耕地面源污染治理：纳入生态效益的农户补偿标准

李晓平 谢先雄 赵敏娟

摘 要：生态补偿是实现环境保护的重要经济手段，而合理的生态补偿标准是保障补偿政策可行和有效的关键。以水稻生产为例，在选择实验的设计中纳入了生态效益的考量，借助Multinomial Logit（MNL）模型实证分析了农户对耕地面源污染治理补偿方案的受偿意愿，基于此测算了兼顾社会支出最小化原则和农户利益诉求的生态补偿标准。实证结果显示：（1）补偿金对农户耕地面源污染治理参与意愿具有显著激励作用。耕地面源污染治理补偿标准为：化肥、农药分别减施1%的补偿标准是63.15元/公顷·年和49.65元/公顷·年;化肥农药施用量改善到国际平均水平和有机生产水平的补偿标准分别为7 544.40元/公顷·年和11 280.60元/公顷·年。（2）具有户主身份、年轻、受教育程度高、种植规模小、兼业化程度高、耕地面源污染治理生态效益认知程度高、偏好风险以及耕地面源污染治理政策措施了解程度高等特征的农户，更愿意参与耕地面源污染治理生态补偿。据此建议：将农户参与纳入耕地面源污染补偿政策制定环节，补偿标准核算应充分考虑农户经济损失和生态效益，借助各种现代媒体有针对性地向家庭中有话语权的农民进行环保宣传和教育。

关键词：生态效益;补偿标准;耕地面源污染;受偿意愿

中图分类号：F304.4 文献标识码：A 文章编号：1009-9107（2019）05-0107-08

引 言

20世紀以来，化肥农药的大量使用显著提高了农业产量，但是随之产生的耕地面源污染问题因发生频率高、危害范围广以及治理难等特点，已经演变为世界性难题[1-3]。学者们指出，在生产环节减施化肥农药和减排农业废弃物的源头控制技术成为破解耕地面源污染治理难题的关键所在[4-5]。从全社会福利的角度分析，源头控制技术也是防控耕地面源污染，提高耕地系统生态价值的有效措施;但从农户的角度分析，技术短缺和减产风险的存在降低了农户采用上述源头控制技术的积极性。在这一背景下，生态补偿被认为是均衡利益相关者之间利益关系、实现外部收益内部化的有效手段[6-7]，其实质是通过经济补偿的方式，激励农户在经营耕地的过程中主动减施减排，进而促进耕地生态系统保护和农民稳收增收的协调发展。

合理的生态补偿标准是保障补偿政策可行和有效的关键。换言之，耕地面源污染治理补偿标准既要对农户形成足够的激励，又要符合社会支出最小化原则。农户不仅是耕地面源污染治理的执行者，还是耕地生态系统价值的享受者，因而补偿标准应充分考虑农户参与治理的直接经济成本和因环境改善获得的生态效益。但是，当前成本原则为主[8-9]的核算方法多依据农户生态保护行为的机会成本[10-11]、重置成本[12]和实施成本[13]等，忽略了农户因环境改善而获得的生态效益，这一忽略往往会导致补偿标准偏高，造成补偿的低效率。因此，应在成本补偿的基础上充分考虑补偿效率的问题，将农户因耕地生态系统改善获得的生态效益纳入到补偿标准核算体系。

耕地面源污染治理的生态效益包括涵养水源、保护土壤、维持生态系统循环、处理废弃物和提供安全农产品等生态系统服务价值[14-15]，由于市场机制的缺失，这部分生态效益难以通过既有的市场价值评估方法进行估价。鉴于此，本文将借助基于假想市场的非市场价值评估方法——选择实验法（choice experiment，CE），量化农户参与耕地面源污染治理获得的经济损失和生态效益，并在此基础上测算兼顾社会支出最小化原则和农户利益诉求的生态补偿标准。

一、理论分析与研究方法

（一）将生态效益纳入耕地面源污染治理补偿标准的正当性

耕地面源污染治理能够带来生态效益的增值，为了实现最优的治理政策和实践效果，有必要将生态效益纳入治理补偿政策的视野。

假设农户效用函数为U=U（A，E），农产品生产函数为F（X），生态产品生产函数为G（Y）。式中：A表示农业净收入;E表示耕地面源污染治理提供的生态产品;X为农产品生产投入要素，单位成本为W;Y为耕地面源污染治理投入要素，单位成本为R。此外，假设P1为单位农产品价格向量，P2为生态产品价格向量，其经济含义是农户获得的生态效益。效用函数U（A，E）、农产品生产函数F（X）和生态产品生产函数G（Y）分别为单调递增凹函数。为确保理论模型的准确性，本文提出以下假设：

（二）研究方法

耕地生态价值不存在直接的市场交易，无法通过市场进行估价，再加上生态价值的客观数据往往难以获取，因而农户的生态效益评估难度较大。针对这一问题，本文借助选择实验这一非市场价值评估方法测算农户参与耕地面源污染治理的补偿标准。

选择实验法主要是通过构建假想市场[16]获取利益相关者对生态环境改善的支付意愿（willingness to pay，WTP）或者受偿意愿（willingness to accept，WTA），其理论基础是Mcfadden的随机效用理论[17]，即在选择的过程中理性个体往往会选择自身效用最大化的方案。与传统价值评估方法不同，CE包含由多个评估属性的不同状态值组成的选择集，直观且便于比较，并且CE不仅可以测算不同属性的边际效用值，还可以测算各恢复情境的效用值[7]。因此，可以通过构造效用函数估计农户参与耕地面源污染治理前后的福利变动情况。假设农户i从选择集的j个属性组合方案中选择第m个耕地面源污染治理方案所获得效用为Uim，其中包括确定项Vim和随机项εim：

上式中，αi、βi、γi表示待估参数矩阵，ASCim表示特定备择常数（alternative specific constant），当备选方案为基准方案时，ASC赋值为1，此时，ASC的系数αi表示农户选择基准方案的可能性，αi为正，则意味着农户不愿意改变传统生产方式;反之，则意味着农户更愿意选择耕地面源污染治理方案。xim表征耕地面源污染治理措施的矢量矩阵;zim表示实验参与者的社会信息特征变量，往往包括个体特征变量、家庭资源禀赋、心理感知变量和政策认知变量等;ASCimzim是特定备择常数和社会信息特征变量的交叉项，反映社会信息特征变量对实验参与者选择传统生产方式的影响。

二、实验设计

（一）数据来源

本文所用数据来自调研组于2016年12月和2017年12月在陕西省安康、汉中两市对农户进行的实地调研。选择安康市和汉中市作为研究区域的原因主要在于其生态地位的典型性：一是两市不仅在汉江区域，还是南水北调中线工程的水源涵养区，一旦水体发生面源污染，将危及汉江流域乃至京津地区;二是两市位于秦巴生态功能区腹地，并先后被评为国家主体功能区建设试点示范市和国家生态示范区建设试点地区，在该区域实施耕地面源污染治理对于保护生物多样性和区域生态环境安全具有重要意义。

鉴于水稻的用水特性极易造成耕地面源污染，本文选择水稻种植户作为研究对象。实地调研过程采取分层随机抽样的方法展开：首先，综合考虑研究区水稻种植情况和经济发展水平、人口比例等社会经济条件，在安康市和汉中市分别选择了汉阴县、汉滨区和勉县、城固县作为调查区域;随后，每个县随机抽取6个自然村，每个村随机抽取20～30个农户展开面对面的问卷调查。两次调研中，课题组共发放问卷670份，回收有效问卷632份，问卷有效率为94.33%。

（二）选择实验属性及状态值设计

耕地面源污染治理属性及状态值的设计决定着选择情境的真实性和可靠性[18]。为测算符合社会支出最小化原则的生态补偿标准，本文在CE的情境设计中强调了农户参与耕地面源污染治理的生态效益和经济损益，具体情境问题为“假设政府通过给予一定经济补偿的方式鼓励你家在水稻种植过程中少用化肥农药并进行农业废弃物回收，综合考虑污染治理给你家带来的生态效益、经济损失和补偿金额，你会选择以下哪个方案？”，备选方案由补偿金、化肥减施量、农药减施量和农业废弃物回收等属性及其状态值组成。

为提高实验设计的合理性，调研小组通过预调研对40户农户进行了深入访谈。针对情境问题“在耕地利用的过程中，若政府通过经济补偿的方式鼓励农户保护耕地生态系统。在一定经济补偿的前提下，你是否愿意执行安全清洁生产模式（完全不用化肥，使用生物农药和除虫灯，秸秆还田、农药瓶和农膜回收）？”有38户农户表示愿意;针对情境问题“为保护耕地生态环境不被破坏，若在你家土地上推广上述安全清洁生产模式，以水稻生产为例，你觉得每年每亩地应获得多少补偿？”38户农户中，答案分别介于0～1 000元之间，具体而言分别是（600， 1 000]，3人;（100， 600]，30人;（0，100]，5人。此外，通过预调研了解到，研究区域内有机大米生产基地完全不施化肥农药的生产模式下，水稻减产一半左右。按照这一技术指标进行折算，普通水稻的亩均收入约为1 055元，不施化肥农药后亩均水稻收入约为481元，亩均经济损失大概是574元。介于以上经验，选择实验补偿金属性的上限为600元，结合农户生态效益的考量，补偿金的状态值分为选择了0元、150元、200元、300元、400元、500元等，具体情况见表1。

耕地环境友好型源头控制技术是指在农业生产过程中尽可能不用或少用化肥、农药、农膜等化工产品，并进行秸秆等农业废弃物的循环利用[19]。根据这一定义，本研究初步确定了减施化肥、减施农药和进行农业废弃物回收作为耕地面源污染治理属性;同时在搜集文献资料，咨询农业科学和环境科学专家的基础上设计了属性的状态值，通过预调研最终确定了如表1所示的属性及状态值。其中，化肥减施量主要是依据国际施肥标准进行设计，中国亩均化肥投入量是世界平均水平的3.7倍，也是国际公认安全上限的1.93倍，这意味着化肥减施大约75%时能够与世界平均水平持平，减施大约50%能够达到国际公认的安全上限，因此，化肥状态值设置4项状态值：维持现状、化肥减施25%、化肥减施50%、化肥减施75%。农药减施量状态值的设计参考化肥的状态值。农业废弃物回收是指将秸秆、化肥农药包装和农膜等农业废弃物进行定点投放、深埋等无害化处理，鉴于部分农户已进行自发进行秸秆回收和农膜、农药瓶回收，农业废弃物回收率状态值设置为全部分类回收和维持现状。其中，选择的基准方案是当前传统的生产方式，即化肥、农药和农业废弃物维持现状，以及补偿标准0元。

确定耕地面源污染治理属性及其状态值后进行选择实验调研问卷设计。由于本研究中包含的3项环境友好型生产措施及补偿金分别有4、4、2、7个状态值，可能的选择集总共有（4×4×2×7）2=50 176个。在实际操作中，让农户在全部选择集中进行选择是不现实的。因此，本文通过Ngene1.1.1软件进行正交实验设计，根据隐含价格方差最小化原则得到12个能够代表所有选择集数理特征的实验组合。本研究中，每份问卷包含3个独立的选择集（即每个实验参与者需要进行3次独立的选择实验），每个选择集包括3个备选方案，2个耕地面源污染治理方案和1个传统生产方案，选择实验选择卡见表2。

三、实证分析

（一）样本描述

统计数据显示，在耕地面源污染治理方案选择过程中，632个实验参与者中有47人始终选择保持现状，占全部样本的7.44%，说明92.56%的农户愿意在一定补偿的前提下参与耕地面源污染治理，表明补偿金对农户污染治理参与意愿具有显著激励作用。

基于福利经济学理论、农户行为理论及国内外相关研究，本文农户生态补偿接受意愿的影响因素主要选择了个体特征变量、家庭资源禀赋、心理感知变量和政策认知变量4大类。632份有效问卷中，实验参与者是户主的有455人，占71.99%;年龄最小的为21歲，最大的81岁;平均受教育年限为6.36年;纯农户有263户，占41.61%;家庭平均种植面积为4.23亩。具体样本描述性统计特征见表3。

（二）MNL模型估计结果

实证部分运用Stata14.0统计软件对632个农户的5 688个选择数据进行分析，采用经典的Multinomial Logit （MNL）模型分别对只有属性变量的基本模型和包含了社会经济变量的交叉项模型进行分析，估计结果如表4所示。P值显示2个模型都通过了1%的显著性检验，模型拟合效果较好。2个模型对耕地面源污染治理措施的估计系数一致，进一步说明估计结果具有稳健性。对2个模型进行似然比检验，结果表明-2×（LL模型1-LL模型2）统计量显著通过了卡方检验，说明模型2的拟合效果显著优于模型1，因此本文根据模型2的实证结果进行分析。

补偿金的系数显著为正数，表明生态补偿能够显著提高农户的福利水平，补偿金对农户耕地面源污染治理参与意愿具有正向激励作用。化肥减施量和农药减施量的系数显著为正，表明化肥和农药分别减施1%时给农户造成的福利损失分别是0.006 8、0.005 3，显然，农户不愿主动采取耕地面源污染治理措施。农业废弃物回收率变量不显著。调研中发现，农业生产中部分农户已经自主采取了秸秆还田、农药瓶和农膜回收，而有的农民尚未进行农业废弃物回收，可能是复杂的现实导致农户对农业废弃物回收属性的选择偏好差异较大，导致该变量不显著。

补偿金和耕地面源污染治理措施的系数互为相反数，说明补偿金和耕地面源污染治理措施之间存在互补效应，进一步说明生态补偿能够有效激励农户采取耕地面源污染治理措施。

ASC与被调查者是否户主交叉项的系数显著为负，与年龄交叉项的系数显著为正，与农户受教育年限交叉项的系数显著为负，说明具有户主身份、年轻和受教育程度高的农民更愿意改变传统生产模式，参与耕地面源污染治理生态补偿。相对而言，户主、年轻和受教育程度高的农户接受新思想的意识更强，改变传统生产模式的能力更强，同时对于耕地面源污染治理生态效益的认知也更深刻，因而这部分农户更愿意接受耕地面源污染治理的生态补偿政策。

ASC与耕地面积交叉项的系数显著为正，说明农户种植规模越大越愿意选择传统生产模式，原因可能在于种植规模越大农业收入越高，农户对农业收入的依赖性也随之提高，因而农户可能因担心补偿金不能弥补其参与耕地面源污染治理的损失而不愿改变现状。

ASC与家庭兼业化程度交叉项的系数显著为负，说明家庭兼业化程度越高农户越愿意改变传统生产模式，原因可能在于兼业化程度越高，农户进行农业生产的机会成本越高，因而其更愿意选择具有“节劳”效果的治理模式。

ASC与农户生态效益交叉项、风险偏好程度交叉项的系数均显著为负，表明耕地面源污染治理生态功能认可程度高、偏好风险的农户更愿意改变传统生产模式。原因可能在于：一方面，耕地环面源污染治理生态价值高的农户参与耕地面源污染治理的积极性更高;另一方面，具有冒险精神的农户往往更愿意接受新政策，尝试新技术，是新政策推广中的“积极者”，因而其参与耕地面源污染治理的意愿更高。

ASC与农户耕地面源污染治理政策措施了解程度的交叉项系数显著为负，说明对耕地面源污染治理政策的了解程度越高，农户越愿意改变传统生产模式。原因在于耕地面源污染治理政策了解程度高的农户往往对耕地面源污染治理的生态价值及其正外部性具有更深刻的理解，因而其更愿意亲自参与污染治理。

（三）补偿标准测算

合理的补偿标准应充分考虑农户的经济损失和生态效益。根据公式（10）可计算农户对耕地面源污染治理措施的边际受偿意愿。结果显示，农户对化肥和农药分别减施1%的受偿标准是63.15和49.65元/公顷·年。根据公式（11）可测算不同恢复效果的生态补偿标准（见表5）。

鉴于中国亩均化肥农药的投入量分别是世界平均水平的3.7倍和2.5倍，化肥农药的施用量从传统生产模式恢复到世界平均水平，生态补偿标准为7 588.95元/（公顷·年），化肥减施73%和农药减施60%补偿标准分别为4 607.70元/（公顷·年）、2 981.25元/（公顷·年）。根据农产品环境友好型生产要求，有机生产方式下不使用任何人工合成的化肥和农药，并且需要清洁无污染的生产环境，是环境最友好的农产品生产方式[22]。从传统生产模式恢复到环境最友好的有机生产方式，生态补偿标准为11 280.60元/（公顷·年），其中不施化肥和农药的补偿标准分别为6 311.85元/（公顷·年）和4 986.75元/（公顷·年）。

四、结论与讨论

（一）结论与政策建议

本文以安康市和汉中市的水稻生产为例，以农户受偿视角为切入点，结合选择实验法测算了纳入农户生态效益的耕地面源污染治理补偿标准。根据实证结果可得出以下结论与政策建議：

1.实证结果显示，补偿金对水稻种植户耕地面源污染治理参与意愿具有显著激励作用;化肥和农药分别减施1%补偿标准是63.15元/（公顷·年）和49.65元/（公顷·年）;化肥农药施用量从传统生产方式改善到国际平均施用水平和有机生产水平的补偿标准分别是7 588.95元/（公顷·年）和11 280.60元/（公顷·年）。本补偿标准是农户根据农业生产收益、参与治理的经济损失以及治理后环境改善生态效益的综合预期，是农户受偿视角的补偿下限。该结论的政策启示是：在制定耕地面源污染治理生态补偿政策时，一方面，应将农户参与纳入补偿政策设计环节，充分倾听农户利益诉求;另一方面，补偿标准测算应同时考虑农户参与治理的经济损失和因环境改善获得的生态效益。

2.农户的社会经济特征对其耕地面源污染治理受偿意愿存在显著影响。户主、年轻、受教育程度高、种植规模小、兼业化程度高、耕地面源污染治理生态效益认知程度高、偏好风险以及了解耕地面源污染治理政策措施的农户，更愿意参与耕地面源污染治理生态补偿。这意味着农户耕地面源污染治理受偿意愿不仅受个人及家庭禀赋的限制，还受其环保意识和政策环境的约束，该结论的政策含义是：在耕地面源污染生态补偿政策落地过程中，借助各种现代媒体（如网络、卫星电视、广播等）有针对性地向家庭中有话语权的农民进行环保教育，提高农户参与耕地面源污染治理的主观积极性。

（二）讨论

纳入生态效益的耕地面源污染治理补偿标准是符合用户利益诉求的补偿下限，该方法对于国家制定环境保护补偿政策具有重要借鉴意义，为解决农户环境保护参与率低和国家财政补偿有限等问题提供了可行思路。但是由于研究方法和数据的局限性，进一步的研究可从以下几个方面展开：

1.从农户偏好异质性着手设计更符合现实的补偿标准。在农村，农户分化已成为不争事实，面对资本禀赋和偏好各异的农户，需要制定差别化的补偿政策，而如何制定兼顾效率与公平的差别化补偿标准需要进一步讨论。

2.结合Meta（meta-analysis）分析或效益转移（benefit transfer method）得到可供政策制定者参考的一般性补偿标准。本文研究的是秦巴水源地耕地面源污染治理补偿标准，由于不同区域作物生产和社会经济发展的差异，本研究结果具有一定的适用性和推广限制。后续研究可以本文为基础，综合不同区域的研究结果，结合Meta分析或效益转移等方法进一步得到可大范围推广的一般性补偿标准。

参考文献：

[1] 张维理，徐爱国，冀宏杰，等.中国农业面源污染形势估计及控制对策：中国农业面源污染控制中存在问题分析[J].中国农业科学，2004，37（7）：1 026-1 033.

[2] Beharry Borg N， Smart J C R， Termansen M. Evaluating Farmers Likely Participation in A Payment Programme for Water Quality Protection in the UK Uplands[J]. Regional Environmental Change，2013，13（3）：633-647.

[3] 金书秦，武岩.农业面源是水体污染的首要原因吗？——基于淮河流域数据的检验[J].中国农村经济，2014（7）：71-81.

[4] 饶静，许翔宇，纪晓婷.我国农业面源污染现状、发生机制和对策研究[J].农业经济问题，2011（8）：81-87.

[5] 罗小娟，冯淑怡，Reidsma Pytrik，等.基于农户生物—经济模型的农业与环境政策响应模拟——以太湖流域为例[J].中国农村经济，2013（9）：72-85.

[6] 袁伟彦，周小柯.生态补偿问题国外研究进展综述[J].中國人口·资源与环境，2014，24（9）：76-82.

[7] 徐涛，赵敏娟，乔丹，等.外部性视角下的节水灌溉技术补偿标准核算基于选择实验法[J].自然资源学报，2018，33（6）：1 116-1 128.

[8] Claassen R，Cattaneo A，Johansson R.Cost-effective Design of Ari-environmental Payment Programs： U.S.Experience in Theory and Practice[J]. Ecological Economics，2008，65（3）：737-752.

[9] 李京梅，陈琦，姚海燕.基于选择实验法的胶州湾湿地围垦生态效益损失评估[J].资源科学，2015，37（1）：68-75.

[10] Wnscher T，Engel S，Wunder S.Spatial Targeting of Payments for Environmental Services：A Tool for Boosting Conservation Benefits[J].Ecological Economics，2008，65（3）：822-833.

[11] 李国平，石涵予.退耕还林生态补偿标准、农户行为选择及损益[J].中国人口·资源与环境，2015，25（5）：152-161.

[12] 耿翔燕，葛颜祥，张化楠.基于重置成本的流域生态补偿标准研究——以小清河流域为例[J].中国人口·资源与环境，2018，28（1）：140-147.

[13] 段靖，严岩，王丹寅，等.流域生态补偿标准中成本核算的原理分析与方法改进[J].生态学报，2010，30（1）： 221-227.

[14] Agency E E.Scaling up Ecosystem Benefits：A Contribution to the Economics of Ecosystems and Biodiversity （TEEB） Study[M].Luxembourg：Office for Official Publications of the European Union，2010：9-11.

[15] 马爱慧，蔡银莺，张安录.基于选择实验法的耕地生态补偿额度测算[J].自然资源学报，2012（6）：1 154-1 163.

[16] Adamowicz W，Boxall P，Willimas M， et al.Stated Preference Approaches for Measuring Passive use Values：Choice Experiments and Contingent Valuation [J].American Journal of Agricultural Economics，1998，80（1）： 64-75.

[17] Mcfadden D.Conditional Logit Analysis of Qualitative Choice Behavior[J].Frontiers in Econometrics，1974（1）：105-142.

[18] 姚柳杨，赵敏娟，徐涛.耕地保护政策的社会福利分析：基于选择实验的非市场价值评估[J].农业经济问题， 2017（2）：32-40.

[19] 张利国.农户从事环境友好型农业生产行为研究——基于江西省278份农户问卷调查的实证分析[J].农业技术经济，2011（5）：114-120.

[20] 朱兆良，David Norse，孙波.中国农业面源污染控制对策[M].北京：中国环境科学出版社，2006：1-3

[21] 冀伟珍.农业面源污染的原理及其防治的新进展[J].中国西部科技，2008，7（36）：7-9.

[22] 李秀芬，朱金兆，顾晓君，等.农业面源污染现状与防治进展[J].中国人口·资源与环境，2010，20（3）：81-84.

（下转第124页）