耕地价值评估篇(1)

Abstract： This paper analyzes the construction of the farmland value based on the theory of the total value of land resources， farmland value includes the value of the actual productivity gains， the value of social security， the value of social stability and the value of ecological security. Taking Xianning as an example， estimates the multi-functional value of the city's cultivated land per unit area.

关键词： 耕地多功能价值；价值评估；耕地保护

Key words： multi- functional value of the cultivated land；valuation；farmland protection

中图分类号：TU984 文献标识码：A 文章编号：1006-4311（2012）34-0116-03

0 引言

随着我国经济的快速发展以及工业化和城市化的不断推进，耕地资源数量不断减少，保护18亩耕地红线形势严峻。长期以来，在农地征用过程中，征地补偿价格往往是以耕地直接的经济产出价值为度量依据，忽略了农地的生态价值和社会价值，因而无法从根本上解决农地征收补偿偏低的问题，由此引致的被征地农民权益受侵害、地方政府强烈的征地偏好等一系列社会和经济问题也难以根治[1]。

因此，有必要对耕地资源的综合价值进行明确界定和全面测算，除了测算其直接的生产收益价值以外，还要综合考虑耕地的社会价值和生态价值。本文试图在相关学者对耕地价值组成研究的基础上[2-4]，以咸宁市为例进行实证研

究，探讨耕地资源综合价值的量化方法，评估咸宁市域内耕地的综合价值。

1 耕地资源的价值构成

耕地资源作为人类生产的重要物质基础和载体，一方面能生产各种农产品，为农民提供基本的生活、就业和养老等保障，同时保障国家和地区粮食安全，维护社会稳定；另一方面，耕地具有涵养水源、净化空气、调节局部小气候等生态服务功能；从现有研究来看，一般认为，耕地资源价值包括生产收益价值，社会保障价值、社会稳定价值和生态服务价值。即V=VC+VS+VW+Vh，其中，V为单位面积耕地的总价值，VC为单位面积耕地的生产收益价值，VS为单位面积耕地的社会保障价值，VW为单位面积耕地的社会稳定价值，Vh为单位面积耕地的生态环境价值。

2 耕地资源多功能价值评估体系

2.1 耕地生产收益价值评估 耕地具有土地资源的固定性和永续利用性，耕地的使用者占有某块耕地时，能在未来年期内持续不断的获得收益。因此，耕地的生产收益价格就表现为随时间延续而能不断取得的纯收益的现值的总和。为了计算方便，我们假设未来年期内耕地每年的收益不变，为A，为获得收益A而必须支出的年总费用为C，还原利率为r，则未来年期内耕地净收益的现值之和为：

VC =（A-C）/r，其中，A=■Pi·Si·Vi，C=■Si·Ci（1）

Pi为第i种农作物的平均年产量；Si为第i种农作物的播种面积；Vi为第i种农作物的产品单价；Ci为第i种农作物的单位面积成本。

还原利率的确定可以采用租价比法或者安全利率调整法，租价比法即利用土地纯收益和土地价值的比值确定还原率；而安全利率调整法是用安全利率加上风险调整值来确定还原利率。

2.2 耕地社会保障价值评估 耕地的社会保障功能是指耕地具有代替政府的社会保障资金而承担的保障农民个人生存和后代延续的功能。耕地作为农民生存安全最基本的保障，其保障功能主要体现为耕地提供给农民的就业养老和医疗保障。在耕地社会保障价格的评估方法中，保险费法、平均生活费法、最低社会保障金法、安置补偿费法是评估耕地社会保障价格的4种方法[5]。保险费法是参照城镇居民的社会保障标准，以农民失去土地后，完全靠投保于保险公司获得保险费为前提，来计算耕地社会保障价格的一种方法。安置补偿费法是以依法征用耕地所需支付的安置补偿费用为量化标准来测算耕地的社会保障价格。

2.3 耕地社会稳定价值评估 耕地的社会稳定价值是指耕地为社会提供粮食保障而产生的社会稳定功能所具有的价值。耕地非农化中的耕地开垦费是对占用耕地的价值补偿，因此可以根据替代原则，将耕地开垦费看做耕地社会稳定功能价值的量化指标。根据《土地管理法》，耕地开垦费由省级人民政府根据本省耕地质量平均水平和耕地后备资源开垦难易程度综合研究确定，表现为国家对占用耕地所收取的费用。在我国，国家对占用耕地收取的费用主要包括耕地占用税、新增建设用地有偿使用费和耕地开垦费。

2.4 耕地生态环境价值评估 耕地的生态环境价值是指耕地以及耕地上的作物构成的生态系统具有的生态环境价值。耕地的生态环境价值主要体现在涵养水源、控制侵蚀、调节气候、维持生物多样性等方面。对耕地生态价值的评估的方法很多，考虑到部分方法本身的局限性和方法所需数据采集的困难性，本文采用谢高地等学者对各种生态系统服务价值估算的成果，利用收益还原法确定耕地所具有的生态功能价值。

3 实证研究

3.1 研究区概况 咸宁市位于湖北省南部，总面积9861公里，2010年末全市户籍总人口296.41万人，2010年全市实现地区生产总值520.33亿元。随着当地经济的迅速发展和城市建设用地规模的不断扩张，咸宁市耕地面积由1995年的18.878万公顷减少到2010年的15.585万公顷，年均减少2058公顷，耕地不断向非农业部门流失，耕地保护形势日益严峻。

3.2 耕地生产收益价值测算 根据咸宁市农作物的种植结构和资料收集情况，本次测算选取了小麦、玉米、稻谷、大豆、油料、棉花七类农作物作为耕地生产力核算的基准作物。根据2011年《咸宁市统计年鉴》和中国统计年鉴以及相关网站的数据，可得表2。

由表2数据根据前述公式（1）计算可得：七类作物的年总纯收益为71139.70万元，播种面积为246.06千公顷，占全市农作物总播种面积397.39千公顷的61.92%，考虑到其他农作物的经济收益较少，因此适当提高计算比例至70%，则咸宁市耕地年总纯收益为71139.70÷70%=101628.15

万元。咸宁市耕地面积为15.585万公顷，则咸宁市单位面积耕地的年经济收益为：101628.15×10000÷（15.585×10000）=6520.95元/公顷。

2010年底，我国金融机构一年定期存款利率为2.75%，

以此作为耕地的安全利率。同年银行一年期贷款利率为

5.81%，以此作为风险基数，扣除银行的经营成本（存款利率）和经营利润，即可看成是风险利率，银行属高利润行业，经营利润取20%，则在存款利率之外，再扣除经营利润即2.75%的20%，为0.55%，在其它因素忽略不计的情况下，余下的差额就是资本经营的风险，因此耕地风险调整系数为：5.81%-2.75%-0.55%=3.61%。则咸宁市的耕地生产收益价值VC=6520.95÷（2.75%+3.61%）=102530.66元/公顷，即10.25元/m2。

3.3 耕地社会保障价值测算 耕地的社会保障价值可以通过前文所述的几种方法进行测算，考虑到数据的可得性，采用安置补助费方法来测算，也就是以耕地补偿费、安置补助费、地上附着物和青苗补偿费的总和作为耕地的社会保障价格。根据《土地管理法》第47条的相关规定：“征收耕地的土地补偿费，为该耕地被征收前三年平均年产值的六至十倍。”“每公顷被征收耕地的安置补助费，最高不得超过被征收前三年平均年产值的十五倍。”考虑到中国的征地现状，本此测算的土地补偿费按前三年平均产值的10倍计算，安置补助费按前三年平均产值的15倍计算。附着物和青苗补偿费按前三年平均产值的0.5倍计算，根据统计年鉴，2010前三年咸宁市耕地收益差别不大，因此，为计算方便，以2010年的耕地收益作为以上费用的计算基数。即VS=6520.95×（10+15+0.5）=166284.23元/公顷，即16.63元/m2。

3.4 耕地社会稳定价值测算 根据《中华人民共和国耕地占用税暂行条例》，耕地占用税的税额按实际占用的耕地面积（以县为单位）计税。根据《2011年湖北统计年鉴》，咸宁市人均实际占有耕地面积0.95亩，则耕地占用税标准处在10～50元/m2之间，取其中间值30元/m2。根据《新增建设用地土地有偿使用费收缴使用管理办法》的规定，全国新增建设用地土地有偿使用费征收标准分为15等，咸宁市耕地大部分处在收费分区的第八、九、十等，因此以第九等17元/m2作为咸宁新增建设用地有偿使用费的标准；根据《湖北省土地管理实施办法》规定，耕地开垦费按照征地补偿费总额的1.5倍收取，征地补偿费按照年产值的6～10倍计算。这里以8倍计算。根据前文计算结果可知，咸宁市耕地年产值为6520.95元/公顷，因此咸宁市耕地开垦费为6520.95×8×1.5元/公顷，即7.83元/m2。则耕地社会稳定价值为VW=30+17+7.83=54.83元/m2。

3.5 耕地生态环境价值测算 咸宁市耕地的生态服务价值根据表1为基础，采用收益还原法测算价值。由表1可知，每公顷农田在气候调节、气体调节、水源涵养等九个方面的生态服务总价值为6114.3元，还原利率取2.75%，咸宁市每公顷耕地的生态服务价值为：Vh=a/r=6114.3/2.75%元=222338元，即22.23元/m2。

综上所述可得2010年咸宁市耕地资源各类功能的价值量，如表3。

4 结论与分析

实证分析结果表明，咸宁市耕地资源综合价值为

103.94元/m2。而调查发现，该地区征用耕地的补偿价格，最高才为58.72元/m2，仅为耕地资源综合价值的56.49%，尚有43.51%被忽视。可见，耕地的征用价格并没有完全反映耕地资源的综合价值，从而助长了耕地资源的过度占用和流转。从前述计算结果可知，传统价值核算方法估算咸宁市耕地价值（经济价值）为10.25万元/公顷，而当年耕地的非市场价值（社会价值和生态价值）达到93.69万元/公顷。显然传统方法未考虑耕地的非市场价值，其结果导致耕地价值被严重低估。而当前的征地补偿机制是按照耕地产值倍数法进行补偿，这种补偿标准只是单一地反映了耕地的经济价值，而完全忽视了耕地的社会和生态价值。咸宁耕地的社会和生态价值在耕地总价值中的比重超过90%，而耕地的最高补偿价格仅为耕地资源综合价值的56.49%，可见失地农民并未得到合理补偿。因此，全面评估耕地的综合价值，才能调整目前不合理的土地增值收益分配格局，切实保障农民利益。

参考文献：

[1]肖屹.失地农民权益受损与中国征地制度改革研究[D].南京：南京农业大学，2008，124-126.

[2]周建春.中国耕地产权与价值研究——兼论征地补偿[J].中国土地科学，2007，21（1）：4-9.

[3]刘雯波.我国土地发展权研究现状[J].安徽农业科学，2009，37（19）：9214-9216.

耕地价值评估篇(2)

关键词：农田；生态系统；服务价值；湖北省

中图分类号：S181；F062.2 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）15-3685-02

在过去的50年里，世界范围内40%的农田出现退化，这不但削弱了农田生态系统提供服务功能的能力，更引发了一系列的生态环境安全问题，威胁到人类社会的可持续发展。而最近十年，随着环境污染问题的加剧，食品安全问题愈发突出。对于某些限制开发区域来说，农田的直接经济价值并非其服务价值的主要部分，农田生态系统的各项生态服务功能日益引起人们的重视，并尝试在实践中将其作为确定农业生态补偿标准上限的依据。此次研究在借鉴前人已有研究成果的基础上，对湖北省农田生态系统服务价值进行初步测算，拟为农业生态补偿标准的确定提供依据。

1 研究方法与指标

生态系统服务功能价值评价方法一直是生态学领域的热点，计算方法很多，如机会成本法、防护成本法、基本成本法、生产成本法、人力资本法、置换成本法、旅行成本法、市场价值法、影子价格法、影子工程法等，然而按照上述方法计算出来的生态系统服务功能的价值往往非常大[1-10]。本文所用到的相关指标及计算公式，参考胡喜生等[5]关于非建设用地生态系统服务价值估算方法，主要用到以下指标。

1.1 生态系统服务价值当量因子

对于生态系统服务价值当量因子，针对其所得数据偏差较大的问题，有学者在对我国200位生态学者进行问卷调查的基础上，制定出我国生态系统生态服务价值当量因子表，给出中国陆地生态系统单位面积生态服务价值当量因子[2]。生态系统生态服务价值当量因子是指生态系统产生的生态服务的相对贡献大小的潜在能力，定义为1 hm2全国平均产量的农田每年自然粮食产量的经济价值。以此可将权重因子表转换成当年生态系统服务单价表，经过综合比较分析，确定1个生态服务价值当量因子的经济价值量等于当年全国平均粮食单产市场价值的1/7。

1.2 研究区域某种生态生产性土地的作物面积、产量和价格

依据总产量、总产值和面积计算出该区域各类生态生产性土地单位面积价值。主要作物的面积、产量、总产值来源于各地区年鉴，在此基础上经计算得到各种主要作物单位面积价值。

1.3 计算公式

在以上公式中，Pa为一个服务价值当量因子的经济价值量；Pi为i类土地生态系统单位面积的经济产值；Pij为i种土地生态系统j服务功能的单位面积价值；eij为i种土地生态系统j种服务功能的当量数。在生态生产性土地的划分中，非建设用地耕地、林地、草地、水域都可以按以上公式计算。本研究仅以耕地为例计算。

2 湖北省的农田生态系统服务价值测算

湖北省农田生态系统服务价值的计算，主要是参考胡喜生等[5]以福州市为例研究的基于生态系统服务价值的土地转移机会成本核算，借鉴其对农田生态系统服务价值的计算方法，核算湖北省农田生态系统服务价值。根据《湖北省统计年鉴》公布的湖北省主要农作物（包括粮食、棉花、油料、肉类、水产品），选择农地产出粮食、棉花、油料这3种农作物的单位面积经济价值（表1）来计算其他生态系统服务功能的经济价值。

根据已有研究及湖北省的具体情况，将各类土地利用类型与最接近的生态系统类型联系起来，从而给出各种土地生态系统单位面积的服务价值当量数。其中耕地与农田对应，可计算出不同土地生态系统的单位面积生态服务价值（表2）。

鉴于笔者对湖北省农地生态系统服务价值的研究还处于初步探索阶段，为了可靠起见，先研究农田（耕地）的生态系统服务价值，林地、草地、水域可采用同样方法进行计算。

3 小结与讨论

以农业大省湖北省为例，对其耕地生态系统服务价值所包含的气体调节、气候调节、水源涵养等功能进行测算。研究表明，湖北省耕地系统提供着较高的服务价值，其服务功能总价值约为13 205元/（hm2·a）。湖北耕地系统服务价值的大小排列为废物处理>水源涵养>生物多样性保护>气候调节>食物生产>气体调节>原材料供应>娱乐文化。可以看出，废物处理服务价值占总价值的26%，是耕地生态系统中相对较强的一项服务功能。娱乐文化价值仅占0.16%，是耕地生态系统中相对较弱的一项服务功能。

耕地生态系统既有自然生态系统的基本特征，又具有社会经济系统的一些特性，对其生态系统服务功能价值进行研究，有利于为生态补偿标准制定提供依据和指导，提高公众的生态意识。研究为可靠起见，仅选取湖北省2010年的数据，对耕地系统进行评价，计算结果只是耕地系统的服务功能价值，对于农田生态系统服务功能评价指标、评价方法的选择，还有待进一步探讨和完善。

参考文献：

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[2] 谢高地，鲁春霞，冷允法，等.青藏高原生态资产的价值评估[J].自然资源学报，2003，18（2）：189-196.

[3] 胡喜生，洪 伟，吴承祯. 福州市土地生态系统服务功能价值的评估[J].东北林业大学学报，2011，39（12）：90-94.

[4] 张 丹，闵庆文，成升魁，等.传统农业地区生态系统服务功能价值评估——以贵州省从江县为例[J].资源科学，2009，31（1）：31-37.

[5] 胡喜生，洪 伟，吴承祯. 基于生态系统服务价值的土地转移机会成本核算——以福州市为例[J].贵州大学学报（自然科学版），2012，29（1）：125-130.

[6] 邹昭晞.北京农业生态服务价值与生态补偿机制研究[J].经济与管理研究，2010（10）：96-101.

[7] 杨志新，郑大玮，文 化.北京郊区农田生态系统服务功能价值的评估研究[J].自然资源学报，2005，20（4）：564-571.

[8] 李菲云，吴方卫.沪郊农田生态系统服务功能价值评估[J].上海农村经济，2006（9）：22-25.

耕地价值评估篇(3)

关键词：市场经济体制；土地估价；问题和策略

中图分类号：F301 文献标识码：A

农用地一般包括耕地、园地、林地、草地、养殖水面等，这些土地的作用主要是进行农业生产。下面针对农用地价格特点和土地特点展开分析：

价格特点：农用地是人类生产环境的组成部分，同时兼具生产资料和自然资源两个方面的特点，所以，农用地也就包含了无形价值和实际使用价值两个方面的价值，但是生态、文化和环境等因素并未在显示市场中得到体现。

土地特点：农用地的特点是影响估价的重要因素，农用地主要包含了几个方面的特点。第一是农用地对自然环境因素的要求比较高，但是其他非农业土地的收益却要远远高于农用地；第二是农用地可以有多个方面的用途，适应性较强，但是同样具有使用上的不可逆性；第三是农用地生态脆弱的特点，社会市场经济和自然条件两个因素使得农村土地具有生态脆弱性；第四是农用地对自然条件要求较高，排水灌水、土壤肥力和当地的气候条件对农用地都有重要影响。而随着我国经济的快速发展，对于土地需求的加剧，但是农用地数量有限，可以看到现今农用地资源数量正在快速缩减。

2 农用地估价的意义和问题

进行农用地估价，能够为农民的总资产评估工作提供帮助，因为农用地估价能够测算出农民的包括耕地在内的不动产的总价值，而且农用地估价能够为农业的可持续发展提供参考，帮助了解全国各个地区的耕地需求状况。耕地转移是农村土地使用权和所有权分离过程中必然发生的，进行农用地估价，能够帮助确定耕地转移费用的具体水平，发觉农用地的最大生产价值。随着现今城镇化进程的加快，农用地必然会转变为城市用地，这也就意味着农用地使用权和所有权的变更，而占用农用地必须进行补偿，农用地估价能够结合土地质量、社会保障等因素，确定合理的补偿金额。

由于我国的土地市场发展较为滞后，农用地的估价工作不可避免的会出现问题。首先就是我国缺乏统一的价格评估体系。我国在1951年制定了《县级土地评价技术规程》，但是规程所述方法主要是对农用地的自然环境因素进行评价，针对经济方面的评价较少；虽然各地开展的农民土地估价属于经济范畴，但是没有科学合理的评价依据；随着我国土地使用制度改革的普及，我国又颁布了诸如《农用土地分等级规划规程》，但是针对农用地估价仍然缺少法律法规，无法形成统一的农用地估价体系。

第二个问题，是我国的农用地估价无法和定级、分等工作很好的衔接。现今，我国的农用地的估价、定级、分等工作往往是单独进行，很少进行三者综合的评价，造成实际的评价结果不具参考性。可以看到，只有将农用地定级、分等工作和估价工作衔接起来，才能保证评价结果具有综合性和科学性。

3 农用地的估价方法

下面先对农用地的估价方法进行综合分析，首先是最基础的农用地等别基准地价的评估，结合农用地的的分等数据，可以得到计算平均条件下的标准粮实际总量的公式：标准粮理论总量×土地利用系数。例如水稻的价格为1.8元/千克，小麦的价格为0.8元/千克，权重分别为0.55和0.45，得到标准粮的平均加权价格：1.8×0.55+0.8×0.45=1.35元/千克；另土地的投入有劳动力投入和物质投入，计算纯收益的公式为：标准粮实际总量×价格-物质资金量-劳动力资金量。第二是农用地级别基准地价的估价，可以得到计算公式为：标准粮价格

由于农用地兼具质量价值和生产资料两个方面的特点，具有社会稳定价值、保障价值和环境价值，可以采取多种方法进行价值估算：

市场比较法：市场比较法是依据替代原则进行的估价方法，需要对比市场上情况相似、价值相同的土地交易的实例，进行农用地估价。修正影响土地交易的日期、区域和其他因素，得到待估土地的价值的估算方法。

收益还原法：这种方法是将待估农用地的正常纯收益，按照一定的收益还原比率还原为总收益的方法。相应的计算公式为p=a/（1+r）+a/（1+r）2+...+a/（1+r）na/r[1-1/（1+r）n]，如果n趋向于无穷大，可得到p=a/r，a是预算的土地净收益，r为土地还原比率，p为代表地价。

成本逼近法：这种方法是将产量较低农田进行改造的总花费作为依据，运用经济学原理，结合利息和利润，以及国家政策要求的税金和增值收益等数据，修正后作为农用地的估价。相应的计算公式为S=Aa+Ab+T+P1+P2+P3，其中P3增值数额，P2为利润而P1为利息，T是税金，Aa和Ab为土地的取得费和开发费用，P为土地价格。

环境价值估算法：一部分农用地还具有传统的文化特色或者具有独特的经营方法以及地方特色，这些也是具有一定价值的因素，所以要进行环境价值评估，主要方法有人力资本法、市场价值法等。

结语

由于我国城镇化进程的加快，但是农用地估价方法仍然不足，在进行土地估价时会产生问题，所以应该综合分析环境价值、社会价值等因素，运用市场比较、收益还原等方法，做好农用地估价工作。

参考文献

[1]郑湘梅.农用地分等定级估价成果的特点与应用[J].改革与理论，2003（12）：88.

耕地价值评估篇(4)

关键词 生态服务功能;生态退耕;土地利用变化;安塞县

中图分类号 F062.2 文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2010)03-0111-06 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2010.03.021

生态退耕(退耕还林还草)是1999年以来影响安塞县乃至整个西部地区土地利用变化的最重要的政策措施。利用统计资料和农户调查资料,在分析生态退耕引起的土地利用变化的基础上,采用生态价值估算的方法,定量分析了1999-2006年间该政策引起的土地利用变化对区域生态的影响,估算了安塞县区域生态服务价值储量以及生态服务功能变化情况,揭示了生态建设的土地利用变化生态效应,可为区域生态建设对农户生计的影响及其补偿机制研究提供依据。

1 区域生态服务价值的变化

生态系统服务价值是衡量生态系统服务功能的一个可公度的定量指标,它指人类从生态系统中获得的收益。生态建设促进了土地利用的变化,改变生态系统所提供的生态服务功能,造成区域生态系统服务价值的改变[1]。

1.1 估算方法

生态系统服务价值的估算需要确定单个生态类型的单位面积生态服务价值和生态/土地利用类型的面积。1997年,Costanza等[2]将生态系统服务功能划分为大气调节、气候调节、扰动调节、水分调节、水供应、侵蚀控制、土壤形成、营养物循环、废物处理、传粉、生物控制、栖息地、食物供应、原材料、基因资源、娱乐、文化等17类,并分别计算了不同类型生态系统的各类型生态服务的价值。之后,我国也相继开展了生态服务价值的评估,如陈仲新、张新时[3]和谢高地等[4]分别对中国陆地生态系统、青藏高原生态系统、中国草地生态系统等进行了连续多年的研究,提出了一套比较适合中国特点的计算参数。本文主要以Costanza的生态服务价值参数为基础,考虑陈仲新、张新时以及谢高地等人的研究成果,对耕地和水域的生态价值作了适当调整。

根据生态特征和生态服务功能的相似性,对安塞县的土地利用类型进行了重新归类,划分为以下7类:耕地(含田坎、农田水利用地);园地;林地;草地;居民工矿用地(包括城乡居民点和工矿用地,其他农用地中的畜禽饲养地,设施农用地,农村道路);水域(包括湖、河及水库水面等);未利用地(包括沙地、盐碱地、裸土地、裸岩石砾地等)。

1.2 安塞县1998-2005年生态服务价值的变化

根据土地利用变更调查数据,以生态服务价值作为生冉圣宏等:生态退耕对安塞县土地利用及其生态服务功能的影响中国人口•资源与环境 2010年 第3期表1 安塞县1998-2005年基于生态服务类型的生态服务功能的变化(万元)

Tab.1 Changes of ecosystem service value based on different ecosystem service types in

Ansai County from 1998 to 2005 (104 Yuan)

年份

Year199819992000200120022003200420051998-2005年

的变化率(%)

Change rate from1998-2005大气调节

Gas regulation1 277.31 288.71 300.01 343.71 380.21 471.21 517.61 523.219.25气候调节

Climate regulation4 370.94 543.74 621.85 001.45 402.86 549.07 262.17 351.468.19扰动调节

Disturbance regulation10 447.510 478.010 551.010 802.010 988.611 407.111 580.311 600.911.04水分调节

Water regulation9 461.49 418.19 422.89 431.59 444.19 472.89 485.29 486.70.27水供应

Water supply7 680.57 620.77 653.77 709.27 690.87 525.87 336.97 312.3-4.79侵蚀控制

Erosion contro land

sediment retention1 947.51 937.01 960.42 016.02 028.41 999.01 931.31 922.3-1.30土壤形成

Soil formation592.0610.6619.0660.0703.3826.9903.7913.354.26营养物循环

Nutrient cycling152.2155.5156.3161.9169.0190.9205.8207.636.44废物处理

Waste treatment14 674.114 734.714 904.815 445.915 791.216 460.116 633.516 652.613.48传粉

Pollination3 580.13 588.83 593.03 618.33 645.63 724.13 774.03 780.05.58生物控制

Biological control3 478.33 447.63 415.13 304.53 220.23 024.92 939.02 928.1-15.82栖息地

Refugia1 248.61 284.91 305.31 396.31 486.11 733.51 880.61 898.952.08食物供应

Food production11 031.111 029.111 004.510 954.310 944.910 978.811 048.411 056.60.23原材料

Raw materials1 377.21 424.81 446.81 553.01 664.61 982.12 178.92 203.560.01基因资源

Genetic resources141.2144.1144.8149.5155.7175.0188.2189.934.49娱乐

Recreation2 795.42 859.92 898.63 064.93 225.93 664.33 920.63 952.641.40文化

Cultural839.8838.0848.0870.6875.6864.2836.8833.3-0.78合计

Total75 095.075 404.275 846.077 482.978 817.182 049.683 622.983 813.111.61态系统服务功能的定量评价指标,计算了安塞县1998-2005年生态服务功能的变化。表1是基于生态服务功能类型的安塞县生态服务价值的变化。

从表1可以看出,安塞县1998-2005年间,其生态服务价值总体增加了11.61%,其中增加最快的生态服务类型为气候调节、原材料供应以及土壤形成价值,而生物控制和水供应功能则略有下降。

根据各主要土地利用类型的生态服务价值的变化看,农用地(耕地、园地、林地和草地)的生态服务价值有较大的提高,1998-2005年间增加了8 833.3万元,是安塞县生态服务功能增强的主要原因;而其他类型的生态服务功能则略有下降。

2 坡地退耕对安塞生态服务功能的影响

2.1 生态服务价值的修正

在大尺度上研究不同土地利用类型的生态服务价值时,为了简化计算,可将同一土地利用类型(对应同一生态系统)的单位面积生态服务价值视为一个常数。但在小尺度上,不同耕地类型的生态服务价值有较大的差别。例如,旱地与水田的生态服务功能就有很大差别,不同坡度旱地的生态服务功能也各不相同,对安塞县而言,陡坡耕地比缓坡耕地更容易导致水土流失。因此,在对安塞县耕地的生态服务价值进行研究时,应针对不同坡度的耕地类型,对其单位面积的生态价值指数进行修正。

在本研究中,主要对耕地的扰动调节(例如控制洪水等)、水分调节(例如农业灌溉等)、水供应(存储和保存水分)、侵蚀控制(主要指土壤侵蚀等)、食物供应(例如粮食产量)5类生态服务价值指数进行了修正。依据有关黄土丘陵沟壑区耕地坡度与水土流失相关关系的文献对安塞县耕地扰动调节、水分调节、水供应和侵蚀控制的生态服务价值指数的修正;对不同坡耕地食物供应能力的修正,则主要是耕地实地调研和农户调查数据,根据不同坡耕地的平均粮食产量来进行。不同坡耕地单位面积生态服务价值的修正值见表2。

根据相关文献和实地调研结果,安塞县在实施生态退耕政策之前的1998年坡耕地分布情况如表3。由表3可知,实施生态退耕前,安塞县15°以上的坡耕地占总耕地面积的44.5%,是导致该区域水土流失严重的重要原因之一[5-6]。

根据实地调研,在1998-2002年间,纳入安塞县生态建设范围的退耕坡地坡度基本都大于15°,其中15°-25°坡耕地占退耕总面积的49%,大于25°陡坡耕地占退耕总面积的50.9%,沙化耕地占退耕总面积的0.1%;2003年之后,陡坡耕地基本全部退耕,一些小于15°的生产力不高的缓坡耕地也陆续开始进入生态建设的范围,逐步转化为林地或草地。

在生态建设过程中,安塞县的坡耕地退耕后,主要转化为生态林、经济林和草地,由于经济林的生态服务功能更接近于园地,因此本研究在计算生态服务价值时,将经济林归入园地类。由于安塞县生态建设的主要措施就是

表2 安塞县不同坡耕地单位面积的生态服务价值

修正值(元/hm2•a)

Tab.2 Amended values of ecosystem service value of

unit sloping cultivated land in Ansai County

坡耕地类型

The type of sloping farmland缓坡耕地(

Slight sloping farmland中坡耕地(15°-25°)Middling slopingfarmland陡坡耕地(>25°)Steep slopingfarmland大气调节

Gas regulation12.3912.3912.39气候调节

Climate regulation000扰动调节

Disturbance regulation41.3020.600水分调节

Water regulation0-1.21-2.42水供应

Water supply0-19.19-38.38侵蚀控制

Erosion control and

sediment retention0-21-42土壤形成

Soil formation4.134.134.13营养物循环

Nutrient cycling4.134.134.13废物处理

Waste treatment000传粉

Pollination115.64115.64115.64生物控制

Biological control198.24198.24198.24栖息地

Refugia000食物供应

Food production446.04327.10237.89原材料

Raw materials4.134.134.13基因资源

Genetic resources4.134.134.13娱乐

Recreation000文化

Cultural000合计

Total830.13649.086497.878

坡耕地转换为林地、草地和园地,因此将园地、林地、牧草地生态服务功能的增加值之和作为生态建设对区域生态服务价值增加的贡献。于是可以得到安塞县退耕还林还草政策导致的生态服务功能的变化。

表3 1998年安塞县坡耕地分布

Tab.3 Sloping cultivated land distribution in Ansai

County in 1998

项 目

Items坡耕地分布

Distribution of sloping cultivated land 坡度Slope(°)0-1515-25>25面积Area(hm2)54 22132 39111 129比重Percentage(%)55.533.111.4注:根据文献[5]和实地调研资料整理而得。

2.2 退耕导致的生态服务价值的变化

根据安塞县不同坡耕地单位面积的生态服务价值修正值及不同坡地的退耕面积,计算了1998-2006年期间,安塞由退耕还林还草政策导致的生态价值的变化(表4)。由计算结果看,坡地退耕使安塞县园地、林地和草地生态服务价值增加了8 771.8万元。若考虑因耕地面积减少而导致的耕地生态服务价值的减少等因素,则在1998-2006年期间,安塞县生 态服务价值净增加7 100万元,农用地生 态服务价值增幅达13.3%。

退耕还林还草政策对不同类型生态服务价值变化的 影响是不一样的,由表4可知,生态建设政策对安塞县气候调节的积极影响最大,其气候调节功能增强了38.23%; 其次是原材料供应和土壤形成功能。退耕还林还草政策导致的不同类型生态服务价值的变化见表5。

2.3 不同类型坡耕地还林还草对生态服务变化的贡献率根据安塞县不同坡地的退耕面积及其退耕去向,可计算不同类型坡耕地还林还草政策对区域生态服务价值变化的贡献率,见表6。由表6可知,对区域生态服务价值增加值贡献最大的是15°-25°的中坡耕地,达48.19%,这是由于该类耕地在安塞县分布范围广,退耕面积最大。实际上,大于25°陡坡耕地在2002年即已经基本退耕完毕,它们对安塞县生态服务价值的贡献率也高达27%。

3 讨 论

3.1 坡耕地生态价值指数的修正及其对计算结果的影响目前大多数关于生态服务价值的研究都是以Costanza等学者的工作或者以联合国资助下的千年生态系统综合评估(Millennium Ecosystem Assessment)所定义的4大类25小类生态服务功能类型作为重要参考的[7]。在以上文献中,任何生态系统都具有生态服务功能,因此不同生态系统的生态服务价值都大于零,且将同一生态系统的生态服务价值视为一个常数。在大尺度尤其是全球尺度上估算生态系统的价值时,这样处理不仅是合理的,也是必要的。但在中小尺度上,同一类型的生态系统由于其结构不完全相同,其生态服务功能具有较大的差别,例如耕地对水土流失的影响,就与耕地坡度密切相关。在本文的研究中,对不同坡耕地的生态服务价值进行了修正,依据耕地坡度与水土流失相关关系对安塞县耕地扰动调节、水分调节、

表4 安塞县退耕还林还草导致的生态服务价值的变化(万元)

Tab.4 The changes of ecosystem services values resulting from replacing agriculture with forestation policies in Ansai County

土地利用类型

Land use types缓坡耕地(

Slight sloping farmland中坡耕地(15°-25°)

Middle sloping farmland陡坡耕地(>25°)Steep sloping farmland园地

Gardenland林地

Forest land牧草地

Grass land合计

Total19984 503.1 2 099.9 554.81 882.3 19 283.1 25 054.6 53 377.8 19994 503.1 2 067.7 529.02 055.2 19 397.5 25 062.7 53 615.3 20004 503.1 1 735.8 264.72 338.3 21 522.2 25 700.3 56 064.5 20014 503.1 1 707.4 242.02 361.3 21 784.6 25 709.0 56 307.3 20024 503.1 1 593.4 151.22 432.0 22 920.1 25 709.0 57 308.9 20034 490.2 1 394.0 0.0 2 518.0 24 954.9 25 709.0 59 066.2 20044 439.1 1 355.5 0.0 2 536.9 25 344.5 25 709.0 59 385.0 20054 295.3 1 247.3 0.0 2 582.9 26 449.9 25 709.0 60 284.4 20064 263.1 1 223.0 0.0 2 622.8 26 659.8 25 709.0 60 477.9 变化(%)

Change-5.33-41.76-100.0039.3438.262.6113.30

表5 安塞县退耕还林还草导致的不同类型生态服务价值的变化(万元)

Tab.5 The changes of different kinds of ecosystem services values resulting from replacing

agriculture with forestation policies in Ansai County

年份

Year199819992000200120022003200420052006变化率(%)

Change rate大气调节

Gas regulation1 127.8 1 133.4 1 190.9 1 196.8 1 221.4 1 264.8 1 273.1 1 296.7 1 301.7 15.41气候调节

Climate regulation4 363.6 4 411.1 4 901.2 4 960.1 5 211.1 5 655.3 5 740.7 5 982.0 6 032.0 38.23扰动调节

Disturbance regulation6 296.8 6 332.6 6 702.1 6 737.0 6 879.5 7 129.3 7 175.0 7 303.9 7 331.9 16.44水分调节

Water regulation328.1 330.5 354.4 356.7 366.1 382.6 385.6 394.2 396.0 20.69水供应

Water supply2 853.1 2 864.3 2 979.7 2 984.2 2 997.6 3 018.8 3 020.7 3 025.9 3 028.3 6.14侵蚀控制

Erosion control and

sediment retention1 827.2 1 837.9 1 947.5 1 954.8 1 982.1 2 028.7 2 035.2 2 053.6 2 058.2 12.64土壤形成

Soil formation592.0 597.2 650.2 656.5 683.6 731.6 740.8 766.9 772.3 30.44营养物循环

Nutrient cycling150.0 150.6 157.8 158.8 163.0 170.5 172.0 176.0 176.9 17.95废物处理

Waste treatment12 636.3 12 706.5 13 430.6 13 494.3 13 750.9 14 200.3 14 287.0 14 531.0 14 585.2 15.42传粉

Pollination3 580.1 3 583.2 3 616.1 3 620.1 3 637.2 3 667.5 3 673.3 3 689.8 3 693.2 3.16生物控制

Biological control3 478.3 3 464.2 3 318.4 3 304.2 3 246.1 3 143.7 3 124.0 3 068.5 3 056.4 -12.13栖息地

Refugia1 226.3 1 237.7 1 355.9 1 369.4 1 426.7 1 527.9 1 547.4 1 602.4 1 613.9 31.61食物供应

Food production10 329.1 10 339.0 10 442.1 10 453.1 10 499.0 10 576.9 10 579.6 10 587.6 10 588.9 2.52原材料

Raw materials1 360.4 1 373.7 1 511.0 1 527.4 1 597.3 1 721.0 1 744.8 1 812.0 1 825.9 34.21基因资源

Genetic resources140.1 140.7 146.7 147.5 151.2 157.7 159.0 162.5 163.2 16.51娱乐

Recreation2 344.2 2 365.2 2 581.8 2 606.3 2 709.5 2 891.9 2 927.0 3 026.1 3 046.8 29.97文化

Cultural785.2 788.2 819.1 820.9 827.3 838.2 840.3 846.3 847.8 7.97合计

Total53 418.7 53 656.1 56 105.3 56 348.0 57 349.5 59 106.8 59 425.7 60 325.1 60 518.6 13.29表6 1998-2006年间不同类型坡耕地还林还草

对生态服务变化的贡献率

Tab.6 Contribution rates of different kinds of sloping

cultivated land's replacing agriculture with forestation policies

on regional ecosystem service values from 1998 to 2006

坡度Slopingfarmland减少值(万元)

Decrease增加值(万元)

Increase区域净增加值

Net increase values贡献率(%)

Contribution rate25°554.82 469.01 914.326.96水供应和侵蚀控制的生态服务价值指数进行了修正,将坡耕地对生态具有破坏作用的生态服务类型的价值赋以一 个负值,例如陡坡耕地对水土保持具有不利影响,因此将陡坡耕地的侵蚀控制价值修正为-42元/hm2•a等,这也正是本文与以往相关研究的不同之处。当然,随着人们对生态系统结构和功能认识的不断深入,基于实验技术的生态系统功能监测与评估才是估算生态系统服务价值的科学基础。

3.2 坡耕地退耕对安塞县主要生态服务功能的影响安塞县属典型的黄土高原沟壑区,长期以来,该区域粗放的农业经营方式使得该区域土地利用/覆被变化剧烈,区域生态环境问题尤其是水土流失严重。在实施生态建设措施以前,安塞县生态服务功能持续下降。实施退耕还林还草的生态建设措施后,其气候调节、原材料供应、动 物栖息地和土壤形成功能等均超过30%。其中气候调节、动物栖息地和土壤形成功能增强的主要受益者已经不仅 仅是当地居民,而是更大范围的利益相关者甚至是全社会。作为社会代表的政府成为最大的受益方,也就理所当然地成为生态建设的最大投资主体,承担了大部分生态效益的成本,以补贴的形式使得当地农民实际收入上升。 4 结 论

1999年实施的生态退耕政策极大地改变了安塞的土地利用结构,突出表现为坡耕地面积的减少和林地、果园面积的增加。土地利用方式的改变,明显地改善了安塞的生态条件,使区域的生态服务价值增加。根据估算,1998-2006年,由于土地利用结构的调整,使区域生态服务价值提高了近12%,主要得益于坡地退耕和植树造林面积的增加,其贡献率接近于50%。 (编辑:李 琪)

参考文献(References)

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Impacts of Ecological Croplandconversion on

Land Use and Ecosystem Service Functions in Ansai County

RAN Shenghong LV Changhe WANG Qian

(Institute of Geographical Sciences and Natural Resources Research,CAS, Beijing 100101, China)

耕地价值评估篇(5)

土地利用变化是目前人地系统研究中的一个重要方面，它对环境和生态的作用在全球环境变化研究领域受到高度重视。土地利用的生态服务价值首先表现在它不仅是农业和畜牧业发展的重要物质基础，而且还具有生物多样性保护、涵养水源、防风固沙等重要生态功能。同时，土地利用是人类最基本的经济活动，它的不断变化也会引起生态系统结构和功能的变化，从而导致生态服务价值的改变，因此，研究土地利用变化下的生态系统服务价值具有重要意义。目前，我国对于土地利用驱动下生态服务价值的变化做了大量的研究，主要体现在：欧阳志云、王伟等对生态系统服务的概念、内涵和价值评估方法进行了阐述；谢高地等对中国自然草地和青藏高原高寒草地的生态系统服务价值进行了评估，并根据Costanza提出的核算理论利用专家打分法制定了中国生态系统服务价值当量因子表。此后，以中国生态系统服务价值当量因子表为基础，结合不同研究区土地利用变化的生态系统服务价值评估大量展开。此外，基于遥感和GIS技术研究土地利用/覆盖变化背景下区域生态系统服务价值变化的研究也逐渐增多，并对草地、森林、流域等生态系统服务价值进行评估。这些研究主要对当年的价值进行静态分析，且依赖于经济学理论，而缺乏对生态系统自身规律的分析。关于土地利用结构和格局与生态服务价值的内在联系的定量研究较少。由于生态系统的服务功能与生态系统自身的结构与过程有关，且极易受到不同区域地理、气候的影响，因此，能够进行土地利用格局变化、生态系统结构、生态过程与服务功能的关系分析，可进一步为生态服务功能评价提供相对可靠的生态学基础，也成为目前研究的一个方向。本研究基于土地利用——陆地生态系统耦合模型（TESim_R模型），通过对气象、植被、土壤以及控件属性等参数的输入，得到不同土地利用模式下的生态过程数据，并在此基础上依据不同的生态服务功能，对土地利用的生态服务价值进行评估。

1 研究区概况

中国北方农牧交错带是分隔我国北方东部农区与西部天然草地牧区的生态过渡带，斜贯东北-西南，北起大兴安岭西麓的呼伦贝尔，西至青海东部，南至宁夏南部，总面积约为72.6万km2，包括有10省205县（旗），总人口约6 000多万，在地理上具有很强的过渡性，同时该地区自然资源条件多样和相当脆弱，使得该研究区成为我国一个重要的生态脆弱区和生态过渡带。此外，随着人类活动长期以来的超强度利用和干扰，该区域的土地利用强度与空间格局发生了巨大变化，严重影响了生态服务功能的发挥。因此，以中国北方农牧交错带为研究对象，研究土地利用数量结构和空间格局变化对于陆地生态系统服务价值的影响具有重大实际意义。

2 研究方法

2.1 数据来源及处理

（1）土地利用数据：本文中使用的土地利用数据有4期，20世纪70年代的土地利用数据来源于中国科学院地理与资源研究所1992年发布的1∶400万土地利用空间分布图，其他3期的数据来源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遥感影像的解译结果。

（2）气象、地形数据：来源于中国科学院地理科学研究所1992年发布的1∶400万数字地图中的中国地貌图、中华人民共和国国家测绘局1995年编制的1∶25万地形高程数据库。气候资料数据来源于中国气象局气象站点数据，选择了中国北方农牧交错带及其周边地区133个站点的数据，时间范围为1976—1999年。

（3）统计数据：包括1976—1999年的全国统计年鉴，中国北方农牧交错带10省统计年鉴，每年林业统计年鉴、最近时期的调查数据。价格数据来源于中国统计年鉴以及实际调研数据。

2.2 土地利用——生态系统耦合模型

土地利用——陆地生态系统耦合模型（TES-LUC模型），该模型包括几个大的模块，土地利用动态过程模块、净第一性生产力模块、水分运动模块、土壤侵蚀模块、碳氮元素循环模块，模型的驱动因素为气象、植被、土壤以及地理空间属性和不同植被的相关生理参数等。利用不同的输入参数，可以得到不同土地利用空间格局下的生态系统过程数据。针对研究区的土地利用实际情况，使用实际气象数据资料作为驱动，各种空间属性、植被以及土壤等相关参数，以及相关变量的初始值形成输入文件，驱动土地利用——生态过程耦合模型TES-LUC，在模型进行多次迭代运算之后，得到4期土地利用现状下研究区不同格点的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，以及区域整体平均的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，随后进行各个格点以及研究区整体生态服务价值的计算。

2.3 生态系统服务价值评价方法

根据Costanza等人的分类方法，考虑到研究区的地理地貌特征和植被土壤类型，本文将研究区生态系统服务价值划分为初级生产、气候调节、养分循环、水源涵养、侵蚀控制五大类评价指标，以土地利用—生态系统耦合模型模拟的净初级生产力（NPP）输出值为基础，分别计算5个类别的生态服务价值，各类别指标服务价值的评估方法如下。

2.3.1 初级生产价值 净初级生产力（NPP）和生物量是反映有机物质生产的两个重要指标，生物量是反映物质的储存量，而初级生产力是反映某一时间段（如一年）所生产的有机物质量，利用 TES-LUC模型 模拟的净初级生产力（NPP），根据有机物质的单位质量价值，换算得到研究区内生态系统初级生产的价值，具体计算公式为：

Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）

式中，Vn为初级生产的生态系统服务价值（元），NPP（x）为每个栅格内的NPP模拟均值，Pn（x）为单位有机物价值。

2.3.2 气候调节价值 在评估生态系统固定CO2和释放O2两项服务功能时，根据光合作用与呼吸作用的反应方程式，推算每形成1 g干物质需要的CO2的量（一般取1.62 g）和释放O2的量（一般取1.2 g）；然后利用碳税法估算吸收CO2的功能价值，工业制氧法估算释放O2的功能价值， 计算公式为：

Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr

Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po

式中，NPP（x）为TES-LUC模型模拟的每个栅格内的NPP，Pr、Po分别为碳税法中CO2的单位质量价值和工业制氧法中的工业制氧价格，CO2的单位质量价值借用瑞典碳税率0.15美元·kg-1（C）来计算，换算成吸收CO2的税率为3.36×10-4美元·g-1（CO2）； O2的工业制氧价为4×10-4元·g-1 （O2）。

2.3.3 养分循环价值 生态系统中的植被在生长过程中，能够同时固定其他养分物质，这些营养物质通过复杂的食物网而循环再生，并成为全球生物地化循环不可或缺的环节。评估生态系统在养分循环中的作用时，以TES-LUC模型模拟的NPP为基础，估算其重要营养物质氮、磷、钾在生态系统中的年吸收量。根据统计资料，氮、磷、钾肥的平均价格分别为400，350，350元·t-1；对应的纯氮、磷、钾元素的折算率分别为79/14，506/62，174/78，即：

Vu=Vun+Vup+Vuk

Vun=∑∑NPP（x）×Rn1×Rn2×Pn

Vup=∑∑NPP（x）×Rp1×Rp2×Pp

Vuk=∑∑NPP（x）×Rk1×Rk2×Pk

式中，Vu为区域生态系统在一时间段内吸收的营养物质价值；Vun、Vup、Vuk分别为吸收的氮、磷、钾元素价值；Rn1、Rp1 、Rk1分别为各类生态系统中氮、磷、钾元素在有机物中的分配率（表1）；Rn2、Rp2、Rk2为纯氮、纯磷、纯钾分别折算为氮肥、磷肥、钾肥的比例；Pn、Pp、Pk分别为区域时间段内氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。

2.3.4 水源涵养价值 涵养水源是生态系统的一个重要功能，可以参照李金昌等的研究方法来评价生态系统对涵养水源的间接经济价值。通过TES-LUC模型模拟水分的垂直运动得到不同土壤层的土壤体积含水量。而土壤涵养水源类似于水库蓄水，因此，通过建立需水量为1 t的水库的费用来估算涵养水源的价值，查阅工程造价成本可知，中国每建设1 m3库容的平均成本花费为0.67元。

Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）

式中，Q（x）为TES-LUC模型模拟的土壤含水量，Pw（x）为建成单位库容的花费成本，S（x）为对应的面积。

2.3.5 土壤侵蚀价值 根据水利部颁布的《土壤侵蚀分级分类标准》，土壤侵蚀包括减少土地损失面积的价值、减少土壤肥力损失的价值和减少泥沙淤积的价值，可通过TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量和土壤有机质对这一价值进行计算。

（1）土地面积减少量。主要根据土壤侵蚀量和土壤耕作层的平均厚度来计算，以我国土壤耕作层的平均厚度（0.3 m）作为土层厚度，采用土地的机会成本法估算土地面积减少的经济价值，计算式为：

Vss（x）=×OC（x）

式中，Vss（x）为每个栅格处在一段时间内减少的土地面积损失价值，E（x）为TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量，OC（x）为土壤生产的机会成本（元·m-2）。其取值是根据不同的生态系统类型来确定的，如表2所示。

（2）土壤肥力损失量。保持土壤肥力主要包括减少有机质损失，氮、磷、钾损失，分别由以下公式计算：

Vfec（x）=E（x）×U（x）×Pfc

Vfec（x）=E（x）×N（x）×Pfn

Vfep（x）=E（x）×Cp（x）×Pfp

Vfek（x）=E（x）×Ck（x）×Pfk

Vfe（x）=Vfec（x）×Vfen（x）×Vfep（x）×Vfek（x）

式中，Vfec（x）、Vfen（x）、Vfep（x）、Vfek（x）分别为减少N、P、K损失的功能价值，E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；U（x）为TESim模型模拟的单位土壤有机质含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分别为土壤的纯N化肥当量，纯P化肥当量和纯K化肥当量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分别为柴薪、氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。土壤中的氮元素、磷元素和钾元素含量则参考研究区的文献数据北方农牧交错区 部分（表3）。

（3）泥沙淤积价值。通常，土壤侵蚀会导致部分泥沙淤积于水库、江河、湖泊等处，并直接造成其需蓄水量的下降，从而在某种程度上加剧干旱、洪涝等灾害的发生。生态系统减少的这部分损失的价值可以近似根据蓄水成本来计算：

Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）

式中，Vst（x）为生态系统在一段时间内减少淤泥损失的价值；E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；Ltr（x）为总侵蚀量中会造成淤积的泥沙比例；Pre（x）为平均库容工程费。

综合上述3项因子价值，最终可得土壤侵蚀功能价值为：

Usr=Vss+Vfe+Vst

2.4 价格参数的处理

由统计资料不难发现，物价水平在1976—2000年的模拟期间，有着显著的上升趋势。由于生态效益评估涉及到不同年份间生态系统服务价值的比较，根据区域生态资产计算的特点，且受限于价格数据的来源，因此，必须对不同年份的价格变量进行转换和折算。本研究采用消费物价指数（Consumer price index，CPI），以1978年为货币基准年，近似处理不同年份得到的价格数据（图1），从而纳入统一的评估框架。

将所有价格数据和中间参数小结如下，表4展示了评估框架中，价格参量的数值、单位、数据来源和涵义。

3 结果与分析

3.1 不同土地利用数量结构下的生态服务价值

表5给出了从20世纪70年代—2000年研究区土地利用类型数量结构变化的统计结果。从表5中可以看出，我国北方农牧交错带土地利用结构以草地和耕地为主，分别占到总面积的33.26%（2000年）和41. 63%（2000年），合计达到74.89%。自20世纪70年代到2000年，土地利用结构发生了较大变化，从总体趋势来看，可以分为两个阶段，第一阶段为20世纪70年代到20世纪80年代后期，土地利用数量结构剧烈变化。其中，耕地、草地所占面积急剧增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面积则大幅下降，产生原因可能是由于社会经济的快速发展和人口的急剧增加，大量的林地转化为可用于耕种的耕地和可用于放牧的草地。另一阶段是1980年代后期到2000年，土地利用变化方向产生一定转变，且土地利用变化程度减缓，其中，耕地保持平稳上升趋势，林地经过小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趋势。表明土地利用类型逐渐由林地向耕地和草地转化。另外，为了防风固沙、保持水土，一些防护林工程也陆续开始实施，使得1980年代后期的林地所占面积有所回升。

运用前文所述方法，对研究区生态服务价值进行计算，结果见表6。从表中可以看出，从生态服务价值总值来看，中国北方农牧交错带的生态服务总价值变化，大体上可以分为两个阶段，从20世纪70年代到20世纪90年代，生态服务总价值由1 434亿元下降到1 291亿元，这是因为土地利用变化总体趋势为耕地和草地大量增加，林地减少。而耕地和草地的单位生态服务功能价值指数远远小于林地。从20世纪90年代到2000年，生态服务总价值开始回升，这也与土地利用数量变化程度减缓和生态环境效益改善有关系。从不同土地利用类型所占的生态服务价值的数量比例来看，草地由于其面积较大，它所占的比重最高，平均每年占总生态服务价值的40%以上；林地的面积比例尽管下降，但其生态服务价值比例却逐渐升高；而耕地的生态服务价值所占比例相对稳定，为30%左右。不同生态系统所占的生态价值比例也充分体现了该区域土地利用以农业和牧业用地为主的显著特点。随着土地利用变化的加剧，不同生态系统生态价值也随之变化。

3.2 不同土地利用空间格局下的生态服务价值

由前文所述方法运用GIS软件得到中国北方农牧交错带不同时期生态服务价值空间分布图（图2）。从图2中可以看出，研究区生态服务价值受土地利用类型的影响相当明显，总体上呈现从东北向西南递减的趋势，由于研究区东北部主要分布着森林植被，其生态服务价值比较高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部为内蒙古高原向黄土高原过渡区，分布着较多的草地和耕地，生态服务价值约在3 000元·hm-2左右，南部为青藏高原向黄土高原过渡区，生态服务价值偏低，多低于1 000元·hm-2。从20世纪70年代—20世纪90年代期间，大量的林地向耕地和草地转移，研究区的生态服务价值呈现整体降低趋势，中西部地区尤为明显。其中，20世纪70年代—20世纪80年代年间，生态服务价值在中西部小部分地区略有下降；20世纪80年代—20世纪90年代期间，研究区全区生态服务价值有一定程度的减弱，其中以中西部地区最为明显，耕地和草地的生态环境进一步恶劣；20世纪90年代—2000年间，区域生态服务的空间变化趋势减缓，从图中较难看出明显差异，这与之前的数量分析结果相对应。

进一步对全区生态服务价值进行分级，并统计各级栅格个数（表7），可以看出，20世纪70年代研究区生态服务价值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的区间，共占了生态服务总值的58%，生态服务功能价值较高；20世纪80年代，全区生态服务价值分布在1 000～3 000元·hm-2之间的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例显著下降，表明高生态服务价值区逐渐减少；20世纪90年代，生态服务价值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之间，其中低于1 000元·hm-2的面积比例明显增大，而高于4 000元·hm-2比例继续减少，表明区域生态服价值继续降低；2000年，全区生态服务价值在低于1 000元·hm-2之间的分布最多，达39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生态服务价值两极分化日趋严重。

4 结论与讨论

参照前人研究成果，结合研究区实际情况，我们确定了研究区土地利用生态服务价值的计算方法。并利用土地利用——生态系统耦合模型的模拟数据作为基础数据，通过GIS等手段实现对中国北方农牧交错带生态服务价值的时空格局变化的研究。本研究基于生态系统过程，然后将直接和间接市场价值引入生态系统服务评价体系，从而把生态系统过程和社会经济紧密联系起来，使评价结果更加客观和可靠。

耕地价值评估篇(6)

关键词 退耕还林；技术模式；成效分析；贵州省

中图分类号 S725 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2014）12-0203-02

贵州地貌属高原山地，境内地势西高东低，平均海拔在1 100 m左右。境内山地和丘陵占92.5%。岩溶地貌发育非常典型，喀斯特出露面积109 084 km2，占全省国土总面积的61.9%。气候属亚热带湿润季风气候。大部分地区年均温14～16 ℃，年降水量一般1 100～1 400 mm。10 ℃以上活动积温4 000～5 500 ℃。无霜期长达270 d以上。地带性土壤属中亚热带常绿阔叶林红壤―黄壤地带。中部及东部广大地区以黄壤为主；西南部以红壤为主；西北部多为黄棕壤。此外，还有石灰土和紫色土、粗骨土、水稻土、棕壤等土类。自然植被可分为针叶林、阔叶林、竹林、灌丛及灌草丛、沼泽植被及水生植被5类。

贵州省2002年全面启动退耕还林工程。截至2012年，累计完成退耕还林工程建设任务130.8万hm2，其中退耕地造林完成43.8万hm2，荒山造林完成71.47万hm2，封山育林15.53万hm2。根据工程建设目标，除了改善生态环境，还要使工程区农民的生活水平明显得到提高，逐步实现生态、经济、社会效益的协调统一，促进国民经济和社会的可持续发展。因此，工程按林种分为生态林、经济林。为了能给新一轮的退耕还林工程提供参考，巩固退耕还林成果，总结了贵州退耕还林工程大部分技术模式，通过绩优指标评价，分别按生态林、经济林、生态经济兼用林林种筛选出工程优化技术模式[1-2]。模式是一种参照性指导方略，其强调的是形式上的规律，而非实质上的规律。因此在模式的运用和推广上提出了要因地制宜、理性限制的原则。自工程实施起，贵州便对工程进行了连续、动态监测，结果表明，工程取得了显著的生态、经济、社会效益，被老百姓誉为“民心工程”、“德政工程”。现针对贵州省退耕还林工程典型技术模式――柳杉（Cryptomeria fortuneiHooibrenk ex Otto et Dietr）模式进行分析。

1 模式产地立地条件

模式产地位于贵州大方县。大方县冬暖夏凉，气候宜人。全县境内海拔720～2 325 m，年平均气温11.8℃，无霜期258 d，年平均降雨量1 150.4 mm，年日照时数1 335.5 h，属暖温带湿润气候。土壤以地带性黄壤为主，其次受垂直差异的影响形成了部分黄棕壤，境内零星分散了部分紫色沙页岩，出露风化后，形成了部分紫色土。此外，石灰土也广布于境内[3]。

2 模式产地退耕还林概况

大方县为贵州省退耕还林工程试点县，2001年开始试点，截至2012年，大方县退耕地造林11 586.67 hm2、荒山造林16 766.67 hm2、封山育林面积9 833.33 hm2。主要树种柳杉造林面积2万hm2，阔叶树3 333.33 hm2。

3 模式建群种生态学特性

柳杉一般生长在海拔400～1 400 m的背风向阳处，山谷溪边潮湿林中，山坡林中。柳杉幼龄能稍耐荫，在温暖湿润的气候和土壤酸性、肥厚而排水良好的山地，生长较快；在寒凉较干、土层瘠薄的地方生长不良。柳杉根系较浅，抗风力差。对二氧化硫、氯气、氟化氢等有较好的抗性。常与其他阔叶林（如甜槠，栲类等）混生，要求年降水量达100 mm以上，年平均气温14～19 ℃，1月平均气温0 ℃以上。适生于温暖湿润气候，尤其需要空气湿度大，云雾弥漫，夏季比较凉爽的海洋性或山区气候。土壤以山地黄棕壤、红黄壤、黄壤为主，在上层深厚、湿润而适水性较好、结构疏松的壤质酸性土中生长良好。

4 模式建设技术措施

4.1 造林地选择

选择气候凉爽多雾的山区缓坡作为造林地，一般在坡的中下部及排水良好的地方种植，不宜栽植在山顶、山脊及土壤贫瘠的地方。

4.2 整地方式

根据造林地的坡度选择整地方式，陡坡地带宜采取大块状整地，规格50 cm×50 cm×40 cm以上；缓坡地宜采取带状整地，带宽0.6～0.8 m，深30 cm。

4.3 栽种技术

冬、春2季均可造林，但春季干旱严重地区宜选择雨季造林。栽植前，适当修剪苗木过长根系，以防止窝根，苗木入土深度约超过根颈2～3 cm，回细土壅根后，稍向上提苗，使根系舒展，再次填土打紧压实，最后盖一层松土呈弧形。造林密度2 505～3 330株/hm2，采取“品”字形栽植，具体如图1所示。

4.4 抚育管理

造林后每年抚育1～2次，刀抚或锄抚，清除杂草，延续3～5年郁闭成林后，密度大的还需间伐。

5 模式成效评价

5.1 柳杉生长动态变化

大方县在退耕还林工程建设过程中，根据适地适树原则及柳杉物种生态学特性，大面积种植柳杉林，种植面积达2万hm2。监测结果表明，柳杉在贵州西部高海拔地区表现良好，对区域生态环境改善、石漠化治理有着极其重要的作用。十一年生柳杉平均高7.3 m，平均胸径9.2 cm，林地植被覆盖度95%。柳杉单位面积生物量为15.12 t/hm2，林分平均净生产力为4 454.8 kg/hm2・a，中乔木层为3 987 kg/hm2・a，灌木层327 kg/hm2・a，草本层18.8 kg/hm2・a，凋落物层为122 kg/hm2・a，柳杉生长动态变化如图2所示。

5.2 生境部分因子动态变化

与退耕前相比，林地在植被覆盖度、生物多样性、土壤质量及土壤侵蚀模数等方面都有显著变化，具体动态变化值见表1。

5.3 生态服务功能

由于乔木层郁闭度高，造成一个高海拔阴湿的环境，因此，灌木层植物种类繁多，主要是耐阴性植物，如臭常山、大果山胡椒、老鼠矢、小果楠竹、棣棠花等。草本层比较发达，一般高20～40 cm，组成种类随林分郁闭度及土壤、坡向、小地形等生境条件之不同而有差异。以蕨类、禾本科、百合科、莎草科、荨麻科草本植物为多。柳杉模式生态服务功能输出评估值见表2。可以看出，大方柳杉模式单位面积森林生态服务功能评估价值为44 689元/hm2・a。各项生态服务功能价值量顺序为：涵养水源>固碳释氧>保护生物多样性>净化大气环境>保育土壤>积累营养物质[4-5]。

作为生态林，通过对林分的监测以及对监测资料的系统分析与评价，柳杉林分具有以上所表述的显著生态效益，同时柳杉林也具备潜在经济价值，十一年生柳杉平均蓄积达148.5 m3/hm2，按现行径级市场价格480元/m3计，柳杉林平均潜在经济价值为71 280元/hm2。按11年平均，每年柳杉林潜在经济值为6 480元/hm2，比25°以上坡耕农地平均经济产值（4 800元/hm2）高35%。

6 模式适宜推广区

本模式适宜在贵州西部高海拔地区推广运用。在海拔400～1 400 m的背风向阳处，年降水量达100 mm以上，年平均气温14～19 ℃，1月平均气温0 ℃以上，土壤为山地黄棕壤、红黄壤、黄壤的地区都可栽植。

7 参考文献

[1] 余新晓，鲁绍伟，靳芳，等.中国森林生态系统服务功能价值评估[J].生态学报，2005，25（8）：2096-2102.

[2] 靳芳，余新晓，鲁绍伟，等.中国森林生态系统服务功能及其价值评价[M].北京：中国林业出版社，2007：134-157.

[3] 段晓峰，许学工.区域森林生态系统服务功能评价：以山东省为例[J].北京大学学报：自然科学版，2006，42（6）：751-756.

耕地价值评估篇(7)

乡村地区距离城市较远，保持了其自然的生态环境，具有较高的社会和生态效益，具备了发展旅游业的条件，能够为目的地带来经济利益。近年来，城市居民对近郊旅游市场的需求日益增多，乡村旅游也就在这一基础上逐渐发展起来。与非农建设用地相比，农业用地由于受到自然因素的影响，往往具有较低的经济效益，人们仅通过从事简单的农业生产活动，难以实现收入的较高增长。在市场经济条件下，正是由于受到这种经济利益的驱动，农业用地有转化为非农建设用地的冲动[1]。当地政府意识到这一市场机会时，就会采取行动将本地的农业用地集中进行规划，转化为旅游用地。目前，很多乡村地区，将发展旅游业作为本地摆脱贫困状态、改善农民生活水平的一种有效手段，作为新农村建设的有效途径。郭清霞举了六个例子说明湖北省几个较贫困的乡镇通过发展旅游业，使本地农民的收入得以增加[2]。冉斌也指出吉林省安图县红旗村通过朝鲜族民俗村的建立，使本地走出了一条脱贫致富的新路[3]。正是基于这种发展乡村经济的考虑，具有一定区位优势的乡村地区，正不断地将农业用地转化成旅游用地。发展乡村旅游，从农民本身来讲，他们还是比较欢迎的。由于农业生产受到耕种土地质量、气候、作物品种、市场等不确定的自然和社会因素的影响很大，为了规避风险，当政府承诺补偿给农民一定的收益时，大部分农民都会将自己的土地交给政府进行统一的规划与建设。同时，由于从事农业生产活动，获得的收入相对较少，因此，本地很多年轻人到外地打工，自己的土地则留给老人或租给别人耕种，使农业生产的压力加大。将有条件的农业用地转化为旅游用地也会缓解本地人从事农业生产的压力，吸引年轻人回流农村就业。再则，农业用地的转化也是农地发展权的一个体现。农地发展权包括的三个层次中，其中一个就是变更为集体建设用地的权利，在集体所有权不变的条件下，其用途可作为农村宅基地、农村公共设施、公益事业用地以及企业建设用地[4]。转化为旅游用地，正是农地发展权的一个体现。因此，发展乡村旅游，将近郊农业用地转化为旅游用地是农地发展权的一个体现，也是新农村建设的有效途径之一，将近郊农业用地转用为旅游用地成为可能。然而，目前乡村旅游走出了一家一户自发经营的时期，通常由地方政府主导，将农民的土地集中起来统一规划，吸引外来资金进行规模化开发和经营，提高了土地整体的增值效益。随之而来的问题是，农民参与旅游活动的机会受到限制，外来企业可以不雇佣或低价雇佣当地农民，当然，强行要求企业雇佣当地农民，也与市场经济的要求相背。因此，农民的收益主要来源于土地补偿，农民的收入如何随着乡村旅游的发展而增加，这就涉及到投资者与农民怎样分享乡村旅游带来的土地增值收益。

二、旅游用地的估价方法及其补偿内容

将农业用地转化为旅游用地的关键问题是对农用地价值的评估。土地既是农民最基本的生产资料，也是农民最基本的生活来源，因此，在农用地转用过程中，必须是有偿的，需要以土地价格为基础，支付给农民一定的土地征用费用。这一征用费用也正是农用地价值的综合体现，它包含农用地的价格，也体现了对农民失地后损失的补偿。目前没有专门的农用地转用为旅游用地的评估方法，现行的对土地的估价有多种方法，主要的评估方法有：根据《土地管理法》执行的补偿办法；通过收益还原法对农地进行的估价；影子地价法[5]；实物期权法[6-7]；基于产出模型的耕地价格评估方法[8]；以及其他一些经过改进的方法。其中除按《土地管理法》执行的办法，其他一些方法都在一定程度上不断加以完善，进而弥补《土地管理法》在执行时出现的问题。尽管出现了多种评估方法，但是目前按《土地管理法》执行的补偿办法仍是采用较多的补偿方式，另外一种采用较多的方法是收益还原法。

（一）《土地管理法》的执行标准及缺陷

1998年修订的《土地管理法》第四十七条规定：“征收土地的，按照被征收土地的原用途给予补偿”，“征收耕地的补偿费用包括土地补偿费、安置补助费以及地上附着物和青苗的补偿费。征收耕地的土地补偿费，为该耕地被征收前3年平均年产值的6至10倍。征收耕地的安置补助费，按照需要安置的农业人口数计算。需要安置的农业人口数，按照被征收的耕地数量除以征地前被征收单位平均每人占有耕地的数量计算。每一个需要安置的农业人口的安置补助费标准，为该耕地被征收前3年平均年产值的4至6倍。但是，每公顷被征收耕地的安置补助费，最高不得超过被征收前3年平均年产值的15倍。”2004年又对征地补偿办法做了修订[6]：“土地补偿费和安置补助费合计按年产值30倍计算，尚不足以使被征地农民保持原有生活水平的，由当地人民政府统筹安排，从国有土地有偿使用收益中划出一定比例给予补贴”。《土地管理法》在补偿内容上肯定了土地本身的价值要补偿，失去土地后的农民应得到安置补偿。按《土地管理法》执行的征用价格有一个明显的特点，就是它是由政府制定的，具有行政刚性，易于执行，因此，很多地方愿意采用这种方法。然而随着社会经济的不断发展和农民生活水平的不断提高，这种补偿已不能从根本上保障农民的利益，并且逐渐表现出其存在的不合理性。

1．对于土地的补偿标准偏低

征地具有强制性，但其实质是一种权益交易。耕地或农用地在我国的权属性质上属于农民集体所有，征地的结果往往是农民永久性地失去了被征地的所有权[9]。而这种方法只规定补偿前3年平均产值的6至10倍（2004年修正后改为30倍），相当于补偿给农民6年至15年，最多是30年的使用费用。但是土地作为农民基本的生产生活资料，如果不被征用，30年后仍享用着土地为他们带来的生存与发展的权利。这种补偿办法明显是没有考虑到农民今后发展的需要。另外，简单的采取前3年平均产值的标准，则忽略了农业生产的波动性和不确定性，难以反映被征用土地的本质特性。如果受气候影响，前3年正好处于荒年，那么对农民的补偿，则会低于正常水平，低估对农民的补偿。如果前3年社会上出现了卖粮难的现象，也会降低平均年产值。因此，采用这种估计方法极易造成政府在征地过程中侵占农民利益的问题。另外，按传统的粮经作物比测定前3年的农业产值，没有或极少顾及到现在的城郊农村，农业已不是传统意义上的农业，而是集生态农业、精品农业和休闲观光农业等为一体的现代都市型农业。土地产出已不是普通的粮食或蔬菜价值可比的[10]。因此，按这一标准形成的土地征用价格不能真正反映被占耕地本身的产出价值，是偏低的价格。

2．没有全面考虑土地对农民的社会保障价值

现行《土地管理法》的规定只提出了一个安置补助费。但是缺乏对失地农民的择业成本、从事新职业的就业风险等间接损失的考虑。由于农民本身就是一个文化水平较低的群体，失去土地后，只能从事一些简单的体力劳动，而通过这种方式取得的收入或许远低于他们凭借土地生产获得的收入。土地作为农民赖以生存的物质基础，在人均耕地面积一定的前提下，耕地的生产力水平越高，农民的收入水平和生活水平越高，单位面积耕地对农民的社会保障作用也就越大[11]。因此，出于对农民社会保障权利的考虑，应该在《土地管理法》中对农地的社会保障作用给出明确的规定。

（二）收益还原法的优劣

收益还原法又称收益资本化法或地租资本化法，它是将土地的纯收益按一定的还原利率资本化，即在一定贴现利率下土地未来纯收益的总和[12]。这种方法是以生产要素分配理论为基础的，土地作为最基本的要素，其贡献就是总收益扣除劳动工资、资本利息及管理报酬之后的收益剩余，也就是利用土地的纯收益。将这部分纯收益折算成现值，就成了土地的价值，并且作为对当地农民的补偿。收益还原法的优势在于，其以纯收益和还原利率为基础确定土地价格。采用这种方法，正常情况下，农民的纯收益较易估计出来，还原利率给定后，便能够比较方便地计算出应给予当地农民补偿的具体额度，并且易于操作。傅青山等[13]指出在现阶段，收益还原法比较适宜目前我国的农用地价格评估。并且指出以地租理论与土地收益理论为依据的收益还原法的应用条件：待估地产未来年收益可以用货币计量；土地收益的产生是连续的；纯收益在数量上必须稳定；还原利率可以确定；土地收益过程中的风险可以估量。收益还原法虽然是目前对于土地价格评估采用较多的方法之一，但是由于其本身应用条件的限制，也使其在应用方面出现了一些问题。郭爱请等[14]指出我国一般采用总收入减去总成本的差额来测算农地纯收益，这就会出现用实际纯收益代替预期纯收益的问题。

同时，在生产费用的测算方面也存在不合理之处。农用地转用将带来更多的预期收益（如果不是这样，那么就没有必要将农用地转化为其他非农建设用地），这一预期收益并非来自农业生产用途，而来自于其他非农用途，因此，用实际纯收益代替预期纯收益往往会产生对农用地价格低估的问题。同时，采用收益还原法时，还要对还原利率加以确定，还原利率的取值是否科学关系到土地收益价格是否客观、合理。目前我国城市地产估价工作中所采用的还原利率至少有8种，但现存著作及文献中，有关农业用地宗地价格评估的资料还不多见，涉及农业用地还原利率选择的论述就更少，有的农地价格评估时直接借用城镇地产评估中所用的还原利率进行计算[15]。因而，对收益还原利率的确定仍存在一定的争议。虽然收益还原法存在着上述一些问题，但由于农用地的用途管制，使其长期限于农业领域，并不断产生收益。因此，现阶段，比较适宜采用收益还原法对农用地进行估价。影子地价法是从土地资源有限性出发，认为土地资源总是有限的，需要合理分配使用，这样在一定配置资源约束条件下，以使每增加一个单位土地资源，得到最大经济利益[5]。其考虑的是土地资源得到最优利用的价格，即以农用地最佳替代用途的贡献来估价。而实物期权法是从实物期权角度，将农户承包土地看作是农民投资并收益的一个项目，农户以一定的代价取得经营所分得土地的承包权，付出劳动力和农用物资投入进行务农，卖出农作物后获得回报[6]。这种方法反应了在不确定的市场条件下，进行土地开发的决策分析，并且考虑了农业生产的波动性，认为农民未来有权自由决定农地使用情况的当前价格。基于产出模型的耕地价格评估方法，则强化了因耕地资源质量的差别而导致的资源增值现象，并且采用维持耕地资源总产出所需追加的投入替代了耕地资源本身产出的净效益。这几种方法对于纯收益的获取有了进一步的思考，但其仍多是基于土地本身的质量价格而加以考虑，对农用地的社会保障价值则没有给予较多的论述。另外，对于土地价值的测算多是根据土地原有用途加以分析，给予农民一定的补偿，而农民则没有参与分享当地由于土地用途改变而带来的增值收益，也就是说，农用土地的市场价值没有得到体现。因此，对农用地转化为旅游用地的非农用途的补偿还需要考虑农用地转用后带来的收益增加值。

农用地转用后的价格评估几乎没有具体涉及到对农用地转化为旅游用地3的价格评估问题。据笔者对成都市农用地转化为旅游用地情况的了解，其补偿办法大部分是依据《土地管理法》执行，只对土地作为农用时的价值进行了补偿，而且多半采取的是一次性买断土地使用权的方式。在农用地转化为旅游用地的实例中，成都市三圣乡红砂村采取的租金加红利的方式，在某种程度上保障了农民的利益。红砂村的土地由村政府统一经营，采取集体入股的方式入股花卉公司发展旅游业。每亩土地为1股，年底按股分红。土地租金的收益每年每亩大约1000-1200元，加上年底分红100-300元，农民每年出租土地的收益为1500元左右[16]。这种补偿方式保障了农民的长期利益，使其能够长期地获得较为稳定的收益。但是这种稳定的收益仍存在一些问题。花卉公司的经营是不断发展的，而农民获得的利益保持不变，当花卉公司发展到一定阶段时，当地农民和花卉公司经营者之间，就会产生利益分配上的矛盾，激发农民的不满情绪，因此不利于当地旅游业的发展。另外，每年出租土地获得1500元左右的收益也明显偏低。据朱华[16]的分析，红砂村的土地按最长的土地承包期30年计算，每亩土地的总租金共计4.5万元。即使租金每年以10%的比例增长，每亩土地30年的租金总额也不到15万元。目前成都市三圣乡的土地使用权拍卖价每亩已超过100万元，据此计算，农民的土地出租金最多仅是目前土地使用权市场价值的1/22。由此可以看出，当地农民并没有真正享受到农用地转为旅游用地后为他们带来的增值收益。作为当地农民唯一投资工具的土地，为他们带来的收益明显偏低。通过上述分析可以看出，各估价方法对农民的补偿都或多或少存在一些问题，主要集中在三个方面：一是用农用土地的原用途价值作为测算标准，低估了农用土地价值的评估；二是很少考虑土地对农民的社会保障价值；三是没有考虑土地利用方式转变后为当地农民带来的增值收益，即农民缺乏土地增值价值的分享。也就是说，依据《土地管理法》的规定，给予农民一定的土地价值和社会保障补偿后，还要使其能够参与到土地转用后增值收益的分享，才能使农民的利益得到有效保障。因为农用地转为旅游用地后，土地经营的收益是按市场价格获取，而《土地管理法》的补偿标准没有包含土地用途转变后的增值价值。如果没有对土地价值增值的预期，农用土地就没有转变用途的必要，土地增值收益的分享是农民改变土地使用方式的动力，也是发展乡村旅游实现农民增收，农业生产方式转变的途径。

三、旅游用地价值增值补偿途径

（一）农用地增值补偿的合理性

农用地转化为旅游用地，对农民的补偿除了土地价值和社会保障外，关键是随着乡村旅游的发展，农民如何合理分享土地增值收益的问题。傅青山等[13]指出土地用途改变，增值收益评估既不能在农用地地价体系中评估，也不能在建设用地地价体系中评估，需要另行建立有效的评估技术路线。并且提出了以征地区片价为指导，根据被征用宗地本身实际情况评估宗地土地用途改变的增值收益。乡村旅游的发展带来乡村旅游住宿、娱乐设施租赁价格的不断提高和设施使用率的增长，后者带来的收益增加是投资者经营管理能力强弱的直接结果，而前者增长的收益，一方面与投资者的经营策略有关，另一方面来源于农用土地转化为旅游用地的市场升值收益。投资者以非市场价格取得农用土地使用权，土地升值收益几乎全部为其所有，这部分收益分配存在不合理现象，即投资者不仅获得了投资资金带来的效益，而且还侵占了农民的土地升值收益。将土地的升值收益补偿给农民，是提供土地要素的农民，与提供资金要素的投资者平等享有乡村旅游发展利益的权利。目前，在乡村旅游发展中，失去了土地未获得土地增值补偿的农民，他们有两种选择。由于缺乏必要的知识与技术，旅游投资者只能为一部分农民提供一份简单的工作，使其参与到当地的旅游发展之中，并获得数量不多的稳定收入；而另一部分不愿意参与或者投资者不希望其参与旅游企业生产的农民，则是自己想办法，利用当地发展旅游这一条件参与旅游经济活动，实质属于一种搭便车的行为。这两种行为，在某种程度上说，解决了农民依赖土地获得发展的问题，并且在付出了劳动后，获得的收入也会有所增加。然而，前一种可能拉大农民与投资经营者的收入差距，带来新的矛盾冲突；后一种，其最终结果是扰乱乡村旅游发展的秩序。所以，乡村旅游要获得健康的发展必须考虑农民对土地增值价值的分享，在市场机制的框架下建立农民对土地增值收益的分享制度。农用土地转化为乡村旅游用地之初，由于不能进入土地市场交易，土地的市场价值无法衡量，加之，紧邻土地均为农业用地，农用土地转化为旅游用地的市场增值价值在开发之初的确无法估计。但随着乡村旅游的发展，游客人数不断增加，愿意经营乡村酒店、餐馆的人增多。因此，乡村酒店、餐馆、旅游纪念品门市等旅游设施的租售价格不断上升，土地的增值价值才逐渐表现出来。在农用土地不能进入市场交易，在发展之初不能给予农民合理的市场价格补偿的情况下，根据乡村旅游发展进程让农民分阶段地分享土地获得的增值收益是符合乡村旅游发展实际的，也是可行的。

（二）农用土地增值补偿的措施

乡村旅游是一个市场化的过程，也有市场艰难的开拓期，快速发展期，在发展过程中还存在因种种原因不成功而失败。农用土地转化为旅游用地的增值效益也有一个从无到有的过程，也还存在不确定性。借用企业生命周期理论，让农民充分了解企业经营的不同阶段，在获得了《土地管理法》规定的一些基本补偿后，在政府主导下，参与分配土地不同阶段产生的增值收益，既保证了农民土地转化后的增值收益，又考虑了投资者市场经营的风险因素，有利于农民收入的增加和投资企业的健康发展。企业的生命周期大致可以分为四个阶段：创业阶段、成长阶段、成熟阶段和衰退/再生阶段，不同阶段企业的获利状况是不同的。根据旅游企业经营的不同阶段，将农民土地增值价值的补偿也分为几个相应的阶段，如初创阶段由于农业用地刚刚转化为旅游用地，乡村旅游处于尝试阶段，游客不多，愿意租买投资者旅游设施进行经营的企业也不多，投资者的租售价格便宜，收益低。因此，补偿给当地农民的土地增值收益应少。随着乡村旅游业的不断发展，游客人数增加，投资者的收益快速增长，旅游业进入成长与成熟期，这就吸引了许多经营者参加到乡村旅游中来，各种旅游设施的租售价格上升，土地增值明显。这时，应提高农民的土地增值收益，使之随着旅游的发展而增加。因此，将农民土地的增值收益与投资者的经营活动结合起来，根据乡村旅游设施租售价格的变化，来分阶段地给予农民土地增值补偿，是农用土地转化为旅游用地后增值价值补偿的有效措施。然而，进行土地增值补偿的难度在于，旅游设施租售价格的增长与投资者经营策略相关。投资者品牌打造得好，该地乡村旅游发展快，饭店、餐馆等设施租售价格就高。如何从旅游设施的价格中来区分哪是旅游经济自然增长带来的土地价值增值，哪是投资者的经营策略创造的价值，也就是说，用什么标准来分割旅游设施租售价格中投资者与农民的利益。由于乡村旅游的区位条件和面临的市场环境差异，以及投资者投入的不同，统一的分割标准难以形成。因此，需要发挥政府的主导和监督作用，依靠政府的行政权利来协调农民与投资者对土地增值收益的分享。政府应根据乡村旅游设施租售价格的变化来确定投资企业所处的生命周期，并按照一定的比例及时调整农民土地增值收益的大小，确保农民土地增值收益的实现。“一定的比例”就是合理地分割旅游设施租售价格增长幅度与补偿给农民的土地增值额的比例。目前，一些地区将土地的增值收益分为固定收益和风险收益，如成都三圣乡村民土地集中经营后获得的租金加红利的补偿方式。租金就是农民土地增值的固定收益，红利即投资者经营活动的风险收益，这是一种将农民的土地折为一定的股份参与企业经营分配的补偿方式，它较好地体现了农民土地要素在乡村旅游中产生的价值。由于农民风险承受力弱，因此，投资者将红利分为两部分，一是固定红利，以租金表现；另一部分为风险红利，与企业的经营效益相联系。低风险获得低报酬，所以，投资者承诺的固定收益部分往往比较低。风险红利与企业的盈亏相联，由于不能像上市公司那样财务公开，乡村旅游经营的增值价值的实际情况，作为“股东”的农民难以知晓，事实上风险红利部分的增长幅度也很小。农民土地以股份形式分享增值收益，在实际操作中获取的利益还是不够的。政府作为第三方，根据市场租售信号来提高农民土地的增值收益，对确保农民增收和乡村旅游发展是十分必要的。