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關鍵詞 農地資源；市場價值；非市場價值；收益還原法；條件價值評估法（CVM）；江漢平原
中圖分類號 F301．3
文獻標識碼 A
文章編號 1002-2104（2007）03-0085-05
農地作為人類賴以生存和發展的物質基礎，提供糧食、蔬菜、木材等實物型產品，以及開敞空間、景觀、生物多樣性、文化服務等非實物型生態服務，為人類帶來巨大的社會福利。科學、合理地評估農地價值，尤其農地的非市場價值，形成完整的資源成本核算體系，一方面能夠彌補市場機制作用不足給農地城市流轉決策帶來的影響，緩解我國農地流失的形勢；另一方面，可以修訂和完善我國當前的農地分等定級成果，為制定和實施農地生態保護政策，實行開發和保護并舉的農業生產方針，確定農地城市流轉的生態損失、補償機制等提供理論依據。江漢平原既是我國重要的商品糧、棉、油生產基地，又是中部密集的城鎮帶，對其農地資源價值的研究可以為協調地區經濟發展和農地保護的現實矛盾，探尋兩者的均衡提供重要的決策依據。
1 農地資源價值構成
西方效用價值理論和環境價值理論的發展推動農地價值理論的提升，自然資源由無價向有價的實質性突破也逐漸改變傳統經濟學對農地價值停留在狹義經濟產出價值上的認識局限，農地非市場價值研究引起相關學者的關注。據Navrud對Broker 及Stoll地區農地保護在水資源質量改善上的非市場價值評估，農地非市場價值占總價值的63%[1]；三菱綜合研究所對日本全國水田的非市場價值研究，日本水田的非市場價值達12兆日元，是水田經濟產出價值的4倍[2]。非市場價值是農地價值中無法忽略的重要組成，若忽視農地客觀存在這部分價值，必然會低估農地經營和農地保護的效益，而以此為依據制定的農地制度改革和其他相關政策也會發生扭曲，最終導致政策失靈。
農地價值包括農地提供農副產品可計量的市場價值和提供開敞空間、維護生物多樣性、保障國家糧食安全等所具有的非市場價值。其中，市場價值是農地資源目前的使用價值或經濟產出效益，傳統價值理論中所指的價值部分，也是早期研究中的期望消費者剩余（expected consumer surplus）。農地的非市場價值作為無法通過市場交易實現、而又客觀存在的價值部分，涵括農地的選擇價值（option value）、饋贈價值（bequest value）和存在價值（existence value）。其中，選擇價值是指人們雖然現在不使用農地資源的某項效益或功能，但是未來可能會需要使用，于是為了確保未來能夠隨時可用，消費者現在愿意提前支付的代價[3]；存在價值也稱內在價值，是人們為確保農地的各項服務功能能夠繼續長時間存在所愿意支付的價值；饋贈價值是一種“持續發展”的理念，是人們基于代際公平，為讓子孫后代將來能夠繼續利用農地事先支付一定的代價來保護資源，避免資源被過度的利用和濫用。非市場價值設置上，一些學者[4,5]認為現有評價技術可以區別市場價值和非市場價值，但企圖將選擇價值、存在價值和饋贈價值分開仍有困難，它們之間在意義上存在一定程度的重疊。因此，結合國內外研究經驗，評估農地非市場價值時為避免嵌入效果、出現人為高估，按居民對農地非市場價值的整體支付意愿進行調查。
2 江漢平原農地市場價值評估
2．1 農地市場價值評估技術
農地市場價值評估常用方法有市場比較法、收益還原法、成本法等。我國農地市場發育不完善，交易資料缺乏，農地經濟價值高低主要由收益能力決定，因此收益還原法是當前農地市場價值評估的首選方法。收益還原法認為土地價格是土地收益，即地租的資本化，土地價格的高低取決于土地收益的大小[6]。計算公式為：
式中：P為農地市場價值；a為單位農地年凈收益；r為還原率。
2．2 農地市場價值評估
2．2．1 數據來源
依據江漢平原農地資源分布狀況和所轄市縣的經濟發展水平，選取武漢、仙桃和漢川三市縣作為典型調查區，隨機抽查520戶農民，回收有效問卷501份。其中，武漢選擇黃陂（橫店鎮、灄口鎮）、江夏（鄭店、流芳、紙坊）、蔡甸（玉賢鎮、山鎮）、東西湖（徑河農場、新溝農場）作為抽樣區，隨機入戶調查210戶農民，有效樣本202份；仙桃市走訪干河、西流河、長墑口、沙湖、彭場及胡場6鄉鎮20個村莊，隨機抽查農戶180戶，有效樣本176份；漢川市隨機抽查新河、劉隔、分水、沉湖、脈旺、城隍6鄉鎮20個村莊的130戶農民，有效樣本123份。調查了解受訪農戶的人口、土地面積、種植結構、生產投入、農業稅費、農業產值、補貼等經濟資料，為分析農地的經濟產出、估算經濟價值提供詳實可靠的數據源。
2．2．2 樣本特征
①受訪農戶土地資源稟賦。江漢平原受訪農民戶均經營農地0．488 hm2，標準差0．549 3。其中，土地流轉或已脫離農業生產的有24戶，占樣本的4．94%；經營規模在0．4 hm2以上的有198戶，占40．75%；經營規模超過0．666 7hm2的種田大戶占17．91%。②受訪農戶農業收入情況。501戶受訪農戶除從事農業種植外，農閑時間外出打工、從事兼業活動的有313戶，占樣本的62．48%；單純以農業種植營生的有188戶，占37．52%。受自然資源及農地產投效率影響，江漢平原農民主要選擇稻肥、麥稻、油稻、早晚雙季稻、麥棉、油棉、豆棉等耕作制度。④農業收入占家庭收入的比例情況。調查表明，2004年江漢平原受訪農戶年均收入15 156．86元（標準差11 526．01），家庭收入構成中農業收入所占的平均比例為37%（標準差35%）。其中，農業收入占家庭年收入比例在50%以下的家庭占70．79%，農業收入比例在50%～80%和80%以上的家庭分別占10．55%和18．66%。
2．2．3 農地凈收益的確定
農地凈收益為農地產值加上補貼扣除生產成本、人工成本、稅費所得到的凈值。其中，農地產值、補貼、生產成本和稅費為實際調查數據，人工成本因各家勞力投入不同，標準不一，按《湖北省農村統計年鑒2004》的平均數據取值。生產成本包括種苗費、肥料費、農藥費、水電費、機工費、役畜費等經常性物質費用、以及管理費、利息、利潤、稅金、農田水利設施的維修費、折舊費等固定成本。數據整理后，江漢平原各調查區農地凈收益見表1。其中，江漢平原的均值按各調查區的樣本加權平均得到。
2．2．4 農地市場價值估算
對江漢平原501戶農民種植情況的調查統計表明，單位農地的純收入呈明顯的正態分布趨勢。根據正態分布區間估計，當總體δ2已知，均值μ的雙側1-α置信區間為：
3 江漢平原農地非市場價值評估
3．1 農地非市場價值評估技術
非市場價值不存在直接的交易市場，難以用市場價格直接衡量，只有通過非市場價值評估技術估算，代表性的技術有條件價值評估法(Contingent Value Method， CVM)、旅游成本法（Travel Cost Method，TCV）和享樂定價法（Hedonic price Method，HPM）。但HPM、TCM與CVM相比較，屬事后評估法，僅能推估當期資源的使用價值，難以包含非市場價值中的選擇價值。為此，衡量農地較為完整的非市場價值，CVM是當前唯一可行的評估方法，也是目前應用最廣泛、最成熟的方法[7,8]。CVM是利用效用最大化原理，采用問卷調查，模擬市場揭示消費者對環境物品和服務的偏好，并推導消費者的支付意愿，從而最終得到公共物品非利用經濟價值的一種研究方法[9]。CriacyWantrup最早提出CVM的基本思想，認為通過調查可了解人們對公共物品的支付意愿，從而衡量自然資源的價值[10,11]。1963年David首次將CVM應用到實踐，評估緬因州林地宿營、狩獵的娛樂價值。隨后Randall、Ives和Eastmand進一步闡釋CVM的理論優點和特性，從此該方法逐漸地被廣泛應用于自然資源的休憩娛樂、狩獵和美學效益的經濟價值評估[12]，成為20世紀后半葉資源環境經濟學領域的主要理論改進之一[13]。經過半個世紀的發展，CVM已成為評價非市場環境物品價值最常用、最有效的分析工具。
3．2 江漢平原農地非市場價值評估
CVM評估農地非市場價值的基本思路在于：以問卷調查的方式引導受訪居民進入假想的市場環境，直接詢問其保存農地所愿意支付的價格（Willingness To Pay，WTP），揭示消費者對農地的偏好程度及支付意愿，并把樣本擴展到研究區域整體，用平均支付意愿乘以研究區域的家庭戶數，估算出農地環境改善所能帶來的經濟效益。
3．2．1 調查過程
針對受益群體的特征差異及其與農地生活聯系的緊密程度，調查對象分為農戶和市民兩類。其中，農戶樣本選擇江漢平原農地分布較多且經濟發展水平不同的武漢、漢川、仙桃3個典型市縣的21個鄉鎮進行隨機調查，總樣本520份。城鎮居民樣本305份，根據3市縣城市居民的家庭戶數，結合調查群體的年齡、文化程度、職業類型等個人特征進行隨機抽樣。采用面對面的調查方式，調查問卷的回收率很高，排除一些有明顯錯誤的問卷(如前后矛盾、胡亂回答、關鍵信息嚴重殘缺等)，回收有效問卷789份，占調查問卷的95．64%。其中，農戶回收有效問卷501份，占樣本的96．35%；市民調查回收有效問卷288份，占樣本的94．43%。
江漢平原789戶受訪居民中愿意保護農地的有677戶，占樣本的85．80%；不愿意參與農地保護的有112戶，占14．20%。受訪居民拒絕參與農地保護的主要原因有：①沒有多余的錢和時間參與農地保護活動（38．98%）；②農地保護是政府的職責（18．64%）；③誰破壞誰保護（17．80%）；④活動沒有作用或其他原因（22．04%）。
3．2．2 數據處理標準
為真實地模擬居民的支付意愿，問卷設計結合實際，受訪居民可選擇捐錢或義務勞動兩種方式保護農地。調查表明，愿意參與農地保護的居民有677戶，占有效樣本的85．80%。其中以義務勞動保護農地的有450戶，占66．47%；為基金會捐錢的有227戶，占33．53%。我國勞動力富余，77．33%的農民樂意在農閑時間以勞動方式參與農地保護，44．93%市民也愿意義務勞動保護農地。為此，在進行價值處理時，需要將義務勞動參與農地保護的居民支付意愿按其同期的機會工資折成貨幣價值。問卷調查時詢問受訪居民的日均工資水平，江漢平原受訪居民的日均工資標準如表3。同時，為降低策略性偏差，保證數據的真實、可靠性，根據CV不得大于個人收入的原則[14]，在數據處理時剔除邊緣投標，將居民年均支付意愿大于家庭
年收入10%以上的數據作異常樣本剔除。
3．2．3 受訪居民保護農地的最高支付意愿分析
按上述數據處理標準，對調查數據進行整理，江漢平原受訪農戶和城鎮居民保存不同類型農地的偏好及支付意愿如表4所示。
從受訪居民參與農地保護的支付情況分析，江漢平原受訪農戶對水田的偏好程度最高，旱地、水域僅次，林地和園地相對較低。江漢平原農地以水田和旱地為主，受訪農民普遍愿意保存自家擁有經營權和使用權的農地，因此水田和旱地保護的響應意愿最高。從支付數額高低分析，受訪農民對經濟產出較高的園地支付意愿最高，經濟產值較高及資源豐富的水域和灌溉水田的支付意愿僅次于園地，旱地和林地則較低。而城市居民則普遍對當前流失速度最快且與生活聯系最直接、最緊密的耕地的支付意愿最高。
3．2．4 江漢平原農地非市場價值估算
江漢平原現有居民6 001 659戶，其中農民3 764 275戶，市民2 237 384戶。以受訪居民對農地保護的平均參與率和戶均最高支付意愿為參考，乘以江漢平原當前家庭戶數，可估算出轄區內居民對不同類型農地資源的保護意愿，進一步推估出農地資源的非市場價值(見表5)。
估算表明，從受訪居民保護農地的支付意愿出發，江漢平原各類型農地資源中，園地的非市場價值最高，其次是林地，水域及耕地的非市場價值較低。單位農地非市場價值的高低與資源稟賦顯著相關，資源越豐富的農地類型，非市場價值愈低；反之，越稀缺的資源，非市場價值愈高。江漢平原居民對農地資源的年均保護意愿達280 536．40萬元，單位農地資源的非市場價值48 658元/hm2。
4 江漢平原農地資源總價值
綜合農地市場價值和非市場價值的估算單價，可以評估出江漢平原現有不同類型農地資源的總價值。江漢平原現有農地資源的非市場價值高達1 246．82億元，約是仙桃市2004年生產總值138．47億元的9倍，是農地資源價值構成中無法忽略的重要組成部分。其中，耕地資源的整體保護效益達4 563．28億元，無法通過市場交易體現的非市場價值有545．30億元，占耕地總價值的11．95%；江漢平原現有園地資源保護效益為623．09億元，市場價值和非市場價值分別占67．79%和32．21%；林地和水域的非市場價值分別為225．64億元和275．20億元。
5 結 論
傳統經濟學對農地價值的認識僅停留在單純的或狹義的經濟產出價值上，忽略農地提供開敞空間、景觀、生物多樣性、文化服務、社會保障、糧食安全等公共物品所具有的非市場價值。運用收益還原法及CVM分別對江漢平原不同類型農地的市場價值和非市場價值進行評估，較為科學地評估出農地的總價值，摸清農地資源的價值構成。江漢平原目前無法通過市場交易實現的農地非市場價值達1 246．82億元，其中，耕地、園地及水域用地的非市場價值在農地資源價值中所占比例份額分別為11.95%、32．21%和8．57%，是農地資源價值無法忽略的重要組成部分。農地價值的貨幣化計量，能夠解決較多的實際問題。例如，對不同類型農地價值的估算可為“耕地占補平衡”制度實現從數量平衡向質量平衡管理模式轉變，建立有效的評價和監督機制提供一定測算標準和參考依據；可進一步完善征地補償制度，彌補征地補償標準缺乏非市場價值的不足，為確定合理的征地區片綜合地價提供直接參考依據。
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The Total Value of Agricultural Land Resource in Jianghan Plain
CAI Yinying ZONG Qi2 ZHANG Anlu1
(1．College of land Management, Huazhong Agricultural University, Wuhan Hubei 430070,China; 2．State Key Laboratory
of Agricultural Microbiology, Huazhong Agricultural University, Wuhan Hubei 430070,China)
Abstract Evaluating the total value of agricultural land is an important task in the fields of resource and environmental economics． This is both in terms of providing objective evidence to support decisions about ruralurban land conversions, and potentially to decrease the loss of high value agricultural land． Using income approach and CVM, we can evaluate the total value of different type of agricultural land in Jianghan Plain． Nowadays, the total nonmarket value of agricultural land is 124.682×109 Yuan, which including cultivated land, orchard, forest and wetland． Among that, the total value of cultivated land is 456.328×109Yuan, and its proportion of nonmarket value is 11．95%． The orchards and wetlands' total value are 62.309×109Yuan and 321.006×109Yuan; their proportions of nonmarket value are 32．21% and 8．57%． The total nonmarket value of forests is 22.564×109Yuan, forest resource's nonmarket value is almost 85704 Yuan per hectare．
1耕地資源價值構成
耕地資源價值的本質是耕地資源對人類需要的滿足，它源于耕地資源的效用、稀缺性和可控性［4］。長期以來，傳統經濟學對土地價值的認識僅僅停留在單純的或狹義的經濟價值的基礎上，忽視了土地所擁有的生態服務功能、社會保障功能、代際公平等這些外部性價值［3］，致使耕地利用效益低下，耕地流失趨勢難以控制，急需重新界定耕地資源價值構成。隨著可持續發展理念的提出，生態經濟學、環境資源經濟學的迅速發展，學術界對耕地資源價值構成從不同角度進行了探討，目前主要形成了3種認識:①從可持續發展理論出發，提出耕地資源總價值應包括經濟價值、社會價值［5－6］、生態價值三大部分［7－10］;②按照普遍接受的資源環境價值觀，認為耕地總價值由使用價值和非使用價值兩部分組成［11－13］;③以科學合理的自然資源價值論—修正的邊際效用價值論為分析工具，把耕地的價值概括為物質價值、精神價值和綜合價值［14－15］。除此之外，個別學者還從我國耕地產權［16］、土地資產價值［17］等不同角度進行了探討。在重新認識耕地資源價值構成的基礎上，可以發現在現有市場經濟約束機制下僅實現了耕地資源總價值中的一部分。于是，學者們進一步提出，要全面實現耕地資源總價值，應以耕地資源總價值構成內涵為依據，來修正我國當前不合理的耕地征用補償標準［15，18］、確定我國耕地保護區域補償標準［5］、建立我國農地流轉補償機制［19］、重新構建包含耕地資源價值的農產品價值核算體系［19］及完善我國農業補貼政策［20］等。總之，現階段學術界已打破了傳統經濟學對土地價值的狹隘認識，形成的各種價值構成體系都有其相應的理論依據，比較科學，且反映的實質內容是一致的。這為從不同角度進行耕地資源價值研究奠定了理論基礎。但就耕地資源總價值的實現方面，還主要是從理論上進行設想，具體的方法措施和實踐操作研究還不夠，不利于耕地資源價值的全面實現。
2耕地資源價值研究尺度
耕地資源價值研究可以從全球、一個國家、一個地區、甚至一個地塊等不同尺度進行。從國家或地區尺度開展耕地價值研究，可以了解各個國家或各個地區擁有的耕地資源價值情況，也可以認識到區域耕地資源的生產力水平、耕地資源稟賦、社會經濟發展水平等宏觀因子對耕地價值的影響作用;從地塊尺度進行耕地價值研究，則可以深入認識決定耕地地塊價值的氣候、地形、植被、水文、土壤等內部影響因子。從我國現有研究來看，還主要集中于國家［5，21］和地區［1，6，22－25］這些區域尺度上，對地塊尺度上的耕地價值認識不夠，難以滿足未來從地塊尺度進行耕地保護的需求，應加強基于地塊尺度的耕地價值研究。
3耕地資源價值核算方法
從現階段來看，學術界傾向于采用耕地資源總價值包括經濟價值、社會價值及生態價值這種構成體系，在此即按照該體系進行耕地資源價值核算方法的綜述。
目前，我國學者在進行耕地經濟價值核算時，主要采用收益還原法［22，24，26］。從大量的案例研究中可以發現，該方法在實際應用中存在一定的不足:一是該方法采用的未來耕地純收益是以現狀耕地純收益代替的，從一定程度上降低了該方法的科學性;二是現狀耕地純收益的測算，要求待估對象擁有詳細、準確的投入產出資料［7］，而我國缺少對耕地具體地塊投入產出情況的記錄，致使學術界研究的對象還主要局限于區域尺度;三是與數學模型法相比，該方法不利于對特定區域內影響地價的因素及其影響程度的認識。總之，現階段單一的核算方法，難以滿足研究的需求，需進一步完善耕地經濟價值核算方法體系。
學術界對社會價值的測算主要是從耕地社會保障價值、社會穩定價值兩方面進行的。耕地社會保障價值主要采用市場替代法進行核算，即用養老保險來代替耕地的社會保障價值［23，27－28〗。但也有學者指出，該方法只有在政府僅為城鎮居民提供大部分社會保險而不為農村人口提供社會保險的情況下，才基本可以采用［21］。社會穩定功能價值的核算目前主要形成了3種方法思路:一是用最低生活保障金額來衡量耕地的社會穩定價值［1］;二是選取耕地占用稅、國家或政府所支付的“一免三補”費用兩個指標來衡量［29］;三是以國家對占用耕地收取的年費用和國家因保護現有耕地的年支出費用來替代估算［6］。除了現階段研究中常核算的社會保障價值和社會穩定價值，也有學者把耕地發展權價值歸入到社會價值中進行核算［5］。具體核算時，主要是采用周建春學者在其博士畢業論文中設計的耕地發展權價值評估技術方法［21］，并且核算出我國耕地發展權價值為50．24元/m2［5］。但由于核算時把研究區域看成同質，忽略了諸如耕地所處的位置及景觀等影響因素對發展權價值的影響，因此現有研究仍需進一步完善。
隨著生態系統服務研究的深入和耕地資源稀缺性矛盾的日益突出，耕地資源的生態價值逐漸引起了人類的廣泛重視，許多學者都開始了專門針對耕地資源生態價值的研究，并主要形成了4種研究思路:一是直接在他人研究生態系統所得生態環境價值數據(異地數據)基礎上進行簡單修正來估算待研究區的耕地生態價值，多以謝高地等人計算的我國耕地資源生態服務的年價值為參考［30］;二是根據替代原理，采用影子工程法，以耕地非農化以后，人工開墾耕地代替原來的環境功能所需費用來計算［26，31］;三是在對地塊所具有的各項生態功能進行實際檢測獲取檢測數據的基礎上，采用一定的方法測算耕地生態價值［6］;四是采用市場模擬法中的條件價值評估法或意愿調查評估法(contingentvaluationmethodCVM)進行耕地生態價值研究［32－34］。4種研究思路各有利弊，研究思路一、二比較簡單，但存在難以準確量化區域耕地生態價值的問題［6］;研究思路四簡單靈活、易于操作，但因其在應用中極易出現多種偏差［35］，從而使其受到頗多爭議［29，36］，如何科學設計問卷及避免評估過程中的各種偏差成為該方法應用的關鍵及難點;研究思路三則是最能體現出直接核算耕地資源生態價值的方法，其在一定程度上減弱了其他3種研究思路準確性差的缺點。雖然目前由于受測量手段及基礎研究不足的限制，仍有部分生態環境功能難以定量測算，但可以預期，隨著耕地資源價值研究的深入，研究尺度由區域向地塊的轉換，以及測量手段的改進，通過獲取區域或地塊各項生態功能的實測數據進行耕地生態價值研究將成為主流方向。
4耕地資源價值影響因素
耕地是土地利用方式中最普遍的利用形式之一，其價值除了受耕地資源系統自身影響外，還受到與其密切相連的社會、經濟、文化等外部環境因素的影響。并且，對于耕地資源持有的經濟、社會、生態不同功能價值，其影響因素是不同的［15］。
關于耕地資源經濟價值的影響因素，諸如土壤生產力、土地生產力、土地改良、土地面積、租金、地均收入、政府支付、利率、農場收入等農業因子是常用變量，除常用變量之外，也包括諸如人口密度、人口增長、距離城市的遠近等其他因子［37－38］，具體歸納起來可以概括為耕地地塊的質量［15］、區位條件［12］、技術水平［39］、市場因素［40］和行政因素等方面。對于耕地的社會價值而言，耕地的社會保障價值主要受區域社會經濟發展水平的直接影響，二者基本呈反向變動關系［40］。為此，有學者提出以全省農業人口人均非農業純收入與縣(市、區)農業人口人均非農業純收入的比值作為社會承載價值修正系數，對耕地資源社會承載價值進行修正［22］。在耕地發展權價值的影響因素中，最主要的是耕地區位置和景觀，具體作用情況為:當耕地離城鎮中心距離越近，其耕地發展權價格就越大，反之越小;并且，在其他影響因素不變情況下，耕地發展權價格會依耕地距市中心距離遠近而發生指數變化;當耕地及耕地周圍的景觀生態較好，其耕地發展權價格就較高，反之較低［21］。
耕地資源生態價值的影響因素主要包括兩大方面:一是從耕地自身出發，直接影響耕地資源生態功能大小的因素，主要包括土地的生物生產能力、生物多樣性、脆弱性等方面［15］;二是雖然耕地的生態價值是客觀存在的，但其要在經濟社會發展與市場中真正體現出來，還受經濟社會發展水平、人類的消費水平和人口素質以及其他政策的影響。因此，對于耕地生態價值影響因素的研究，除了考慮其自身影響外，還要考慮其社會背景的影響［2］。研究認為，耕地資源的生態價值是一個發展的、動態的概念［40］，一般地，經濟社會發展水平、人類消費水平和素質越高，人們對耕地生態服務功能的認識水平就越高，對耕地優美環境景觀的需求也會不斷增加，從而使得耕地資源的生態價值得到充分體現;反之，耕地資源的生態價值體現的就越不充分。另外，如果國家和區域政策強調生態環境保護和建設，那么耕地資源的生態價值也更易得到人類的認識與重視，更能得到充分體現［2］。
可見，現階段學術界已普遍認識到耕地自然基礎設施條件、社會經濟發展情況會影響耕地價值，但缺少進行耕地經營主體—農戶行為對耕地價值的影響作用研究，這不利于對耕地價值影響因素體系的綜合全面認識。并且，我國在對各類因子與耕地價值的相互作用關系研究方面，更多的是借鑒國外研究成果進行定性分析，缺少實證研究，難以厘清各類因子對耕地價值的作用機理。
5耕地資源價值研究展望
1)現階段，學術界對耕地資源價值構成體系已有了比較全面的認識，且認識到了需從哪些方面來實現耕地資源總價值，但這僅是第一步，更重要的任務是在實踐中如何得以具體實現。因此，未來要加強研究如何把耕地的社會、生態價值和對后代的價值納入到各種補償補貼和農業效益中來，使耕地利用者和保持者有利可圖［3］，從而通過耕地總價值的全面實現來真正提高耕地的比較效益，從根本上扭轉當前耕地的流失趨勢。
2)從現有研究可以發現，由于缺少耕地地塊投入產出等相關統計資料，目前還主要集中于對國家、省(市)、縣等區域尺度上的耕地價值進行核算研究，這不利于對決定耕地地塊價值的氣候、地形、植被、水文、土壤等內部因素，以及人類行為影響因素的認識，也無法滿足從地塊尺度進行耕地保護的需要。因此，基于地塊尺度的耕地價值是一個重要研究視角。
3)總體來看，現有耕地價值核算中存在一定的不足，如收益還原法難以發現特定區域內影響地價的因素及其影響程度，發展權價值核算中忽略了諸如耕地所處的位置及景觀等影響因素對發展權價值的影響。因此，未來有待于加強數學模型法的應用，基于影響耕地經濟價值、發展權價值的主要影響因素來建立價值評估模型。
【關鍵詞】農地資源非市場價值條件價值評估法西部山區
【中圖分類號】F321【文獻標識碼】A【文章編號】1004-6623（2012）06-0057-04
一、農地資源非市場價值內涵與研究意義
1990年，英國環境經濟學家皮爾斯（Pearce）和特納（Turner）系統地討論了環境資源經濟價值的構成，對環境資源的價值內涵進行了重新界定。他們認為，資源價值的貨幣化是以效用主義為基礎，直接或間接地建立于以滿足人們的偏好所產生的價值，把環境資源的整體價值劃分為市場價值和非市場價值兩部分。克魯蒂拉（Krutilla，1967）最早提出資源非市場價值的概念，認為這類價值的存在源于公眾對保護資源有支付意愿（willingness to pay，WTP）或接受意愿（willingness to accept，WTA）。農地價值包括農地提供農副產品可計量的市場價值和農地提供開敞空間、維護生物多樣性、保育環境等所具有的非市場價值。20世紀70年代中期之后，世界各國對環境品質改善、自然保護等沒有市場價格的資源環境價值評估的研究及應用開始日益頻繁。
農地是人類賴以生存和發展的重要且無法替代的資源，是一個十分復雜的自然、生態和社會經濟的復合體，具有提供糧食、蔬菜、木材等實物型產品，以及凈化空氣、涵養水源、保育土壤、調節氣候、提供開敞空間等維持整個地球生命支持系統穩定的服務功能，是人類生存和社會經濟持續發展的基本保證。然而，保護型農地的經濟價值較小，非市場價值較高；農業用地機會成本較高、經濟報酬較低，風險較大；工業用地、商業用地及娛樂用地經濟效益較高。受比較利益驅使，每年都有大量農地轉為城市建設用地，人地矛盾不斷加劇。
山區是人類較早生活的地方，也是人地關系最為敏感和突出的區域。相對于平原地區而言，山區生態環境脆弱，人地矛盾更加突出。嚴重的水土流失，頻發的自然災害，不合理的資源利用方式，以及相對落后的觀念意識，導致山區農地資源流失問題尤為嚴重。
涼山彝族自治州（涼山州）位于四川省西南部川滇交界處，處在東經100°15’～103°53’和北緯26°03’～29°27’之間，幅員面積60423平方公里，下轄17個縣市、616個鄉鎮，是全國最大的彝族聚居區和四川省民族類別最多、少數民族人口最多的地區。境內地貌復雜多樣，高山、深谷、平原、盆地、丘陵相互交錯，是我國生態環境脆弱和自然災害頻發地區，也是農地資源退化和流失非常嚴重的地區。以涼山州作為研究區域，通過了解山區農民農地保護的認知情況，科學評估農地資源的非市場價值，運用經濟方法加強山區農地保護研究，采用價格手段體現農地價值或農地的保護效益，不僅能夠彌補市場機制作用不足給農地城市流轉帶來的影響，而且通過提高土地資源農業利用的比較效益，能夠真正起到緩解山區農地資源低效率流失，保護生態環境的作用。
二、農地非市場價值評估的主要方法
農地非市場價值作為無法通過市場交易實現而又客觀存在的價值部分，不存在直接的交易市場，難以用市場價格直接衡量，只能通過非市場評估技術估算。非市場價值評估技術具有代表性的有“條件價值評估法”（Contingent Value Method，CVM）、旅游成本法（Travel Cost Method，TCV）和特征價值法（Hedonie price Method，HPM）。與CVM相比，HPM、TCM屬事后評估方法，僅能推估當期資源的使用價值，難以包含非市場價值中的選擇價值。為此，衡量農地較為完整的非市場價值，CVM是當前唯一可行的評估方法，也是目前應用最廣泛、最成熟的方法。
CVM基于假設條件的問題安排，采用問卷調查，通過模擬市場來揭示消費者對環境物品和服務的偏好，并推導消費者的支付意愿和受償意愿，是一種利用效用最大化原理，最終得到公共物品非使用經濟價值的研究方法。
三、基于農戶認知程度的農地非市場價值估算
出于問卷的專業性和農民對加強農地保護、農地資源非市場價值的認識基礎考慮，本研究采用抽樣走訪的調查方式。通過面對面的交流，介紹調查背景，解釋農地資源的各項功能效益和各項假設前提，了解受訪者對農地保護的認知程度、支付意愿及受償意愿。本調查主要集中在農地類型分布和利用方式頗具代表性的西昌市、會理縣、寧南縣、普格縣、布托縣、昭覺縣、美姑縣、德昌縣、鹽源縣9個縣市。共分發調查問卷432份，回收有效問卷406份，占調查問卷總量的93.18％。
（一）基于農戶支付意愿的農地非市場價值
有效樣本中有353戶農戶對保護農地有支付意愿，占86.95％；不愿意為保護農地捐錢、出力的家庭有53戶，占13.05％。調查中關于農民參與農地保護問題，我們讓受訪農民可以有兩種選擇，一是捐贈貨幣，二是參加義務勞動。由于當地農民收入較低，貨幣支付能力有限，因此有支付意愿的樣本中有89.52％的農戶選擇通過參加義務勞動保護農地。
在價值處理方面，我們將農民以勞動方式參與農地保護的支付意愿，按其同期的機會工資折成貨幣價值，根據調查結果計算得出涼山州農民日均工資14.32元。剔除年均支付意愿大于家庭年收入10％以上的異常數據樣本，我們對調查數據進行統計分析，結果表明，農戶愿意保護耕地的有289戶，占71.18％；對園地、林地和水域的支付率分別為75.37％、38.91％和64.53％。根據涼山州統計年鑒，涼山州2010年有農村居民1017607戶，以上述受訪農民家庭對農地資源非市場價值的支付率和戶均最高支付意愿為參考，便可估算全州農民家庭對不同類型農地非市場價值的保護意愿及涼山州農地非市場價值（見表1）。
從受訪農戶參與農地保護的情況分析，農民家庭普遍對當前流失速度最快且與生活聯系最直接、最緊密的耕地資源的支付意愿最高。估算結果顯示，按支付意愿計算不同類型農地資源中，園地的非市場價值最高，其次是水域、耕地，林地的非市場價值最低。單位農地非市場價值的高低與資源稟賦顯著相關，資源越豐富的農地類型，非市場價值愈低；反之，越稀缺的資源，非市場價值愈高。
（二）基于農戶受償意愿的農地非市場價值
農民作為農地保護的直接執行者，其受償意愿直接影響農地非市場價值的高低。調查問卷設計基于以下假設，為了更好地調動農民保護農地的積極性，政府每年拿出一部分專款，按照家庭種植農地的面積、類型和保護的程度將補貼直接發放給農民。詢問農戶認為保護單位耕地、園地及村里公共林地和水域資源每年最低需要補貼多少錢，才能達到較為理想的保護效果。
調查結果顯示，受訪農戶保護單位耕地每年的平均受償意愿是3366.30元／公頃，園地3109.35元／公頃，林地3468.60元／公頃，水域3077.55元／公頃。以上數據顯示，涼山州農民對農地資源的受償意愿普遍較高。一方面說明當地農民希望通過獲得經濟補償的方式保護農地的愿望比較強烈；另一方面也反映出農民對不同地類的受償意愿差異不明顯，說明農民對不同土地利用類型之間的差異認識還比較模糊，農業經營隨意性比較大。這也是造成農民在農地利用中經常轉換地塊利用方式的主要原因。
根據上述調查結果，從農民作為農地保護執行主體接受政府補償的角度出發，同前以22.75％的還原利率，計算全州農民的平均受償意愿及根據受償意愿估算的農地非市場價值結果（見表2）。
四、結論和政策建議
基于對涼山州農戶進行的調查，本文分析當地農民參與農地保護的認知情況，采用條件價值評估法（CVM）對涼山州農地非市場價值進行了評估。分析表明：隨著農地保護意識的增強，農戶已經意識到農地資源非市場價值的存在，86.95％的家庭對保護農地有支付意愿，農地非市場價值約為4120.90元／公頃。從農民作為農地保護執行主體，保護農地接受政府補償的受償意愿（WTA）角度出發，農地的非市場價值約為104570.42元／公頃。基于不同假設前提所得到的農地非市場價值支付意愿和受償意愿差異顯著。從保護農地得到政府補貼農民受償意愿（WTA）角度估算出的農地非市場價值與從農民家庭支付意愿（WTP）角度估算出的農地非市場價值相差25倍之多。
根據農地非市場價值評估的結果，本文提出進一步保護農地的幾個建議。
首先，應建立農地資源價值評估體系，緩解農地流失。長期以來，人們對農地資源價值認識不足，更多注重農地的經濟產出價值而忽視農地非市場價值的存在，必然會造成農地過度非農化及農地非農化價格扭曲。近年來農地非市場價值評估雖取得了一定的研究成果，但農地資源價值評估體系尚未建立。隨著耕地保護與建設用地增加之間的矛盾日益尖銳，迫切需要建立完善農地資源價值評估理論和方法體系，將農地資源非市場價值評估納入農地資源配置決策中，提高農地非農化配置的效率，緩解農地流失，彌補市場機制作用不足給農地城市流轉決策帶來的影響。
關鍵詞：可持續發展；森林生態系統；服務價值
中圖分類號：X826
文獻標識碼：A文章編號：16749944（2016）12000902
1引言
城市森林是城市重要的組成部分，是當前生態學關注的熱點之一。城市森林作為自養生態系統，其所提供的服務價值是綠色GDP實施的基礎。森林生態系統服務價值評估，對城市規劃建設起指導作用。諸多學者對此做出了相關研究，如亞馬遜熱帶雨林的林副產品價值評估[1]。陳仲新等人對我國各省區生態系統服務價值進行了排序和對比分析[2]。康文星評估湖南省森林生態系統在空氣、土壤及水源方面的價值[3～5]以及相關生態價值的評估方法[6]，對區域森林生態系統生態評估做出了很好的范例。
2基本理論與方法
對密云區森林生態環境進行實地觀察，調查森林群落生長情況，以此為基礎對DEM數據和RS信息進行翻譯分類，最后制作專題圖，統計密云區土地利用面積的變化情況，如技術路線圖（圖1）。進而對森林生態系統價值評價，針對現狀情況，規劃密云區未來發展方向。
單一土地利用類型動態度指研究區域的某一時段內單一土地利用類型的變化數量，其公式可以表達為：
K=Ub-UaUa×1T×100 % （1）
在公式（1）中，Ua、Ub分別為研究初始時間點、末尾時間點的土地利用類型的數值量；T為研究時段。當T設定為year時，K則表示土地利用類型年變化量。
依據“中國生態系統服務價值當量因子表”[7]和農用地的生產服務經濟價值，綜合處理后得到區域內其余類型的生態服務功能的單價經濟衡量價值：
Eij=eijEa（i=1，2，…，9，j=1，2，…9）（2）
公式（2）中，E為土地利用類型j生態服務功能i經濟價值單價（單位：元/hm2）；e為土地利用類型j生態服務功能i經濟價值相對于農田提供生態服務單價的當量因子；i為生態服務功能類型，包括氣體調節、氣候調節、水源涵養、土壤形成與保護、廢物處理、生物多樣性維持、食物生產、原材料生產、休閑娛樂；j為土地利用類型，包括林地、耕地、建筑用地、水域，Ea為常量884.9 元/hm2。根據面積和單位面積生態服務功能的單價計算出研究區生態服務功能的經濟價值：
V=∑9i=1∑9j=1AiEij（i=1，2，…，9，j=1，2，…，9）（3）
公式（3）中，V為生態服務功能的總價值，A為j類的面積值，E為j類的i類生態服務單價；i為生態服務功能類型；j為土地利用類型。
對謝高地價值當量因子表分析得知，生態服務價值當量因子的經濟價值量占當年全國平均糧食單產市場價值的1/7。其余生態系統的生態服務價值當量因子經濟價值依據其對農田食物生產服務的貢獻大小將當量因子表轉換為當年生態系統服務功能單價表（表1）。
3實例分析
3.1研究區概況
密云區，位于北京市東北部，地處燕山山脈。密云
區水資源豐富，華北地區最大的密云水庫位于中央位置。植被豐富，主要包括天然林、人工林、飛播林三類，密云區林業用地面積為105954.05 hm2，占土地總面積的49.72 %。
3.2森林生態系統面積確定
密云區處于山脊處，森林茂密，植被覆蓋度較高。植被指數可以在一定程度上可以反映森林面積狀況。數據時間為9月中旬，此時天氣狀況良好無云、森林植被茂盛。數據在ArcGIS處理計算后得到密云區1999年林地面積為141671.36 hm2、水域面積為14441.05 hm2、耕地面積為21856.82 hm2、建筑用地面積為35140.89 hm2；2006年林地面積為105954.05 hm2、水域面積為8376.98 hm2、耕地面積為51169.99 hm2、建筑用地面積為47608.72 hm2。
1999～2006年間，密云區各土地利用類型的面積有以下變化：①林地年變化率最大。林地面積年變化率為-3.60 %。②水域面積有所減少，面積年變化率為-5.99 %。③耕地大面積增多，耕地面積比重增加13.75 %，年變化率為19.16 %。④建筑用地面積增多，城市的快速發展導致人口不斷聚集，城市用地規模急劇擴張而導致植被覆蓋面積劇減少。
4生態服務價值分析
從表2可以得出，1999年和2006年密云區總體生態服務價值分別為34.60億元、27.02億元，相對減少7.58億元。1999～2006年間，耕地生態服務價值增加1.79億元，主要是由農田面積增加導致。1999～2006年間，林地面積大幅度減少45717.31 hm2，其生態服務價值減少6.90億元。數據分析可知，密云區2006年生態環境質量相較于1999年變差。1999～2006年間，水域的生態服務價值減少2.47億元。
5結語
通過對密云區生態服務價值的對比研究，評估了密云區生態服務價值，結論如下：2006年與1999年生態服務價值有差距，林地面積減少，生態環境質量較差。研究中有些服務價值難以對其進行貨幣價值衡量，研究不夠徹底，以后需改進。計算方法進行改進，以獲得準確、系統的城市森林生態系統服務評價模型。在以后發展中，加強生態系統存在與發展的可持續性。從生態系統平衡發展的保護角度出發，認真的研究規劃未來的發展藍圖，做到既發展又環保，使得經濟價值與生態系統服務價值同步增加。
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國外耕地保護經濟補償的實踐
國外耕地保護經濟補償的相關實踐主要包括以下五種形式：第一，土地發展權的購買（PDR）或轉移（TDR）。PDR是從耕地“產權束”中分離出土地非農化發展權，并由政府購買，耕地擁有者得到相應補償，必須保持耕地農用，并可交易除土地發展權外的其他土地權屬，非農化只有在耕地擁有者購回發展權時才能夠發生，但有極其嚴格的購回條件[27]。美國通過PDR保護了約200萬英畝耕地，但政府為此支付了高達15億美元的費用[28]，高昂的成本催生出了另一種做法，即TDR。TDR與PDR的不同之處在于，由開發商在農地保護區購買土地發展權，并獲得在土地開發區建設更高或更密建筑的許可，政府基本不干涉按照市場機制進行的土地發展權交易過程[29]。英國、法國和加拿大等國家也通過設立土地發展權，補償農地保護者的土地開發機會成本。第二，稅收優惠或減免。美國的農地減稅方法包括，農地的“特惠估稅值”，即不附帶條件的純粹減稅；區別征稅，即依據農地開發時間征收不同比例的稅金；限制性協議，即農地持有者同意在規定的期限內保持農地農用，以獲得稅收減免，否則將歸還減免的稅金[30]。加拿大對農戶之間保持農用的耕地交易征收較低的資產稅。英國、澳大利亞、德國、瑞典和荷蘭免除耕地的一切財產稅，英國的涉農建設也免稅[31]。第三，農業補貼。一類是針對農地質量提高和農業環境改善的直接補貼。例如，美國的耕土地保護計劃，政府對有益于環保的農地保護和利用行為提供獎勵補貼或成本分擔[32]；歐盟的環境敏感地區項目（ESA），以每個會員國確定的本國最低良好耕作實踐水平為基準[33]，進行第一階段的政府補貼，包括價格支持和農業補貼，若農民通過不懈努力超過基準水平，則相應獲得更多補貼[34]。另一類是通過農地開發、基礎設施建設、為農民提供技術或信息服務等的公共投資，以降低農業生產成本和增強競爭力的間接補貼。美國、加拿大、英國、韓國等國家都有此類做法。第四，生態補償。美國20世紀30年代起就開始關注土壤保護，鼓勵農民休耕或退耕，并給予農民相應的經濟補償，50年代末出臺的“土地銀行政策”就屬于此類。隨著時間的推移，美國生態補償的領域從最初的土壤生產力和土壤侵蝕，擴寬到后來的農業用水污染、野生動物棲息地保護和濕地保護等，都對相應群體提供經濟補償。歐盟也有類似的休耕項目，每年每英畝的補償額高達650美元[35]。德國、日本等國家也有將對耕地保護的經濟補償融入生態補償的政策。第五，為農地的景觀游憩價值付費的鄉村旅游。在以色列和歐洲的一些國家，如德國、奧地利、意大利（南部）和瑞士（北方）等，城市居民到鄉村度假，需要為其享用的農地景觀效益付費，是對農民提供農地外部效益一定程度上的補償[36]。
國內耕地保護經濟補償的理論研究
國內有關耕地保護經濟補償的研究最早體現為對耕地資源價值的研究，隨后是對耕地保護外部性和耕地保護區域補償的研究，近年來才擴展到對耕地保護經濟補償機制的研究。
（一）耕地資源價值研究
起步階段：20世紀80年代末90年代初，由于我國市場經濟體制的逐步建立和土地有償使用制度改革的開展，學術界對耕地（農地）資源價值和價格的研究應運而生，早期的研究側重于價值理論和價格評估理論。學者們對耕地（農地）資源價值理論的探討可謂百家爭鳴，主要包括勞動價值論、效用價值論、使用價值決定論、多元價值論等[37]，其中，馬克思的勞動價值論逐漸成為國內主流的價值理論。耕地（農地）價格評估理論方面，王萬茂和黃賢金提出了農地估價的技術路線和程序等[38～39]。對耕地資源價值的核算僅限于市場價值，采用的方法主要是收益還原法[40~41]。深入階段：隨著改革開放的深入和工業化、城市化進程的加快，到了90年代中后期，大量農地非農化、征地補償費偏低等問題日益凸顯，迫切需要重新審視耕地資源價值，為我國建立科學的農地流轉價格體系、改革和完善土地征用制度提供理論支撐[42]。該時期的研究側重于對耕地資源價值內涵的挖掘，及其在征地補償標準確定中的應用。學者們逐漸認識到耕地資源不僅具有經濟價值，而且具有社會價值、生態價值等外部性價值，應在征地補償中顯化以上外部性價值。根據所采用的耕地資源外部性價值評估方法，可將已有研究歸為兩類，一類研究多運用替代法、成本法等。郝晉珉，任浩在核算2000年耕地資源價值的基礎上，認為現行征地補償只顯化了平均占耕地資源總價值16%的經濟價值，耕地的社會保障價值和生態服務價值均未體現[43]。陳思源，曲福田等認為農用地轉用價格包括三部分，即農用地質量價格、農用地社會價值量、地面附著物及青苗補償費，并結合我國的社會保障體系，創新了農用地社會價值量的評估方法，公式為：農民人均年農業純收入/農民人均年純收入=農用地社會價值量/社會價值量[44]。邊學芳，吳群等以江都市為例，采用假設開發法、替代法、成本法分別測算了耕地所有權價格、耕地社會保障價格和糧食安全價格、耕地生態安全價格，并依此確定耕地的征收價格[45]。王仕菊，黃賢金等依據耕地總價值測算出2007年全國征地補償標準為49萬元/hm2，是現行征地補償標準的2.51倍[46]。另一類研究則運用CVM等資源環境價值評估法測算耕地資源的外部性價值。蔡銀鶯，李曉云，張安錄運用CVM的調查和研究表明，武漢居民每年保護耕地的支付意愿價值為9.67×109元，由此測算出耕地的非市場價值為5917l元/hm2[47]。高魏，閔捷，張安錄運用CVM測算出江漢平原耕地非市場價值每年的支付意愿為5.31×108元～6.46×108元，并對支付意愿的影響因素進行了回歸分析和環境經濟學解釋[48]。張鵬運用CVM評估農地價值，并將該理論數據同實際征收補償數額比較，發現現行土地征收補償政策嚴重侵害了農民的利益[49]。王湃，凌雪冰，張安錄采用CVM估算出武漢市和平農莊休閑農地的存在價值為3.368416667×107元，應在估算農地總價值及農地保護決策中引起重視[50]。聶鑫，汪晗，張安錄基于對四座城市失地農民以及相關主體的調查，運用收益還原法、替代法和CVM法分別測算了農地的經濟價值、社會保障價值和外部效應，結果顯示，基于公平思想的水田、旱地、菜地的總福利補償價值分別為3414447×106元/hm2、3.4269945×106元/hm2和5.1589725×106元/hm2[51]。
（二）耕地保護外部性的研究
耕地保護外部性的研究是構建耕地保護經濟補償機制的理論基礎之一，隨著對耕地資源價值研究的深入，學者們逐漸認識到耕地保護的外部性，并展開了深入探討，研究內容主要包括耕地保護外部性產生的原因、具體表現、負面影響及外部性內部化的方法等。首先，對耕地保護外部性產生原因的探討，范少冉認為是由于我國各地區承擔著不同的耕地保護責任，某地區耕地過度非農化導致其他地區保護耕地的機會成本增加[52]。邵建英、陳美球認為是由于耕地不僅給農民帶來經濟收益，更重要的是為全社會的穩定及生態環境帶來巨大的效益[53]。牛海鵬，張安錄認為耕地的生態效益和社會效益導致了耕地利用和保護的區內外部性問題和區際外部性問題[54]。其次，耕地保護外部性的具體表現，牛海鵬，張安錄認為主要包括具有公共物品屬性的生態效益和社會效益，其中生態效益具體有涵養水源、水土保持、改善小氣候、改善大氣質量、生物多樣性和土壤凈化效益，社會效益具體有糧食安全、社會保障、開敞空間及景觀、科學文化效益[55]。再次，耕地保護外部性的負面影響，范少冉認為，一方面耕地保有量多的地區尤其是糧食主產區，犧牲了自身的多元化發展機會；另一方面極易造成地方政府與中央政府間耕地保護行為和目標的沖突，不利于農業發展[52]。孫海兵，張安錄認為不能在市場中經濟體現的農地外部效益的存在，導致農地比較效益低下，土地資源配置個體決策往往傾向于農地城市流轉，使得農地供給不足，給整個社會帶來不利或損失[56]。牛海鵬，張安錄認為耕地保護外部性問題是耕地非農化速度加快的根本原因，影響和制約著耕地非農化驅動機制的作用過程，決定著耕地非農化驅動力的大小和方向[54]。最后，耕地保護外部性的內部化，錢忠好認為可采取政府直接管制、市場經濟激勵、自愿協商、社會準則或良心效應等四種方法[57]。范少冉認為應建立耕地保護的評價體系和激勵機制，獎勵或激勵包括制定農用地的政府補貼政策、農產品價格補貼與保護政策等[52]。邵建英、陳美球提出應科學評估耕地價值，建立耕地保護的經濟補償機制，重構耕地保護的利益分享機制[53]。孫海兵，張安錄的構想是增設農地外部效益財產權賦予農民，國家籌資組織購買以實現經濟激勵和補償[58]。蔡銀鶯，張安錄運用CVM估算出江漢平原農地保護的外部效益為4.8658×104元/hm2，具有不容忽視的重要地位，應在經濟上實現[59]。牛海鵬，張安錄主張將耕地保護機制和經濟補償機制有機結合起來，建立耕地保護基金，落實對農戶保護耕地的直接補貼[55]。
（三）耕地保護區域補償的研究
耕地保護區域補償是經濟補償機制的重要組成部分，近年來一些學者圍繞補償原因和補償機制架構展開了對耕地保護區域補償問題的探討。對區域補償原因的探討，吳澤斌，劉衛東通過對我國31個省級行政區（不含港、澳、臺地區）耕地保護政策執行力的測度和評析，認為在耕地保護過程中，應充分考慮區域的差異性，把土地利用分區和土地利用收益分配結合起來，通過建立區域間的利益補償機制，矯正耕地保護政策執行較好區域的外部經濟損失問題[60]。方斌等在大量調研的基礎上，從耕地保護易地補充的客觀實際需求出發，結合已形成的易地補充的雛形市場，探討了耕地保護區域經濟補償的可行性[51]。紀昌品，歐名豪從經濟發展帶來的耕地面積減少、區域間耕地保護壓力與機會成本差異、區域間耕地保護責任與義務不對等方面闡述了耕地保護區域協調的客觀性與必要性[52]。對區域補償機制的架構的研究，根據視角的不同可分為兩類。一類主張建立以耕地資源價值為核心的區域補償機制。張效軍、歐名豪等[53～64]提出建立耕地保護區域補償機制的思路：確定補償的價值標準；測算各區域最低耕地保有量，計算耕地赤字或盈余；確定面積標準，折算標準面積；建立耕地保護補償基金。其中價值標準的確定依據耕地資源價值，但并非完全補償，其研究表明，我國耕地的價值為112.68萬元/hm2，經核算，耕地保護區域補償價值標準的全國平均水平為107.03萬元/hm2。紀昌品，歐名豪提出了政府主導型-公共財政轉移支付或市場主導型-區域之間協作的區域補償途徑[62]。苑全治，郝晉珉等以經濟外部性理論為依據，建立了區域耕地保護補償機制的理論模型和經驗模型，理論模型重點模擬區域耕地保護外部性的影響及對策，而經驗模型則探討了補償的主體、補償標準的計算、補償方式、制度保障和機構設置[65]。另一類研究主張建立以農地發展權為核心的耕地保護區域補償機制。臧俊梅等認為農地發展權是國家糧食安全和生態安全的載體，應以農地發展權為基礎構建耕地總量動態平衡下的區域耕地保護補償機制，通過產權手段解決“異地指標調劑”的跨區域耕地保護問題[66]。任艷勝構建了基于主體功能分區的農地發展權補償機制，即由開發型區域（優化、重點開發區）對保護型區域（限制、禁止開發區）因農地保護行為而引發的農地發展權損失進行的補償，補償標準對應于功能分區所造成的受管制農地發展權價值，而農地發展權價值通過農地最高回報價值與農地農業用途價值之差衡量，補償資金分配模式有政府主導性補償與市場補償兩種[67]。
（四）耕地保護經濟補償機制的研究
目前，國內學術界對耕地保護經濟補償機制的研究尚處于探索階段，主要集中于從宏觀層面上探討機制的整體框架問題。首先，建立耕地保護經濟補償機制的原因、依據和基本思路。朱新華，曲福田將耕地保護的外部性補償界定為糧食主銷區對糧食主產區的經濟補償，分析表明糧食主銷區的土地產出效率高于糧食主產區，具有對主產區進行經濟補償的現實條件和愿望，并提出了機會成本稅、GDP增長提成、基于市場貿易的產銷區購銷協作三類補償途徑[68]。姜廣輝，孔祥斌，張鳳榮等認為耕地多功能外溢引發的耕地利用低收益和耕地非農化的低成本，以及耕地保護的巨大機會成本是耕地轉用的根本所在，由此應建立由兩大部分構成的耕地保護經濟補償機制，即基于耕地利用多功能外溢效應補貼的農戶補償機制和基于發展機會成本補償的耕地保護區域平衡機制[69]。周小平，柴鐸，盧艷霞等認為耕地資源配置中的市場失靈和政府失靈是建立經濟補償機制的原因，耕地保護經濟補償是通過重新調整耕地價值分配、使耕地價值的外部性內部化的過程，其基本思路是“公平優先、效率跟進”[70]。其次，耕地保護經濟補償的具體運行機制。原光，任德成認為利益平衡是構建耕地保護經濟補償運行機制的基本原則，補償方式包括資金補償、實物與科技補償、保障補償等，補償標準的確定應以耕地的綜合價值為依據[71]。陳會廣，吳沅箐，歐名豪認為耕地保護補償的理論依據包括外部性理論、公共物品理論、可持續發展理論、生態服務功能理論，提出了以政府為主導的公共財政轉移支付與代際補償和以市場為主導的土地開發（發展）權轉移與交易兩種模式并存的補償機制構建思路，以及加強法律政策、基金運作、土地規劃、標準評估、市場交易等配套體系建設的建議[72]。牛海鵬將耕地保護外部性界定為耕地的生態社會效益，并認為耕地保護總體外部性=耕地保護區內外部性+耕地保護區際外部性，相應的耕地保護經濟補償機制由區內和區際經濟補償機制構成。以河南省焦作市為例，分別運用綜合方法（當量因子法、替代/恢復成本法的集成綜合）和條件價值法測算了耕地保護最高和最低經濟補償標準，表現為彈性區間，并可進行動態修正[32]。周小平，柴鐸，盧艷霞等依據福利經濟學的邊際生產率分配論以及外部性內部化的基本原理得到了耕地保護補償的三大基本條件，指出確定補償提供者和接受者的依據是外部性的提供或接受情況，補償額的上限和下限分別為耕地為其他社會成員提供的正外部性價值和耕地保護主體的機會成本損失，并應根據各地的占地壓力實際進行梯度化補償[70]。雍新琴提出以耕地保護的機會成本損失為依據確定經濟補償標準，地方政府耕地保護的直接機會成本損失等于土地出讓金純收入，農戶耕地保護的機會成本損失等于耕地作為建設用地與用于糧食生產用地的收益差額。補償機制通過建立耕地保護臺賬、簽訂耕地保護合同和設立各級耕地保護補償基金委員會得以運行[73]。
國內耕地保護經濟補償的實踐
1999年～2003年連續5年糧食產量的下滑，催生出了以2004年～2009年連續6年中央1號文件為標志，包括農業稅減免、糧食直補、良種補貼、農機具購置補貼、農資綜合直補、最低收購價等一系列扶持糧食生產和促進耕地保護的惠農支農政策，以上政策可視為國家對耕地保護的微觀主體——農民在經濟上一定的補償。實踐證明這些旨在調節利益分配的補償政策是有效的也是可行的，2004年～2008年糧食產量和糧食種植面積均實現了穩步增長，2008年糧食產量刷新歷史最高水平，達到52850萬噸，一定程度上扭轉了糧食生產下滑和耕地保護乏力的態勢。現有耕地保護經濟補償政策有許多可取之處，例如農業稅的減免切實減輕了農民的負擔，糧食直補的直接到賬方式廣受農民們好評等。但也存在一系列問題，諸如補償標準太低，單純的政策性補貼導致農民和地方政府對其長期性的預期不穩定，資金來源及運作方式成本較高等。因此，創新現行耕地保護制度，建立長效的耕地保護經濟補償機制無論在理論層面還是實踐層面都顯得迫切而重要。近年來，國內一些省、市也開始試行耕地保護經濟補償政策[74]。《佛山市基本農田保護補貼實施辦法》規定對土地利用總體規劃中劃定的基本農田進行補償，標準為800元/畝•年，每5年調整一次。東莞市從2008年1月1日起，對屬于村集體超額分攤的基本農田保護區和非經濟林地統一實施財政補助，標準為500元/畝•年。成都市設立了耕地保護基金，建立起耕地保護經濟補償和契約式管理機制，通過財政轉移支付，耕地保護基金主要用于農業保險補貼、耕地流轉擔保、耕地保護責任農戶養老保險補貼和耕地保護責任集體經濟組織現金補貼，標準為一類耕地400元/畝•年、二類耕地300元/畝•年。以上實踐為我國耕地保護經濟補償機制的研究和建立提供了借鑒。
關鍵詞 代際公平；農用地；社會價值；評估
中圖分類號 F301.21 文獻標識碼文章編號 1002-2104(2011)01-0135-06 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2011.01.023
土地是人類賴以生存的基礎，農用地則以不可替代的生產資料形式賦予農民最基本的生存條件。隨著我國社會經濟的蓬勃發展和城市化進程的迅猛推進，大量的農用地被征用征收。據統計，1987-2004年，全國約有153萬公頃土地被征用征收，有3 000-5 000萬農民失去或部分失去土地。城市化是一個長期的過程，所以目前這種事態還在持續。因此，研究切實可行的農用地征收補償標準是十分必要的。現行傳統的農用地的征收補償測算方法是以被征地的年產值為補償標準，進而測算出農用地的社會價值。此方法測算的農用地社會價值偏低，且只考慮了當代人的價值，對農用地資源利用代際補償不足，未全面估算農民失去土地所帶來的損失。而代際公平原則強調了土地這種不可再生資源的配置在當代人與后代人之間公平分配的問題，因此，從代際公平的原則出發研究農用地的社會價值，并提出切合實際的測算方法，不僅具有重要的理論和現實意義，而且充分體現了當代人的代際倫理道德水平。
當今的文獻中，研究者多采用規范分析方法研究代際公平理論［1-3］,分析了代際公平原則與土地資源利用的關系［4］，或針對代際公平分析中的代際模型［5-6］和折現率［7］進行研究,少有研究土地代際補償的具體核算辦法。而本文在綜合這些研究的基礎上,以國土資源部《農用地估價規程》中有關農用地社會價值評估方法為依據,結合代際公平原則,對農用地社會價值進行了核算，并以四川省樂至縣為例，計算出代際公平原則下樂至縣農用地的社會價值。旨在探索出一種較為全面反映農用地社會價值的評估方法,可對農用地價格評估改革有所裨益。
1 農用地社會價值與代際公平原則
1.1 農用地社會價值
作為城市開發過程中的一種高度稀缺資源，農用土地具有多重使用價值，包括直接使用價值和間接使用價值。因此，要客觀準確地評估農用地的價值,不僅要考慮農用地的直接價值,還應充分考慮農地的間接價值。而農用地的社會價值是其間接價值帶來的社會效益,是土地權益所具有的生活保障功能，因此，農用土地的價值內涵應該充分體現其社會價值性，農地價值評估中也應對社會價值進行充分核算。農用地的社會價值是指農用地直接的物質價值轉化為社會功能的間接價值，主要包括提供就業保障，糧食安全保障和維護社會穩定等方面的價值［8］。
1.2 農用地社會價值評估
農用地社會價值體現社會保障功能和社會穩定功能。因此，其價格的衡量應該維護社會穩定，其補償應以每個社會成員都應得到基本的社會保障。隨著我國的社會保障體制的逐步完善,最低社會保障制度已成為我國社會保障體系的重要組成部分,既然土地的社會價值量可以量化,則可以認為,農民因失去土地的社會價值量可以通過我國較完善的社會生活保障加以補償［9］。國土資源部頒布實施的《農用地估價規程》(TD/T1006-2003)中,對社會保障價格的定義為：農民失去土地后,為獲得基本生活保障、接受教育、再就業培訓等應得到的補償價值量的核算。在本文中,將按照規程的規定,對征地農民的基本生活保障、接受教育、再就業培訓這三項社會保障項目進行核算,以此計算出被征地農民的社會價值補償量。
1.3 代際公平原則的內涵及其實施途徑
1.3.1 農地資源代際公平的內涵
代際公平的概念最早由塔爾博特.R佩奇(T.R.Page)在社會選擇和分配公平兩個基礎上提出,它主要涉及當代人和后代之間的福利和資源分配問題。佩奇提出這樣的代際觀點：上代人給下代人提供一定數量和質量的財富遺產，下代人所獲得的財富遺產至少應等于上一代人所繼承的。
農地資源的代際公平強調，必須考慮當代人和后代人之間的農地資源公平分配問題，當代人不僅要留下滿足他們需要的農地資源，還要保證下代人獲得足夠其生存與發展的農地數量和質量。農地資源的分配的代際公平應該包括以下幾級內涵：
苑 莉：代際公平原則下的農用地社會價值評估中國人口•資源與環境 2011年 第1期第一級內涵是指農地資源在各代人之間的分配是否公正,這包括兩個方面的含義:一是現代人對農地資源的利用是否破壞了后代人發展的基礎。二是現代人對農地資源的投資是否與他們所消耗的農地資源量相匹配,對農地資源的投資包括中低產田的改造、農村水利基礎設施的建設、土地整理等。
第二級內涵是現代人對后代人的補償行為能否實現。由于理想的狀態并不存在,如果耕地資源在當代和后代人之間出現不公平現象,出現耕地資源的數量失衡和功能存量失衡現象，此時當代人應該對后代人進行補償。出現數量失衡可以提高科技水平從而提高資源利用效率應達到代際公平,而出現絕對失衡就必須通過代際主動的財富來轉移或者對后代人進行補償［1］。
1.3.2 代際公平的實施途徑
代際財富和福利公平是代際公平的實物表現和水平標準，因此,代際財富和福利的公平能確保代際公平的實現。為了實現代際財富的均衡,必須要當代人采取主動的財富轉移政策,并建立代際財富轉移的專項基金制度［5］。
大量的事實證明,資源枯竭、生態環境惡化以及由此而產生經濟社會問題的背后有著一個不容忽視的警告――補償不足。實現農地資源的代際財富均衡,建立農地代際補償機制,可通過農地資源的代際轉移和代際之間的動態傳遞,對后代進行合理補償,以達到自然資源代際共享與均衡發展。實際應用時,可通過相鄰兩代人之間土地資源的動態傳遞來處理代際公平問題,具體為:通過代際轉移保持土地資源的價值量不減少,即前代人不僅將實物量轉化為價值量,而且通過科學技術等方式對后代進行合理補償,以達到自然資源代際共享與均衡發展。
美國世界資源研究所經濟學家羅伯特•佩雷拖（Robert Bleit）指出,自然資源是最重要的財富,特別對于那些不可更新資源,使用一點便少一點,應該視其為生產性資產使用,進行折舊和補償。針對實踐中的農地資源利用的價值代際補償不足,實現代際補償的常用方法有:一是建立耕地資源的代際補償基金；設某項經濟活動涉及到農地資源的利用,并且可以估計出對未來造成的損失為Y,而且該損失將在t年后發生,則現代人必須儲蓄X補償基金以補償后代人的損失,X 在數額上應該等于Y/(1 + I)t ，其中I為貼現率。二是保持農用地的資本存量。對于耕地資源而言,就是要保持農用地的總量(包括質量和數量)的不減少［4］。現實情況下第二種方法并不能實現，所以我們對農地資源利用的價值補償采用第一種方法。因此，本文主要從土地可持續理論中的代際公平原則入手，針對農用地社會價值核算的理論與實踐中存在的代際公平原則運用不足的現狀，計算農用地的社會代際補償價值。計算方法采用上述代際補償方式中的第一種方式，以此建立在代際公平原則下的農地社會價值的計算模式，從理論和實踐上提供一種具體量化代際公平因素的方法。
1.4 代際公平原則下的農用地社會價值評估
根據上述代際補償的計算公式 Y=X (1 + i)t ，需要我們求出當代人的農地社會補償價格X，貼現率i，以便測算出t個代際年限后的代際補償價格Y。農用地社會價值、基于代際公平原則下的農地社會價值,代際補償基金三者之間的關系如圖1所示：
2 農用地社會保障價格的測算
筆者采用國土資源部頒發的《農用地估價規程》(TD/
[HJ*3]圖1 農地社會價值、代際公平原則、代際補償基金關系圖
Fig.1 The relation of social value of agricultural land,
principle of intergenerational equity and intergenerational compensation fund
T1006-2003)中農用地社會保障價值的核算方法，利用四川省樂至縣歷年土地征收工作中收集的相關數據，結合該縣社會保障價格的實際情況，對農用地社會保障價值進行了評估。
2.1 研究區概況
四川省樂至縣地處四川盆地腹心。東與遂寧、蓬溪接壤,南與安岳、資陽為鄰,西靠簡陽,北毗金堂、中江。全縣轄17個建制鎮，8個鄉，606個村，6 466個村民小組，32個城鎮街道居委會, 全縣人口共864 272人，其中，農業人口764 902人,占總人口數的88.50%,非農業人口99 370人，占總人口數的11.50%。全縣國內生產總值23.99億元。其中，第一產業值10.56億元，占總產值的44.02％，第二產業值6.85億元，占28.55％，第三產業值6.59億元，占27.47％；糧食總產量28.22萬噸，人均占有糧食326.5公斤；農民人均純收入1 598.5元。農作物中以糧食作物水稻、小麥、玉米為主，經濟作物以油菜、棉花、辣椒為主，園藝作物有果樹、桑樹等。農業的發展促進了畜牧業發展，生豬出欄數81.16萬頭，山羊出欄數30.08萬頭，林業生產處于全國先進水平。
2.2 樂至縣農用地社會價值測算
根據國土資源部《農用地估價規程》(TD/T1006-2003)，采用征地片區區片價格計算方法，根據其區位條件，考慮被征收或征用土地的自然價值和社會保障功能，結合農地利用實際，把樂至縣由北向南劃分為三個區片，北部選取童家鎮，中部選取天池鎮，南部選取龍溪鎮作為區片地價的測算單位。以這三個征地片區所收集到的相關數據資料，先以各年齡組為單元測算各年齡組人均社會保障價格，最后得出人均社會保障價格和單位面積社會保障價格。
2.2.1 測算各年齡組人均社會保障價格
以三個征地區片為單位，按照數理統計原理，隨機抽取一定數量的村或村民小組為樣本，測算并確定不同年齡組的人均社會保障價格。年齡組按0-18周歲、18-40周歲（男）、40-60周歲（男）、60周歲以上（男）及18-35周歲（女）、35-55周歲（女）、55周歲以上（女）劃分。計算公式為：
式中：Pα―單位面積農用地社會保障價格
Y―人均農用地社會保障價格
Aα―人均農用地面積
2.2.4 社會保障價格資料
經調查樂至縣三個征地區片社會保障價格資料如表1、表2所示：
2.2.5 樂至縣農用地區片社會保障價格測算結果
根據前文所列公式，計算出樂至縣農用地征地區片社會保障價格。結果如表3所示：
3 代際公平原則下的農用地社會保障價格
根據論文對代際公平原則下的土地社會保障基金的計算公式，X =Y/(1 + I)t,我們已經求得了基于一代人的農用地的社會價值X，現還需要選取一定的土地還原利率I和一定的代際年限t，方可得到代際公平原則下的農地社會保障價格Y。
3.1 土地還原利率與代際補償時間的確定
土地還原利率是將土地純收益還原成土地價格的利率，其實質是一種資本投資的收益率。通常情況下，收益率的大小與投資風險的大小成正相關，風險大者收益率高，反之則低。確定合適的還原利率，是準確計算土地價格的關鍵問題之一。目前國內確定土地還原利率的常用方法大體有以下幾種：
(1)用一年期銀行存款利率或多年銀行存款利率平均值代替；
(2)通過年地租與地價的比例確定；
(3)用多年銀行存款利率平均值加(減或除以)物價指數求取；
(4)用當地通行的年投資利率作為還原利率；
(5)通過安全利率加上風險調整值的方法求取還原利率；
(6)實質利率，以銀行一年定期存款利率為基礎，用物價指數調整后，再扣除一成所得稅得到的利率。
上述6種土地還原率的計算方法，從合理性和利率確定的難易方面進行評價，第一種最簡單易取，但合理性較差。因為近幾年銀行利率一年內調整數次，而物價較為平穩，同一年度對同一塊農地利用不同的利率進行評估，地價差別很大，顯然不太合理。第二種方法較為科學，但目前農村土地產權市場還處于孕育之中，資料收集困難；第四種方法，關于農業的投資利率的研究較少，也同樣存在
表1 樂至縣男性人口征地區片社會保障價格資料
Tab.1 Area data of male social security prices on expropriation land of lezhi county
區片名
Area title年齡組(歲)
Age group男性躉交金額
(元/人)
Amount payed
by male占總人口
比例(%)
Proportion of the population月保險基數(元/人)
Monthly base of insurance premium月保險費領取標準(元/人)
Drawing standard
of insurance premium人均教育費(元/人)
Per capita educational expenditure再就業培訓費(元/人)
Expense for reenployment總人數(人)
Total number天池0-187 60017.31511203 000―12 36318-4012 00022.07831205 000―15 76740-6019 80014.23168120―2 00010 16260以上25 000 7.35―120――5 253童家0-187 60013.8511203 000―5 85218-4012 00022.57831205 000―9 57540-6019 8003.04168120―2 0001 28960以上25 000 7.18―120――3 045龍溪0-187 60017.72511203 000―2 80018-4012 00017.58831205 000―2 77840-6019 80012.49168120―2 0001 97360以上25 000 6.26―120――989
表2 樂至縣女性人口征地區片社會保障價格資料
Tab.2 Area data of female social security prices on expropriation land of lezhi county
區片名
Area title年齡組(歲)
Age group女性躉交金額
(元/人)
Amount payed
by female占總人口
比例(%)
Proportion of the population月保險基數(元/人)
Monthly base of insurance premium月保險費領取標準(元/人)
Drawing standard
of insurance premium人均教育費(元/人)
Per capita educational expenditure再就業培訓費(元/人)
Expense for reenployment總人數(人)
Total number天池0-1810 00016.16511203 000―11 54118-3515 000 2.38831205 000―1 69735-5024 000 12.8168120―2 000 9 14150以上28 0007.7―120―― 5 501童家0-1810 00012.27511203 000― 5 20418-3515 00021.54831205 000― 9 13535-5024 00012.14168120―2 000 5 15050以上28 0007.47―120―― 3 169龍溪0-1810 00013.05511203 000― 2 06218-3515 00016.29831205 000― 2 57435-5024 00010.31168120―2 000 1 62950以上28 000 6.29―120――993
表3 樂至縣農用地征地區片社會保障價格結果表
Tab.3 Social security area prices on agricultural land expropriation of lezhi county
區片名
Area title人均社會保障價格（元/人）
Per capita social security price畝均社會保障價格
（元/畝）
Per Mu social security price天池23 959.6033 892.91童家25 582.6529 580.85龍溪24 630.9723 469.95
資料收集困難的問題。第三、第五和第六種方法是目前使用較多的方法。
本文關于樂至縣農用土地還原利率采用第三種和第五種相結合的方法計算土地還原利率。其計算公式為：i =a+b
式中：i―土地還原利率
a―安全利率
b―風險利率
其中，安全利率在物價穩定的情況下取一年期定期存款利率，若物價不穩定，則應考慮以物價指數作為調整。對于農用土地而言，其長期的風險利率基本趨近于零,因此，土地還原利率i為安全利率。根據方法3，安全利率的計算為一年期存款利率減去物價指數(其中一年期存款利率取多年平均值)。 根據多年的一年期存款利率和物價指數綜合分析,樂至縣農用地年還原利率i為3.6%，作者參考農用地承包使用年限為30年，嘗試采用30年作為一個代際年限，那么30年后的農地還原利率應為（1+3.6%）30-1=1.89，也即是一個代際年限下的利率I。
對于代際補償時間t,相關文獻中沒有具體的研究論述，所以作者嘗試采用兩代人作為代際補償時間，也即將t等于2作為代際補償時間。
3.2 代際公平原則下的農用地社會保障價格核算結果
根據前文計算出的一個代際年限下的土地還原利率I和作者設定的代際補償時間t，由此計算出基于代際公平原則下的農用地的社會保障價格，即：
Y=X ×(1+1.89)2
計算結果如表4所示。
4 結論與討論
4.1 結論
通過對代際公平原則下的農用地社會價值的核算，得出樂至縣三個征地區片的農用地社會價值，與不通過代際表4 樂至縣農用地征地區片代際公平原則下
社會保障價格結果表
Tab.4 Social security area prices of on agricultural
land expropriation of lezhi county based on principle of intergenerational equity
區片名
Area title人均社會保障價格（元/人）
Per capita social security price畝均社會保障價格
（元/畝）
Per Mu social security price天池200 112.98283 076.97童家213 668.85247 062.22龍溪205 720.32196 023.37
公平原則下的農用地社會價值相比較，前者為后者的8.352倍。這說明，通過代際核算的方式把代際公平因素納入農地社會價值體系，對后代農地使用者進行合理補償并建立代際補償基金，能夠從資源價值上保障失地農民的土地權益,較好地保持土地資源的價值量不減少,通過這種代際補償機制以達到農地資源代際共享與均衡發展，避免由于代際補償不足而導致的各種社會問題。筆者認為在農地評估工作中可嘗試運用代際補償原則，這有利于整個社會在可持續發展觀的基礎上形成對農用地社會價值正確認識，并最終全面實現農用地的社會價值。
4.2 討論
4.2.1 農地社會保障價格核算范圍尚不夠全面
本文對農用地社會價值的評估采用國土資源部頒發的《農用地社會價值估價規程》中的農用地社會保障價值的核算方法，對農民的社會保障核算范圍只包括養老保險，教育費，培訓費。由于農用地所具有的社會保障屬性，所涵蓋的社會保障范圍應該更廣，如失業保險，醫療保險、社會救濟等社會保障功能均應納入社會保障范疇，以此來全面計算農地的社會保障價格，但由于相關數據資料收集困難，所以本文沒有計算出較為完備的農地社會保障價格，期待在以后的工作中加以補充計算，體現出全面的農用地社會價值。
4.2.2 代際測算的科學性
作者運用代際補償基金測算公式，并根據相關研究成果進行農用地的社會價值代際核算，期望從理論和實踐上提供一種具體量化代際公平因素的方法，但本文有關代際測算因素的選取還不夠全面，有待在今后的研究中增加更多相關測算因素，從而使農地代際社會價值更趨完善；另外，代際補償基金測算公式中土地還原利率i和代際補償時間t的選取是否科學與合理，有待今后進一步探討。
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Evaluation of Social Value of Agricultural Land Based on Principle of Intergenerational Equity
YUAN Li
(School of Economics and management，Southwest Jiaotong University，Chengdu Sichuan 610031，China)
關鍵詞 耕地保護；區域補償；價值標準
中圖分類號 F062.1 文獻標識碼 A 文章編號 1002-2104(2008)05-0154-07
作為一個人口大國，耕地保護問題是我國土地管理的基本命題。現實中，耕地過度非農化與耕地質量的下降已經成為我國耕地保護工作亟待解決的兩大問題，事關國家糧食安全、社會穩定和經濟可持續發展。為了保護耕地，國家采取了一系列措施，實行了世界上最為嚴格的耕地保護制度［1］。這些耕地保護制度雖然在一定程度上取得了抑制耕地減少的成效，但是遠沒達到預期的目標，耕地保護形勢仍然非常嚴峻［1］。存在耕地保護問題的主要原因在于市場失靈和政府失靈，主要表現為耕地保護產權不清［1,2］。這就需要在明確耕地保護產權的基礎上，建立耕地保護區域補償機制。
所謂耕地保護區域補償是指從區域間耕地保護責任和義務對等角度出發，由部分經濟發達、人多地少的地區通過財政轉移支付等方式對經濟欠發達而又過多承擔了耕地保護任務的地區進行經濟補償，以協調不同區域耕地保護利益關系，從而達到既能滿足社會經濟發展對農地非農化的合理需求，又能在總體上最大限度地保護有限的耕地，以保障我國糧食安全的目標［2］。
耕地保護區域補償機制運行的關鍵環節在于補償對象、補償標準（包括面積標準和價值標準）的確定以及運行機制的構建。其中，耕地保護區域補償機制的整體框架構建和補償對象確定已分別在《耕地保護區域補償機制研究》［2］和《中國區域耕地赤字/盈余預測》［3］中進行過研究。在此基礎上，本文主要對補償標準中價值標準的確定進行探討。
1 土地價值理論及其構成
土地價值理論是土地價格評估的基礎，也是耕地保護區域補償價值標準的基礎。隨著人們對價值認識的深化，土地價值理論經歷了效用價值論――勞動價值論――現代土地價值論這樣一個發展歷程。
1.1 土地價值理論發展
1.1.1 土地效用價值論
效用價值論起源很早，英國經濟學W•F•勞埃德是這一理論的先驅者。他認為商品價值只表示人對商品的心理感受，不表示商品某種內在的性質；價值取決于人的欲望以及人對物品的估價［4］。18世紀意大利經濟學家加利阿尼、法國經濟學家孔狄亞克都認為效用是價值的源泉。這一理論經過法國著名經濟學家薩伊等人的系統化，成為完整的理論體系。薩伊(J•B•Say，1767-1832)從效用價值入手，提出土地價值的大小在于土地為人類所提供的效用高低，并提出“生產三要素”論，認為地租是對土地服務的補償或收入［5］。
在效用價值論基礎上，杰文斯、瓦爾拉、門格爾、維塞爾以及龐巴維克等提出了邊際效用價值論。維塞爾(F•V•Wieser，1851-1926)認為效用是價值的來源，效用和財物的稀少性相結合而形成的邊際效用是價值形成的條件，是價值的尺度。土地價值是由土地的有效用和土地資源的稀少性所決定的［6］。他們認為，決定土地價值的因素并非供給方面的生產費用的大小，而是土地利用者需求方面的主觀因素，即土地給利用者所帶來的邊際效用大小才是決定土地價值的惟一因素。由此可以看出，邊際效用價值論是用主觀心理分析方法來說明價值形成過程的理論。
1.1.2 勞動價值論
威廉•配第(Willian• Ptty，1623-1687)在研究地租時認為：“土地的價值，取決于該土地所生產的產品量對為生產這些產品而投下的簡單勞動比例的大小”［7］。他認為，土地的價值取決于投入土地的勞動量，而勞動量則只取決于勞動時間。亞當•斯密(Adam•Smith，1723-1790)在1776年出版《國民財富的性質和原因的研究》中指出，“勞動是衡量一切商品交換價值的真實尺度”，“一種物品的交換價值，必然恰等于這一物品對其所有者所提供的勞動支配權。”地租、利潤和工資“這三個組成部分各自的真實價值，由各自所能購買或所能支配的勞動量來衡量”［8］。
卡爾•馬克思(Karl• Marx，1818-1883)以勞動價值論和剩余價值理論為基礎，提出地租是土地所有者憑借土地所有權的壟斷而獲得的一部分勞動者所創造的剩余價值。土地可分為土地物質和土地資本。土地物質是純自然物，不是人類勞動產品，因而沒有價值。土地資本是勞動產品，具有價值。真正的地租和現實中的地租收入不同，真正的地租僅為使用土地而支付，不管這一土地是未被開墾還是已經改良；但現實中的地租收入則除真正的地租之外，還包括土地資本的利息，而且，它們共同決定土地的價值。
1.1.3 現代土地價值理論
張效軍等：耕地保護區域補償機制之價值標準探討中國人口•資源與環境 2008年 第5期現代土地價值理論是在人類追求經濟增長進程中出現的人口與資源和環境矛盾日益尖銳的背景下發展起來的可持續發展價值理論。
隨著經濟發展過程中自然資源的過度開采和日趨枯竭以及廢棄物的大量排放，造成生態平衡的破壞和環境的惡化，人們開始試圖通過各種手段包括經濟、行政和法律手段來解決這一問題，對資源的生態環境的價值衡量方法也就應運而生。從產權經濟學角度看，土地產品具有不同維度，不同維度的產品由于其界定和度量的成本不同，其價值表現不同。起初，土地產品主要表現為承載和生產功能，而其他功能由于不稀缺而顯得不那么重要，這時界定和度量其他功能的成本要大于預期收益，致使其他功能的價值被置于公共領域。隨著經濟發展與資源環境矛盾的加劇，人們開始認識到土地（尤其是農用地）不僅具有承載和生產功能，而且還具有環境等功能。此時，由于這些功能稀缺性上升和技術進步，使得界定和度量以前被置于公共領域的價值成本和收益發生變化，最終這些價值逐漸顯現出來。
美國環境經濟學家A•M•弗里曼(A• M• Freeman)認為，作為一種資產的資源―環境系統的經濟價值，可以定義為其提供的所有服務價值的貼現。由于外部性、公共物品屬性以及其他因素的存在，資源―環境系統所提供的很多服務并不能受到市場的適當調節。土地，作為一種最重要的自然資源，由于其外部性等原因，其經濟價值要大于其在市場所實現的市場價格［9］。
曲福田教授在對耕地價格的研究中認為，傳統經濟學對耕地價值的認識僅僅停留在單純的或狹義的經濟價值（農產品價值）的基礎上，忽視了耕地所擁有的生態功能、景觀功能、食物安全以及世代公平等社會價值與生態價值，從而在耕地非農化過程中導致大量的社會福利損失［10］。霍雅勤從耕地的資源價值出發，并運用邊際效用理論，提出土地價值等于土地的邊際機會成本，而邊際機會成本則是邊際生產成本、邊際使用者成本與邊際外部成本三者之和［11］。還有學者綜合勞動價值論和效用價值論，認為自然資源價值的完備結構是由使用價值和補償價值構成的。使用價值取決于自然資源的有用性，其價值大小決定于它的功能，補償價值就是人類在利用自然資源上的投入［4］。姜文來、楊瑞珍認為自然資源資產價值應由其商品價值、生態環境價值和折補價值三部分構成，而生態環境價值由比較實的物質性的產品價值（有形資源價值）和比較虛的舒適性的服務價值（無形的生態價值）兩部分構成；折補價值是為了維持資源資產開發利用功能恒定而進行的價值、技術等方式的補償［12～13］。黃賢金教授認為對土地的價格內涵應從四個方面加以理解，即地價是資源配置的結果；地價是土地資源最佳配置預期效益的體現；地價是土地生態環境經濟價格；地價是土地的稀缺價格［14］。
1.2 土地價值構成
按照資源經濟學的觀點：資源資產價值由三部分構成，它們分別是資源資產的商品價值、環境價值和折補價值，用公式可表示為：
V=VC+VE+VD（1）
其中：V為資源總價值；VC為資源的商品價值；VE為資源的生態環境價值；VD為資源的折補價值。
由于我國人口眾多，耕地資源在我國尤其具有特別重要的地位，這使得我國耕地資源具有不同于其它自然資源的特殊價值。這就是說我國耕地除了具有其商品價值、生態環境價值和折補價值外，還具有重要的社會價值。劉慧芳［15］認為，在我國耕地資源特別缺乏的情況下，農地社會保障價值和社會穩定功能價值就顯得特別重要。俞奉慶、蔡運龍認為根據物質滿足主體的性質可以分為物質的物質價值、物質的精神價值和物質的綜合價值。就耕地資源而言，耕地資源的物質價值包括耕地經濟價值、生態價值和經濟生態價值的間接價值及社會價值；精神價值包括認識價值、道德價值和審美價值；耕地資源的綜合價值則是耕地物質價值和精神價值的統一，它獨立地滿足人類具體的物質和精神需求［16］。
資源資產折補是為了維持資源資產開發利用功能恒定而進行的價值、技術等方式的補償［12～13］。之所以稱為折補是因為它與固定資產折舊不同，不能套用固定資產折舊的方法來處理土地資源資產價值折舊。其實，對環境保護技術和資本等的投入及為保護物種而設立的自然保護區的各種投入等都可以算作是土地資源資產的折補價值，盡管這種投入目前來說還遠不夠。對于耕地資源的折補價值核算，可以從我國耕地資源每年由于水土流失和耕地利用而造成的耕地數量減少和質量下降的角度衡量。據皮門特爾（Pimentel•D）等人研究，美國耕地每年有4×109t土壤流失和130×109t的水流失，由此造成的經濟損失達20億美元/年［17］。
綜上所述，我們可以把耕地的價值分為四大部分：即商品經濟價值、生態環境價值、社會價值和折補價值。其中，社會價值又可以進一步細分為耕地社會保障價值、耕地國家糧食戰略安全價值和耕地的發展權價值。耕地的價值可以用公式表示為：
V=VC+VE+(VSB +VSF+VSS)+ VD（2）
式中：V為耕地價值；VC為耕地商品經濟價值；VE為耕地生態環境價值；VSB為耕地社會就業保障價值；VSF為耕地發展權價值；VSS為耕地的國家糧食戰略安全價值；VD為耕地折補價值。
2 耕地價值核算
2.1 耕地的商品經濟價值(VC)
耕地的商品經濟價值是指耕地用于農業生產所獲得的農產品的價值。現代估價理論對評估的土地價格要求是正常市場條件下的價格，即將正常市場條件作為評估的基本假設條件。在西方市場經濟國家，農民可以取得社會平均利潤。我國《城鎮土地估價規程》對我國土地價格的規定也是正常市場條件下的價格。但是，我國農業生產是在生產要素不能自由流動的條件下進行的非正常市場條件下的生產，中國農民在從事農業生產的同時，也就失去了獲得社會平均利潤的機會。如果只根據耕地實際生產的收益來評估土地價格，就忽視了正常生產這一基本條件，因而也就失去生產的正常利潤和耕地的正常純收益，就需要進行補償［18］。
R=Rn+Rm(3)
式中：R為耕地的商品純收益；Rn為耕地的農產品純收益；Rm為耕地農產品社會平均利潤修正值。
對耕地農產品社會平均利潤修正，通常采用政府對農業和農民補貼的一定比例來計算。其計算公式為：
Rm=(R-R0)×C(4)
式中：Rm為耕地農產品社會平均利潤修正值；R為社會投資平均利潤率；Ra為農業投資平均利潤率；C為農業總投資。
依據周建春的計算，在現行市場條件下，全國耕地的平均純收益R1n =0.2元 /m2；耕地農產品社會品均利潤修正值Rm=0.04元/m2；最 后得到耕地商品純收益R1=0.2+0.04=0.24（元/m2）。 在此基礎上，應用收益還原法可以得到耕地的商品經濟價值為VC=R1/r=0.24/4.18%=5.74(元/m2)
2.2 耕地的生態環境價值(VE)
耕地的生態價值是指耕地及其上的植物構成的生態系統具有的生態價值，包括 調節氣候、凈化與美化環境、維持生物多樣性等方面的價值。在農業社會，人類活動還沒有危及到生態環境，生態環境對人類的生存和發展也沒有表現出制約作用，生態環境對于當時的需求來說并不稀缺，界定和度量生態環境的成本大于受益，因此，耕地的生態價值就被置于公共領域而沒有得到體現。隨著人口的增加和工業化、城鎮化進程加快，人類的活動已嚴重危及到與人類生存和發展密切相關的生態環境，生態環境資源稀缺性增加，界定和度量的收益逐漸大于其成本，從而使耕地的生態作用從農業的生產資料中突現出來。在當前歐洲大部分國家，耕地不僅是農產品生產基地，而且還是生態用地和景觀用地，因此受到規劃的嚴格限制和保護。[KG)]
唐華俊教授對我國生態系統功能價值的核算值為56 098.45億元/年，其中，耕地的生態環境效益價值為0.08元/m2•年［19］。經收益還原法折算后，我國耕地的生態環境價值VE=0.08/4.18%=1.91元/m2。
2.3 耕地的社會價值(VS)
耕地的社會價值主要包括提供就業保障、保障糧食安全和維護社會穩定等方面的價值。
2.3.1 農民的就業保障價值(VSB)
在生產要素不能正常流動，農民從事農業生產不能獲得社會平均利潤的同時，城鄉分割的管理體制又使農民失去了獲得政府提供的社會生存保障的權利［18］。在我國，城市人口享有國家提供的社會養老金補助，以幫助城市人口在退休后得到一筆生活費用。在建立社會養老保險制度以前，城鎮職工退休后，仍可以拿到一定的退休工資，以確保生活的穩定。
耕地作為社會保障的替代物，為占中國人口絕大多數的農民提供了基本的生活保障，社會保險是社會保障的核心部分。社會保險是指國家通過法律手段對全體社會勞動者強制征繳保險基金，用以對其中喪失勞動能力或失去勞動機會的成員提供基本生活保障的一種特殊的消費品再分配方式［20～21］。可以用養老保險替代耕地資源的社會就業保障價值。其計算公式為：
VSB=Ya/Aa(5)
式中：Va為單位耕地面積社會保障價值；Ya為人均社會保障價值(以平均年齡為a時保險躉繳金額代替)；Aa為人均耕地面積。
其中，Ya值計算公式為：
Ya=(yam×b+yaw×c)×Mi/Mo(6)
式中：yam為a年齡男性公民保險費躉繳金額基數；yaw為a年齡女性公民保險費躉繳金額基數；B為男性人口占總人口的比例；C為女性人口占總人口的比例；Mi為農民基本生活費(月保險費領取標準)；Mo為月保險費基數。
依據周建春計算（周建春在計算耕地的社會就業保障價值時，參照城市居民養 老金實施方法，剔除了農民用個人收入購買養老保險的那部分費用），[WTBZ]2003年我國耕地農民生存保障純收益為0.39元/m2。經收益還原法折算后，耕地的社會就業保障價值為[WTBX]VSB[WTBZ]=0.39/4.18%=9.33元/m2。[KG)]
2.3.2 糧食安全價值(VSS)
據國土資源部和農業部統計，我國耕地面積已由1996年的1.30億hm2減少到2004年1.22億hm2，8年間耕地凈減少7600萬hm2，平均每年減少95.28萬hm2，人均耕地降到0.094 hm2，可開墾為耕地的后備資源人均還不足0.007 hm2，且多集中于生態條件十分惡劣的西部地區。因此，我國已宣布實施世界上最嚴格的耕地保護政策，其目的在于保護現有的耕地，以確保國家的糧食安全和社會穩定。
對于耕地的國家糧食安全戰略純收益，可以通過國家占用耕地收取的費用和保護現有耕地所必要的耗費來計算［18］。即：
R=T+CP(7)
式中：R為國家糧食安全戰略純收益；T為國家對占用耕地收取的年費用；CP為國家因保護現有耕地而必要的年支出。
根據周建春的計算，耕地的國家安全戰略純收益R4=1.92元/m2，經收益還原法折算，我國耕地糧食安全戰略價值VSS=1.92/4.18%=45.93元/m2。
2.3.3 耕地發展權價值(VSD)
所謂耕地發展權又稱土地發展權或土地開發權，是指將耕地改為最佳利用方向的權利。現實大量發生的是將耕地改為建設用地，因此，也可狹義地定義為改為建設用地的權利。它是內生于土地所有權而又可從土地所有權中分離出來的一種用益物權。
耕地的發展權純收益是指依國家土地利用規劃而將耕地只作為種植糧食這一用途，從而失去改變其土地用途取得更大效益機會的損失補償，是耕地所有權中的耕地發展權的價值體現。它等于耕地轉為建設用地后的純收益扣除農業用途土地純收益的余額。其計算公式為：
R=Ra-Rb(8)[KG(*22]式中：R為耕地發展權年純收益；Ra為耕地轉為建設用地的年純收益；Rb為耕地作為農業用途的年純收益。[KG)]
依據周建春研究，我國耕地的發展權年均純收益為2.1元/m2。經收益還原可以得到我國耕地的發展權價值為VSD=2.1/4.18%=50.24（元/m2）。
2.4 耕地折補價值（VD）
耕地作為可更新資源資產的開發利用超過了其承載能力，表現為數量不斷減少，即資源資產的開發利用量超過了資源資產的更新能力，在質量上也不斷下降，資源資產的生態功能受到不同程度的影響，甚至生態系統的惡化或者破壞［13］。本文以我國耕地水土流失價值作為耕地折補價值。
依據朱高洪等人的研究：我國土地水流失造成的各類直接經濟損失達642.59億元［22］。由此計算，我國耕地資源水土流失損失約為每年0.02元/ m2。經收益還原可以得到我國耕地的折補價值為VD=0.02/4.18%=0.42（元/m2）。
綜合以上耕地價值核算的結果，得出我國耕地價值為112.68元/m2（112.68萬元/hm2）(見表1)。
3 耕地保護區域補償價值標準界定
以上是對耕地價值的核算，但是，在進行耕地保護區域補償時，不能按照耕地的價值進行完全補償，因為，耕地的某些功能價值在日常生活中已經給予補償，如耕地的商品經濟價值中現有市場條件下商品價值在農作物交易過3.1 耕地的商品經濟補償價值(VC)
耕地的商品經濟價值包括兩部分：現行市場條件下耕地的農產品純收益價值（Rn）和耕地農產品社會平均利潤修正值（Rm）價值。在現行市場條件下，Rn在耕地盈余區農產品交易中已經得到補償，這部分價值在耕地保護區域補償時就不必再行補償；農業生產投資中沒有的社會平均利潤，即Rm沒有在現行市場中實現其價值。如果農業生產投資不能得到社會平均利潤回報，且沒有對其進行補償，其生產要素（尤其是耕地）勢必會向非農方向轉用。因此在確定耕地赤字區向其補償時，必須對耕地農產品獲得社會平均利潤不足部分給予補償。也就是說，要對耕地的商品經濟價值中社會平均利潤修正之價值（Rm）進行補償。[KG)]
依據前面的計算，耕地的商品經濟價值社會平均利潤修正值為Rm=0.04元/m2，那么，在耕地保護區域補償時，耕地的商品經濟價值補償值為VCm=0.04/4.18%=0.96元/m2（0.96萬元/hm2）。
3.2 耕地的國家生態環境補償價值(VE)
[KG(-*25]生態環境是一個復雜的系統，一個區域的生態環境對其它區域的生態環境都產生影響。一個區域的耕地的生態環境同樣對其它區域產生影響。由于生態環境的外部性，常常使其不能得到足額補償。耕地的國家生態安全價值是國家從人類生存與可持續發展的角度對耕地價值的重新認識，是耕地生態功能的價值體現。對于耕地盈余區，耕地的生態環境效益雖然大部分由本區域享受，但也不能否認它對耕地赤字區的積極影響。由于盈余區耕地生態環境對赤字區的生態環境的影響程度在度量上比較困難，本研究在此暫且把此定為30%。也就是說，耕地赤字區需要對耕地盈余區補償耕地面積的30%的生態環境價值。[KG)]
根據前文，耕地的生態環境價值為1.91元/m2，那么，耕地赤字區對耕地盈余區耕地生態環境價值的補償價值為VCE=1.91×30%=0.57元/m2（0.57萬元/hm2）。
3.3 耕地的社會補償價值(VS)
3.3.1 農民的就業保障補償價值(VSB)
參照城鎮職工基本養老保險制度，我國城鎮企業職工的養老保險金額由企業交納和個人繳納兩部分組成。耕地赤字區應該對耕地盈余區耕地生存保障價值中扣除農民個人繳納金額后的那部分承擔補償責任。
由于前文所計算的耕地就業保障價值中已經扣除了農民個人應該繳納的那部分價值，所以耕地赤字區對耕地盈余區就耕地就業保障價值補償的標準為VSB=9.33元/m2（9.33萬元/hm2）。
3.3.2 糧食安全補償價值(VSS)
國家糧食戰略安全價值是國家在全部耕地資源上耕地糧食安全權的價值體現。確保國家糧食安全是每一區域的責任和義務，而不僅僅是糧食主產區責任。耕地赤字區沒有履行應盡的責任和義務，而是由耕地盈余區代為履行，所以耕地赤字區應該對耕地盈余區代為履行職責進行補償。
依據前文，耕地的糧食安全補償價值為VSS=45.93元/m2（45.93萬元/hm2）。
3.3.3 耕地發展權補償價值(VSD)
由于耕地盈余區多承擔了耕地保護任務，使得耕地不能轉變為其它按現行價格體系收益更高的用途，因此，耕地赤字區應該給耕地盈余區耕地發展權價值予以補償。
依據前文，耕地發展權補償價值為VS=2.1/4.18%=50.24（元/m2）（50.24萬元/hm2）
3.4 耕地保護區域補償標準
綜合以上分析，耕地赤字區與耕地盈余區耕地保護區域補償的標準見表2。
（1）現代土地價值理論認為土地價值應該包括土地的商品經濟價值、生態環境價值和折補價值三部分。而對于耕地來說，由于我國特殊的國情，耕地的價值不僅包含商品經濟價值、生態環境價值和折補價值，而且也包括耕地的社會價值。其中，社會價值又可以細分為農民就業保障價值、國家糧食戰略安全價值和耕地發展權價值。
（2）我國耕地的價值為112.68萬元/hm2。其中，耕地的商品經濟價值為5.74萬元/hm2；生態環境價值為1.91萬元/hm2；社會價值為105.5萬元/hm2（農民就業保障價值為9.33萬元/hm2；國家糧食安全價值為45.93萬元/hm2；耕地發展權價值為50.24萬元/hm2）；折補價值為0.42萬元/ hm2。
（3）在進行耕地保護區域補償時，不能按照耕地的價值進行完全補償，因為，耕地的某些功能價值在日常生活中已經給予補償。如耕地的商品經濟價值中現有市場條件下商品價值在農作物交易過程已經實現補償，只需對沒有取得社會平均利潤的那部分價值給予補償。另外，雖然耕地的生態環境價值由于外部性沒有得到補償，但是，這部分價值大部分是由本區域居民享受。耕地生態環境在區域間的相互影響較為復雜，本研究在進行區域補償時將其暫定為生態環境價值的30%。通過計算，耕地保護區域補償價值標準的全國平均水平為107.03萬元/hm2。(編輯：田 紅)
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關鍵詞 環境影響評價；土地利用總體規劃；生態系統服務功能
中圖分類號 F304．6
文獻標識碼 A
文章編號 1002-2104（2007）03-0045-05
隨著《中華人民共和國環境影響評價法》及其配套法規的頒布實施，土地利用規劃的環境影響評價（以下簡稱“環評”）成為當前規劃環評的研究熱點之一。在新一輪土地利用總體規劃修編過程中開展環評，分析、預測和評估規劃實施后可能造成的環境影響，為決策者提供必要的環境信息，是進一步提高土地利用總體規劃科學性、促進環境與發展綜合決策的重要途徑，也是滿足法律要求、構建資源節約型與環境友好型社會的必要手段。
土地利用總體規劃綜合性較強，其核心內容為確定或調整土地利用結構和用地布局。生態方面的影響是土地利用總體規劃環評考慮的重點，主要表現為土地利用宏觀結構調整與布局以及土地開發整理復墾等活動對區域生態系統的影響。然而，由于當前規劃環評的理論方法體系仍不完善以及中宏觀尺度土地利用與生態環境相互作用的基礎研究不足，使很多土地利用總體規劃環評工作的實際效果不盡理想。以土地利用/土地覆蓋變化（LUCC）研究為代表的土地利用變化的環境效應研究，多是從微觀、小流域或長時間尺度等角度考慮土地利用/覆蓋變化對氣候、土壤、水文及不同尺度生態系統的影響[1]，較難應用于中宏觀、較短時間尺度的土地利用總體規劃環評。規劃環評中常用的一些定性方法（如核查表法）雖然在環境影響識別時可操作性較強，但在預測、評估復雜宏觀的生態環境影響方面效果并不理想，因為單純定性的結果不能很好地反映環境影響的程度，往往使評價結論缺乏應有的說服力。
作為生態學前沿課題之一的生態系統服務功能價值評估，可以定量反映區域土地利用變化對生態系統的綜合影響。本文在應用生態系統服務已有研究成果的基礎上，對生態系統服務功能價值評估在土地利用總體規劃環評中
的應用進行了探討，旨在為土地利用總體規劃環評中定量地考慮生態環境影響提供一種思路。
1 生態系統服務功能價值估算的研究概況
生態系統服務功能可以理解為生態系統與生態過程所形成及所維持的人類賴以生存的自然環境條件與效用[2]，國內外學者對其功能的分類至今還未形成共識，如Daily[2]、Costanza等[3]、歐陽志云[4]等均有不同看法，近年來，生態系統服務功能的研究取得了諸多成果，如對生態系統服務功能價值的劃分[4]，對某種生態系統類型服務功能的價值評估[5]，對不同類型或尺度區域的生態系統服務功能的價值評估[6～7]等。
如何解決現實的生態問題是當前生態系統服務研究的熱點，特別是生態系統服務功能價值評估為規劃、決策和管理提供定量依據方面的研究引起了國內學者的廣泛關注，如彭建等[8]利用土地利用變更調查資料和TM影像，研究了2000年深圳市的生態系統服務功能價值，為城市生態管理提出了有益建議；于書霞等[9]以生態系統服務功能價值為評價指標，對吉林省生態省建設中土地利用政策的環境影響進行了定量的分析，并針對政策實施引起的負面環境影響提出了改善的建議。可見，生態系統服務功能價值評估作為生態學的前沿課題之一，其研究著眼點正從單純的自然科學領域向著為滿足社會對生態學的需求過渡。因此，規劃環評的方法體系對于生態系統服務功能價值評估的吸納，開辟了生態系統服務功能研究的新領域，更重要的是為土地利用總體規劃環評工作提供了有益的工具。
2 生態系統服務功能價值評估在土地利用總體規劃環評中的應用
1969年確立環境影響評價制度的美國《國家環境政策法案》明確規定，該法案旨在促進人與自然的和諧，努力預防和消除對環境和生物圈的危害。要求政府部門用系統的、人文和自然等多學科綜合的方法來分析決策可能對環境的影響，使決策在考慮經濟和技術因素的同時，對當前尚不能量化的環境價值給與恰當的評估(nepa.gov/nepa/regs/nepa/nepaeqia.htm)。幾十年來，環境影響評價正是遵循這些核心思想發展起來的。從這點上看，生態系統服務功能價值評估有必要成為土地利用總體規劃環評理論和方法體系中的重要組成部分。
土地利用總體規劃環評要對規劃實施前后土地利用變化的生態效益進行估計，而生態系統服務功能價值核算是正確評價土地生態效益的重要基礎。土地利用總體規劃是以確定或調整土地利用結構和用地布局為核心的宏觀戰略措施，其實施將引起區域內各種土地利用類型數量和空間位置的變化，進而影響土地生態系統所提供服務的能力。長期以來，由于土地利用的生態效益難以度量和貨幣化，人們往往更看重單純或狹義的經濟價值，而忽視了土地的生態服務功能、代際公平等外在于市場的價值[10]，如何更好地體現人與自然和諧的宗旨，全面、客觀地考察土地利用變化的生態價值損益，為決策提供更加充分、科學的依據，是當前土地利用總體規劃環評的一個重要任務。生態系統服務功能價值評估能綜合評估土地利用變化對生態系統的影響，其評估結果將以對策和建議的形式反饋給規劃決策者，從而促進土地利用總體規劃更好地發揮社會、經濟和環境的綜合協調作用。
同時規劃環評作為一種實踐性很強的專門技術，綜合性與可操作性是其選擇評價工具的重要原則。生態系統服務功能價值以其指標的綜合性、定量化，以及與土地利用總體規劃的空間特點相適應性，可作為土地利用總體規劃環評的一項定量化指標，這種定量的評價結果對于形象地反映土地利用的生態效益具有積極意義。
基于生態系統服務功能價值評估的土地利用總體規劃環評主要包含以下工作內容：首先，根據規劃所確定的土地利用目標，對規劃實施前后區域內土地利用方式的變化情況進行分析。其次，以生態系統服務功能價值為指標，核算并比較土地利用變化引起的生態系統服務功能價值變化量。第三，根據實際需要及已獲得的數據，可以核算區域生態系統服務功能總價值量變化，也可重點核算某一類用地類型（如農用地、水域等）變化的生態系統服務功能價值量變化。綜合評價。根據生態系統服務功能價值量的計算結果分析規劃目標的環境合理性，比較各規劃方案的環境可行性，并針對顯著的負面影響提出補償或減緩措施。
3 案例研究
選取上一輪土地利用總體規劃中的一個城市層面的規劃――《武漢市土地利用總體規劃（1997～2010年）》(digitalwuhan.省略 /articleshow.asp?NewsId=1923)（以下簡稱“《規劃》”）中土地利用結構調整目標為評價對象，探討生態系統服務功能價值評估在土地利用總體規劃環評中的應用。
3.1 研究方法
3.1.1 土地利用數據獲取方法
依照《規劃》將評價區域劃分為耕地、園地、林地、牧草地、水面、建設用地、未利用地等土地利用類型。土地利用現狀數據和變化數據均源于《規劃》。
3.1.2 動態度
土地利用類型動態度(K)反映了研究區一定時間范圍內某種土地利用類型的數量變化情況。
式中：Ua、Ub分別為研究初期及研究末期某一種土地利用類型的數量；T為研究時段，當T的時段設定為年時，K值就是該研究區某種土地利用類型年變化率。
3.1.3 生態系統服務功能的價值核算方法
對生態系統服務功能的價值進行核算時，供選擇的方法有市場價值法、替代市場法、防護費用法、恢復費用法、補償價值法、生產功能法、造林成本及碳稅法等[11]。Costanza等[3]和謝高地等[12]的方法模型近年來得到了國內學者的廣泛應用。Costanza等[3]將生態系統的功能歸為17類，綜合應用多種評估技術方法對每種生物群落單位面積提供的生態系統服務價值進行估算，然后乘以該生物群落在地球上的總面積，相加后得到地球上所有生態系統服務價值總和。這一研究成果為后續研究提供了重要的理論參考和研究空間。謝高地等[12]參考了Costanza等[3]的理論，并針對其不足（如對耕地價值估計過低、對濕地估計偏高等），結合我國的具體情況，建立了中國不同陸地生態系統單位面積生態服務價值[12]（見表1），將表1中不同土地利用類型各項功能服務價值加和得到生態系統服務價值系數（見表2）。本文亦參考上述兩項研究成果，按照公式（2）和表2中的參數，對《規劃》實施前后研究區土地利用結構數量變化引發的生態系統服務功能價值變化量進行計算。
其中：ESV是研究區生態系統服務功能總價值（元）；Pi為單位面積上土地利用類型i的生態系統服務功能價值（元/hm2）；Ai為研究區內土地利用類型i的面積（hm2）。
3.2 結果與分析
3.2.1 土地利用結構數量變化分析
各種土地利用類型面積、變化率和動態度見表3。對比1996年現狀與2010年規劃目標值可見，土地利用變化的總體趨勢是：園地、林地和建設用地面積將增加；耕地、水面和未利用地面積均有所減少；牧草地的面積沒有變化。其中，建設用地面積增加最多，達到12 417.9 hm2，其次是林地，增加11 495.9 hm2；園地增加幅度最大，達到20．04%；未利用地減少面積最多，達到22 507.3 hm2，幅度為34.77%。土地利用動態度的總體情況是：園地面積增加的速度最快，其次是林地；未利用地面積減少的速度最快，其次是耕地。從土地利用構成來看，耕地和水面仍是2010年研究區主要的土地利用類型。
3.2.2 土地利用結構變化引起的生態系統服務功能價值的變化
按照公式（2）和表2、3計算出研究區不同土地類型生態系統服務功能總價值（見表4）。1996年土地生態系統服務總價值為109.93億元；2010年將達到112.06億元，相當于1996年研究區國民生產總值782.13億元的14.33%。規劃目標年較規劃基準年的生態系統服務總價值增加了2.13億元，增加幅度為1.94%。生態價值的總增加量2.34億元中，林地的增加價值最多，占94.78%；生態價值的總減少量0.21億元中，耕地減少的生態價值損失量占主導地位，為95.27%。但由于林地生態系統單位面積價值高，林地面積增加幅度較大，彌補了耕地和水面減少造成的總體生態系統服務價值的下降。由于缺乏對鹽堿地和建筑用地等相關研究信息，以及未利用地中各類用地結構的變化數據，該估算結果是對研究區生態系統服務功能價值的保守估計。
3.2.3 生態環境影響的綜合評價
總體上看，《規劃》中土地利用結構調整目標對于保護區域土地生態系統服務功能具有積極的意義，特別是林地的增加對于提高整個區域生態系統服務價值具有顯著的作用。不過，耕地和水面生態系統服務功能價值均出現了不同程度的下降，社會用地的增長是重要原因，《規劃》中應加強科學技術手段在區域土地管理開發中的作用，完善對城鎮建設、交通等用地的科學管理和監督措施，以促進土地資源的合理開發、集約利用及土地生態系統的保護。
4 結 論
通過案例分析可以發現，生態系統服務功能價值評估在土地利用總體規劃環評中的應用具有很多優勢，主要包括：把土地利用的生態效益轉化為簡單易懂的貨幣形式，表3 研究區各土地利用類型面積變化和動態度
Tab.3 Change in area of different landuse types and their dynamic degrees of research area
土地利用類型1996年2010年面積(hm2)比重(%)面積( hm2)比重(%)
為決策者提供了直觀的生態信息，是將生態價值納入土地利用規劃決策的重要途徑。生態系統服務功能價值可作為一項量化指標，對土地利用總體規劃目標及規劃方案的生態效益進行綜合評估。核算比較簡單（依據已有的研究成果），有助于節省規劃環評的時間和資源。
當然，生態系統服務功能價值評估在土地利用總體規劃環評中的應用還需要在研究和實踐中加以完善和深入，特別是核算過程中有關參數的確定，需要不斷吸取生態系統服務功能的基礎研究成果，例如對未利用地和建設用地等服務功能價值系數的進一步認識；綜合生物量、空間位置及時間變化等多重因素來確定的各種土地利用類型單位面積生態系統服務功能價值等。目前在沒有更精準和統一的核算參數的情況下，我們使用該方法的重點應放在對于規劃基準年和規劃目標年在生態系統服務功能價值變化量的核算上，并將此作為評估土地利用目標的環境合理性以及比較和選擇環境友好性規劃方案的重要參考。在未來的研究中有如下幾方面值得關注：加強生態系統服務功能價值參數的研究，特別是與土地利用總體規劃的空間層次、土地生態系統分類及其特點相結合，建立不同區域生態系統服務功能價值參數的基礎數據庫，為規劃環評工作提供便利。還可以嘗試將生態系統服務功能價值評估與“3S”技術相結合，對土地利用空間布局變化的生態環境影響進行預測和判斷，而不僅僅局限于對土地利用結構數量變化的生態環境影響進行分析。將生態系統服務功能價值納入土地利用總體規劃環評的評價指標體系，可以應用于國家、省、市等不同空間層面的土地利用總體規劃環評，如冉圣宏等學者已經針對基于生態服務價值的全國土地利用變化環境影響評價進行了有關的探索[13]。總之，生態系統服務功能價值評估的引進，實現了土地利用總體規劃環評方法體系從定性到定量的綜合集成，推進了以生態學為基礎的土地利用規劃的科學決策，對于土地利用總體規劃環評的發展、完善具有重要的理論意義和應用價值。
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Application of Ecosystem Services Evaluation in Environmental
Impact Assessment on Landuse Master Planning
TANG Tao ZHU Tan XU He WANG Zhe GUO Liang YANG Fan
(Institute of Environmental Science and Engineering, Nankai University, Tianjin 300071, China)
Abstract Environmental Impact Assessment Law of the People's Republic of China (EIA Law) was approved in 2003. According to the EIA law, the Environmental Impact Assessment for Plans (PEIA) should be implemented in the landuse planning sector. PEIA is a useful tool for developing an environmentallyfriendly landuse master plan. The effective, systematic and universal methodology of PEIA on landuse master planning is still not developed, which is one of the most significant obstacles for its application in practice. This paper aims to introduce a new approach to assess the significant effect on the ecosystem resulted from the implementation of landuse master plan by using the changes of ecosystem services value (ESV) as one of the assessment indexes. Taking Wuhan city for instance, the authors discussed the methodology of applying the Ecosystem Services Evaluation in the PEIA of landuse master planning. Results show that the proposed landuse master plan of Wuhan city is generally environmentallyfeasible from the ecosystem protection perspectives, while the expansion of construction land should be strictly controlled. The Ecosystem Services Evaluation was considered to be a synthetic and quantitative method for the PEIA on landuse master planning, and some aspects of the application such as the identification of the ESV parameters should be improved in the further studies.
