开始由环境管理和公共政策研究者提出，并逐渐受到理论界和公众的关注[3]。然而，与“家庭直接碳排放”密切相关的“家庭能源节约问题”早已得到了深入的研究，其研究主要源于对能源危机问题的担忧，涉及到了各种政策类型和实证的检验结果。关注能源危机问题角度出发的家庭能源节约行为与关注CO2排放导致气候问题角度出发的家庭直接碳排放削减行为，虽然两者的研究目的和角度不同，事实上，其本质和结果都是一致的，即从行为结果看，家庭能源节约可以视作是家庭直接碳排放削减。
这些研究也为削减家庭直接碳排放的管制政策提供了一定的参考。如：Abrahamse et al.（2005）对家庭能源节约行为的管制政策进行了梳理和研究，并根据干预政策实施在能源使用行为前后的划分依据将管制政策分为前置战略和后置战略两类[4]。前置战略包括目标设定、诱发承诺、提供信息、榜样等，后继战略则包括反馈、奖励、惩罚等。贝尔等（2009）也对家庭能源节约行为的将管制政策进行了划分，即前置策略和后继策略两类。这两类划分依据的本质一致[5]。Steg（2008）则就个体的内部心理因素和外部的情境条件作为划分依据，将促进家庭能源节约行为的战略分为心理战略和结构战略两类[6]。心理战略也叫信息战略，包括提供信息、教育和榜样等，旨在改变个人的知识、认知、动机和规范，结构战略包括提供节能产品或服务、改变基础设施、改变产品定价和制定法规措施等。
借鉴以上家庭能源节约行为的管制政策类型，削减家庭直接碳排放的管制政策类型同样可以据此划分。那么，这些政策对削减家庭直接碳排放有什么样的影响，是否有相关的实证研究结论，其有效性如何？我们将结合公共政策分析的基本要素来具体对重要并常用的管制政策做阐释和分析。事实上，各类政策的实际执行必然消耗各种资源，包括人力、物力、财力、时间、信息等。衡量政策效果，即政策的效益和有效性主要考虑社会效益、经济效益与生态效益三个方面。通过投入—产出模型分析，政策效果主要取决于政策执行成本、政策执行结果两个因素决定。政策执行结果所产生的效益高于政策执行成本时，政策效果是有效的。二者之差越大表明政策效果的有效性越高。
三、前置管制政策及其对削减家庭直接碳排放的影响
在现有的前置政策实证研究中，可行政策方案的设计往往采用多种手段或措施（即政策组合），通过统计不同方案得到的削减家庭直接碳排放的政策效果，比较好与坏、优与劣。McCalley和Midden（2002）的研究将目标设定和反馈相结合，以研究特定的能源节约行为。统计结果表明，政策组合的应用更为有效，即同时接受目标和反馈的参与者比仅接受反馈的参与者削减了更多的家庭直接碳排放[7]。Abrahamse et al.（2007）通过使用目标设定、定制化信息、定制化反馈三个政策组合措施测度其对能源节约的影响，结果发现管制措施组合组的家庭显著地比控制组家庭削减了更多的直接碳排放。Staats et al.（1996）研究了通过提供信息改变消费者认知，进而转变能源消费行为的实证研究。他通过大众传媒运动告知气候变暖的事实，实证分析发现，大众传媒运动很难转变消费者的认知和行为，而且消费者对气候变暖的知识也很难促进消费者的行为变革[8]。V?llink和Meertens（2010）就电视信息、目标设定和反馈对公众能源消费影响进行了研究，统计分析发现，只有联合使用电视信息与目标设定、反馈这些政策措施时才会生成显著的碳减排效果[9]。榜样塑造的理论基础是基于Bandura的社会学习理论。Winett et al.（1985）就有线电视途径的榜样塑造的政策措施进行了研究，受试观众同时学习了描绘能源节约方法的卡通信息小册子的内容。统计结果表明，电视榜样组的能源消耗削减显著，降低了10%。措施实施前后对比发现，电视榜样组的知识显著提高，而控制组则没有。然而跟踪研究却显示，一年后的能源节约行为并没有得到保持。
综上，前置管制政策措施组合对削减家庭直接碳排放的影响最为显著，单个管制政策措施存在一定的影响。然而这些实验研究仅仅考察了该政策措施对家庭直接碳排放削减或能源削减量的影响，并未考虑政策资源，更没有比较实施的成本、收益。在政策方案设计时，各种备选方案需经过严密的有效性对比。
四、后继管制政策及其对削减家庭直接碳排放的影响
截至目前，后继政策中运用最多的政府管制政策主要是反馈和奖励（经济激励）。方案的设计往往采取单独政策措施，并就管制政策措施对不同特征的受试群体进行对比研究，或是就统一管制政策措施的不同实施途径产生的政策效果进行对比研究。
结果反馈这项政府管制措施被频繁地应用于促进家庭削减直接碳排放。如每月家庭用电量和年度累计用电量的月度反馈就是常见的结果反馈手段，然而目前国内很少有对此进行政策效果评估。但参考国外相关文献发现，结果反馈都被认为是有效的管制政策。Allen和Janda（2006）总结了文献研究成果后指出，多项研究都表明，向家庭提供反馈是削减直接碳排放的一个成功管制措施。但Allen和Janda的研究并未明确指出是否更频繁的反馈更有效[10]。Abrahamse et al.（2005）研究发现，反馈对高能源消费者和低能源消费者存在不同的政策效应，具体讲，高能源消费者削减了能源消耗，然而低能源消费者反而增加了能源消耗。Maan et al.（2011）对不同反馈方式的政策效果进行了实验研究，即用数值、灯光这两种不同的醒目反馈方式进行了管制政策效果对比研究。统计发现，灯光反馈方式比数值反馈方式有更强的说服效应，这是因为外界灯光反馈的认知负荷（Cognitive load）比数值反馈要低得多，受试接受的信息更容易处理。
经济激励管制政的重要性得到了多数学者的认同，但也不乏存在诸多质疑。Slavin et al.（1981）、Abrahamse et al.（2005）等研究指出，外部的物质奖励对于能源节约行为仅在短期内保持效应。津巴多、利佩（2007）亦认为，报酬并不能将亲环境行为内化成可以指引行为的强有力态度，报酬一旦停止，相应的行为也就消失。显然，经济激励管制政策是存在较大局限性的，它对微观主体行为的影响也需要进一步评估。经济相关的法规措施也已经被广泛地应用到现实生活中，如限塑令（塑料袋付费购买有偿使用）、惩罚性电价、垃圾按量收费等政策。但国内外很多研究也显示，政策的有效性随时间的推移递减，且政策实施的管理成本也相对较高。
综上，后置管制政策措施对削减家庭直接碳排放存在显著影响，但在政策实施过程中，需要选择特定特征的群体进行信息反馈或针对不同特定特征的群体设置（下转255页）（上接211页）不同的反馈内容，也需要考虑尽可能地采取恰当的反馈途径和方式减少政策资源（政策实施成本），提高政策效应。这些实验研究既考察了该政策措施对家庭直接碳排放削减或能源削减量的影响，又从一定程度上考虑了政策资源的消耗，对经济激励政策实施政策效应、成本收益等进行了一定的思考。具体政策方案设计，尤其是经济激励管制政策、经济相关的法规措施，必须进行细致的成本收益分析，以避免盲目应用造成的不必要损失和政策失败。
五、结语
在制定削减家庭直接碳排放的政府管制政策时，需要综合考虑管制政策的外在环境。外在环境很大程度上制约和影响着管制政策的制定与实施结果，政策环境因素包括经济环境因素、政治环境因素和国际环境因素、制度环境因素、文化环境因素等。目前少数文献研究了西方文化情境下社会规范或社会期望、社会价值取向、社会影响过程的影响。但西方文化情境下的研究结论并不一定适用于中国的国情。研究中国情境下削减家庭直接碳排放的管制政策还需关注我们自身环境因素，它是理解中国人心理和行为的关键。不过，现有的文献却很少涉及外在环境因素对政府管制政策的影响。因此，当前尤其要考虑国内不同的文化情境因素对管制政策效应的调节作用。
参考文献：
[1] 王勤花，张志强，曲建升.家庭生活碳排放研究进展分析[J].地球科学进展，2013，（2）.
[2] 张艳，秦耀辰.家庭直接能耗的碳排放影响因素研究进展[J].生态学报，2010，（7）：42-46.
[3] 王建明，李颖灏.削减家庭直接碳排放的干预政策及其实施效应——发达国家的相关实验研究评述[J].财经论丛，2012，（9）：109-116.
[4] Abrahamse W.and Steg L.and Vlek C.and Rothengatter T.A Review of Intervention Studies Aimed at Household Energy Conservation[J].
Journal of Environmental Psychology，2005，25（3）：273-291.
[5] [美]保罗·贝尔，托马斯·格林，杰弗瑞·费希尔，安德鲁·鲍姆.环境心理学[M].朱建军，吴建平，等，译.北京：中国人民大学出版
社，2009.
[6] Steg L.Promoting Household Energy Conservation[J].Energy Policy，2008，36（12）：4449-4453.
[7] McCalley L.T.and Midden C.J.H.Energy Conservation Through Product-Integrated Feedback：The Roles of Goal-setting and Social
Orientation[J].Journal of Economic Psychology，2002，23（5）：589-604.
[8] Staats H.J.and Wit A.P.and Midden C.Y.H.Communicating the Greenhouse Effect to the Public：Evaluation of a Mass Media Campaign
from a Social Dilemma Perspective[J].Journal of Environmental Management，1996，46（2）：189-203.
[9] V?llink T.and Meertens R.The Effect of a Prepayment Meter on Residential Gas Consumption[J].Journal of Applied Social Psychology，
2010，40（10）：2556-2573.
[10] Allen D.and Janda K.The Effects of Household Characteristics and Energy Use Consciousness on the Effectiveness of Real-time Energy
Use Feedback：A Pilot Study[D].Proceedings of the ACEEE Summer Study on Energy Efficiency in Buildings，2006.
[责任编辑 安世友]
作者：胡小爱 王建明