基于生態足跡模型的新疆各地州市耕地生態補償異質性研究

馬雪夢，趙 俊

（新疆農業大學 公共管理學院（法學院），新疆 烏魯木齊 830052）

耕地不僅是人類賴以生存和發展的基礎，更是保障糧食自給的基礎，“谷為國命”，糧食安全與國計民生緊緊聯系起來（薛選登等，2021）。隨著社會經濟的發展，糧食安全內涵已不再限于滿足人口發展的需求，而是在滿足數量的基礎上提高糧食質量，實現糧食生產和自然環境可持續發展的良性互動。耕地維持著人類生存和經濟發展的正常運行，已逐漸演化成為具有高度耦合性的復合系統。作為糧食生產的基礎，耕地資源是一個集社會、經濟和生態價值的綜合體，為人類提供了土壤保護等生態服務功能，但如今耕地的生態價值卻沒有得到相應體現。我國目前正處于經濟高速發展階段，為了獲得更多收益，耕種方式逐漸轉化為耗時短、見效快的勞作方式，導致過度施肥、過度噴灑農藥、開發利用強度大等不合理現象，造成耕地質量下降、農業污染、土地退化，生態系統遭到破壞。因此，探索耕地生態補償具有一定現實意義（劉利花等，2020）。

耕地生態問題得不到緩解的主要原因在于生態價值沒有得到體現。耕地的生態效益具有外部性和非排他性，即邊際私人成本或邊際收益與邊際社會成本或者邊際社會收益相偏離。解決這種經濟發展與生態環境保護之間的矛盾，關鍵在于將“外部性”內部化，耕地生態補償則是實現“外部性”內部化的有效途徑之一?！蛾P于健全生態保護補償機制的意見》（2016）及《關于深化生態保護補償制度改革的意見》（2021）文件中均提到耕地生態保護補償，但目前還沒有形成完備的耕地生態補償機制?；谛拚纳鷳B足跡模型，將耕地生態系統服務非市場價值納入耕地生態補償的計算中，能夠為耕地生態補償標準的測算以及我國生態補償機制的構建提供思路。

1 國內外研究綜述

生態補償是一個非常復雜的系統工程，涉及眾多領域。對生態補償理論的研究，最早源于生態系統服務理論（劉利花等，2019），是在庇古理論、科斯理論的開創性引領下展開的；Costanza等（1997）提出“生態系統服務”的概念，并得出影響眾多學者的17個生態系統服務功能價值種類；謝高地等（2005，2016）以Constanza的研究為基礎，建立了我國陸地生態系統的價值當量表，并估算了我國耕地生態服務系統的價值，指出生態補償主要是針對未付費且外溢部分的生態服務價值。對生態補償內容的研究涵蓋各個方面，從單一要素的生態補償擴展到區域補償中（馬駿等，2020），從生態補償概念的界定、機制的構建、補償標準的測算以及補償方式、主體的探索（賴敏等，2020）深入到森林（聶承靜等，2022）、濕地（陳科屹等，2021）、水源（朱智洺等，2022；孫付華等，2021）以及海洋等多領域。對生態補償的測算方法，國內外學者的研究同中有異，比較常見的有4種：1）基于價值，當量因子法是我國學者謝高地等（2015）基于Costanza等對生態系統服務分類的基礎上提出的生態系統服務價值評估方法；哈佛大學博士Ciriacy-Wantrup（1947）提出了條件值評估法，Bohm（1972）在此基礎上對CVM方法進行深入說明；2）基于意愿，高魏等（2007）利用條件價值評估法計算了江漢平原的耕地非市場價值，并對影響居民支付意愿的影響因素進行了分析；楊欣等（2016）運用選擇實驗法對武漢的農地生態價值及生態補償標準進行了測算；3）基于生態足跡，由Rees（1992）提出的生態足跡是一種基于生態承載力的分區模型，生態足跡概念提出之后，水足跡、碳足跡以及能值足跡隨之出現 （吳景輝等，2019；胡圓昭等，2023），生態足跡模型被運用在可持續發展、能源及生物多樣性研究中，汪運波等（2014）、施開放等（2013）和高標等（2013）在此基礎上使用生態足跡法衡量耕地補償標準；4）基于虛擬耕地，高攀等 （2019）、梁流濤等（2019）從虛擬耕地角度，通過虛擬耕地流出和流入研究耕地生態補償標準的量化。對生態補償的研究尺度，現有成果集中在國家（崔寧波等，2021a；樊鵬飛等，2018）、省份（李曉燕，2017；崔寧波等，2021b）、經濟帶（阮熹晟等，2021）以及市域（王欣等，2019），謝文寶等（2019）運用CVM方法及農戶調查數據測算新疆各區域耕地生態保護的補償，劉祥鑫等（2018）運用耕地超載指數表示耕地生態服務價值與生態足跡在各地州市之間的轉移。

雖然國內外已從不同角度對耕地生態補償額度進行測算，但耕地生態補償標準還沒有明確的測算體系。當量因子法數據易獲取，卻更加重視環境帶來的影響，輕視經濟發展水平，導致測算結果較高，會給當地政府帶來很大壓力；機會成本法著重于當地經濟發展水平的差異而忽略生態環境，致使結果偏低；虛擬耕地多用于省際耕地生態標準，因為省域內部的流入流出數據難以獲??；條件價值法、陳述偏好法雖可以反映消費者偏好、揭示民眾實際的支付意愿，但所需調查成本較高且具有較強的主觀性?；诖?，采用單一測算方法僅代表特定區域的訴求，未將耕地資源的稀缺性和外部性納入測算考慮之中，本研究采用修正的生態足跡模型，從碳足跡和生態承載力的角度判斷新疆耕地生態赤字與盈余情況?，F有研究在計算生態足跡時往往偏向于研究耕地資源利用的糧食產出方面，忽視農藥等投入所帶來的破壞，因此，測算過程中增加了對碳足跡的核算，并引入平衡因子排除計算重復的問題。結合生態服務價值法，測算耕地生態服務非市場價值，輔以“S型爾生長曲線”修正過的補償系數量化新疆14個地州市的耕地生態補償。新疆地域遼闊，但耕地資源等自然資源分布不均勻，生產條件差異較大，因此研究區更能從空間上清晰地體現出生態足跡的差別以及生態補償的差額。

2 研究區概況

新疆地處東經73°40′—96°18′、北緯34°25′—48°10′（圖1），地域遼闊，是中國陸地面積第一大的省級行政區，總面積約占中國陸地面積的1／6，沙漠、荒漠等面積較大，未利用地所占比例大①源自2021年《新疆維吾爾自治區統計年鑒》。。據統計，新疆現有耕地703.86萬hm2參考前人研究，考慮使用全國恩格爾系數平均數表示赤字區支付能力。，主要分布在昌吉州、伊犁州直屬以及喀什地區和阿克蘇地區，耕地面積最少的是克孜勒蘇柯爾克孜自治州。從數量上看，新疆的耕地面積占全疆土地的4%～5% （袁承程等，2021），2010—2020年，新疆耕地面積逐年增加，其變化動態度呈上升趨勢。新疆耕地自身的土壤自然肥力低，土地生產性能較差，耕地質量總體水平不高，并且受到經濟產出的影響，存在耕地重用輕養甚至不養的情況，進一步導致土地質量、土壤肥力下降 （鄭煜，2022）。

圖1 新疆維吾爾自治區地理區位圖Fig.1 Geographical location map of Xinjiang Uygur autonomous region

3 研究思路、方法與數據來源

3.1 研究思路

耕地作為保障國家糧食安全的基礎，不僅為社會提供食物、保障糧食供給，還提供氣候調節等生態服務功能?，F如今，糧食安全已不限于在數量上滿足人口需求，還要在此基礎上實現質量安全以及與生態環境產生良性互動。在計算補償標準時，不僅考慮由自然因素導致的生物資源足跡，還包含人為因素造成的碳足跡。

糧食安全視角下耕地生態補償測算思路（圖2）主要為：

圖2 糧食安全視角下耕地生態補償思路Fig.2 Threads of farmland ecological compensation from perspective of grain security

1）計算耕地生態盈虧量。運用修正后的耕地生態足跡模型判斷耕地生態赤字區及盈余區，生態足跡模型主要包含耕地生態足跡（細分為生物資源足跡和碳足跡）、耕地生態承載力以及二者的差額——耕地生態盈虧量。

2）計算單位耕地生態服務非市場價值。借鑒謝高地等（2013）等測算的單位面積生態服務價值當量與研究區全國糧食單產水平的比值計算得出生態服務非市場價值。

3）計算耕地生態補償。根據生態盈余情況、生態服務非市場價值，以及經過修正的“S型皮爾生長曲線”得出的補償系數，測算耕地生態補償。

3.2 耕地生態補償計算模型

引入耕地生態補償計算模型 （崔寧波等，2021b）。

式中：C為糧食安全視角下該區域內獲得或支出的補償總量；E為耕地生態盈虧量，即耕地生態承載力Ec與耕地生態足跡Ef之間的差額，即生態盈余情況；Ae為單位耕地生態服務非市場價值；R為補償系數。

由于公式（1）中的計算結果均為理論值，并沒有考慮群眾的支付能力，結果可能偏離社會經濟發展水平，因此，運用“S形皮爾生長曲線” （李曉燕，2017）進行修正，計算得出耕地補償系數R。

式中，En1、En2分別為全國平均城市和農村恩格爾系數，即食物支出占消費總支出的比例②。

3.3 耕地生態盈虧量計算模型

判斷新疆全域內耕地生態是盈余還是赤字，可用生態盈虧量模型進行計算，主要包括耕地生態足跡、耕地生態承載力和二者之間的差額——生態盈虧量。出于對播種面積以及產量的考慮，計算中所涉及的糧食作物分別是新疆最具有代表性的玉米、小麥以及水稻。

3.3.1 耕地生態足跡

耕種過程中，對耕地資源的利用不僅局限于生產糧食這一正向利用，同時還存在著施肥和噴灑農藥所帶來的負面效應。因此，本研究將傳統的生態足跡模型進行改進，將生態足跡按照利用類型分為兩部分核算（崔寧波等，2021b）：1）在耕種糧食作物時所折算的面積，即生物資源足跡；2）在追求糧食作物效益時對耕地所施加的破壞行為而折算的面積，即碳足跡。結果如表1所示。并且，在計算過程中，引入平衡因子修正因重復計算而導致的問題。

表1 生態足跡類型Table 1 Types of ecological footprint

耕地生態足跡為生物資源足跡Ef1與碳足跡Ef2之和（崔寧波等，2021b）。

式中：Ef為生態足跡；Ef1為生物資源足跡；Ef2為碳足跡；δ為平衡因子，根據研究區實際情況以及保障糧食安全的前提，將平衡因子定為0.5（靳亞亞等，2020）。

式中：N為總人口；r為均衡因子，采用劉某承等（2009）的計算結果，新疆取值2.25；i為某種糧食作物；ci為第i種糧食作物的人均消費量（消費量與生產量之間是有一定差異的，嚴格來說，并不能將研究區的生產量代替消費量，但由于省域內部的進出口量難以查詢，故將產量替代消費量）；pi為第i種糧食的全國平均生產力，由某種糧食的產量除去種植該糧食作物的播種面積乘以復種指數（所有作物播種面積與耕地面積的比值）得到。

式中：C1為生產糧食時所釋放的碳總量；C2為固碳總量；S為該區域的耕地面積；εi為第i類項目的碳排放系數，參考田云等（2017）的計算結果，取值如表2所示；βj為第j類項目的投入量；α為校正系數，取值0.05；β為生物量與固碳量之間的轉化因子，取值0.45（Fang等，2007）；mi為生產量；θi為經濟系數，取值如表3所示（田云等，2017；劉楊等，2022）；44／12為碳與二氧化碳之間的換算系數。

表2 各農業生產項目的碳排放系數Table 2 Carbon emission coefficients of agricultural production projects

表3 主要農作物經濟系數Table 3 Economic coefficients of staple crops

3.3.2 耕地生態承載力

耕地生態承載力是耕地生態系統的實際糧食生產和生態環境的供容能力（崔寧波等，2021b），公式為

式中：Ec為耕地生態承載力；si為第i種糧食作物的人均面積；y為產量因子，用研究區產量與平均產量的比值來表示，本研究參考Wackernagel等（1999）在測算中國生態足跡時的取值1.66；1-12%為生物多樣性保護面積；r為耕地均衡因子，取值2.25。

3.3.3 耕地生態盈虧量

式中E為生態盈虧量，即生態承載力與生態足跡之差。若E＞0，則表示盈余，該區域為耕地生態盈余區；若E＜0，則表示虧損，該區域為耕地生態赤字區。

3.4 單位耕地生態服務非市場價值計算模型

根據謝高地等（2013）的研究成果計算耕地生態服務非市場價值。

式中：Ae為耕地生態服務非市場價值；Ae′為農田生態系統單位面積生態服務價值當量（謝高地等，2013）；m為研究區糧食單產水平；m-為全國糧食單產水平。

3.5 數據來源

對新疆14個地州市（不含兵團）耕地生態補償進行量化研究，涉及指標包括：水稻、小麥和玉米的產量、播種面積；化肥、柴油和地膜的使用量；人口數量和GDP；農村和城鎮的恩格爾系數等。涉及指標數據均來自2021年新疆統計年鑒和2021年全國統計年鑒。碳排放系數參考田云等（2017）的研究成果。

4 結果分析

4.1 耕地生態盈虧情況分析

4.1.1 耕地生態足跡與耕地生態承載力分析

對新疆各地州市碳足跡、生物資源足跡進行測算，結果如表4所示。由表4可見，博爾塔拉蒙古自治州、克孜勒蘇柯爾克孜自治州、喀什地區、和田地區、伊犁哈薩克自治州直屬縣市（以下簡稱伊犁州直）以及塔城地區的碳足跡小于生物資源足跡，其余地州市的碳足跡均高于生物資源足跡，表明該地區在糧食生產時過度使用化肥、農藥等，在一定程度上降低了糧食的質量，另外，施用化肥和噴灑農藥所釋放的碳量高于種植糧食的固碳量。

表4 2010—2020年新疆各地州生物資源足跡與碳足跡Table 4 Biological resource footprint and carbon footprint of Xinjiang's prefectures from 2010 to 2020×104 hm2

碳足跡與生物資源足跡2個分項之和為生態足跡（表5）。在經過耕地均衡因子的平衡之后，2010—2020年耕地生態足跡排在前5位的分別是吐魯番市、喀什地區、伊犁州直、塔城地區及阿克蘇地區，屬于新疆農產品主產區。吐魯番市生態足跡較高的原因是：參與研究的農作物為新疆播種面積最廣、產量最高的糧食作物，而吐魯番市更傾向于發展林果業和蔬菜，且種植的糧食作物產量較低、固碳能力較弱。其余區域糧食播種面積和人口比較多，消費量和碳足跡都比較高，生態足跡也隨之變高。

表5 2010—2020年新疆各地州生態足跡與生態承載力Table 5 Ecological footprint and ecological carrying capacity of Xinjiang's prefectures from 2010 to 2020×104 hm2

耕地生態承載力表示該區域供容能力，經公式（8）計算得出2010—2020年新疆耕地承載力（表5）。由表5可見：2010—2020年新疆耕地承載力以喀什地區和伊犁州直為最高、克拉瑪依市和吐魯番市為最低，且10年間耕地承載力呈波動趨勢，說明北疆以伊犁州直為代表，南疆以喀什地區為代表，糧食單產較高，且生態環境的供容能力較強。作為新疆農業產區，喀什地區和伊犁州直作物種植規模大，糧食作物與經濟作物的產量也比較高，故耕地生態承載力較高?？死斠朗泻屯卖敺猩鷳B承載力較低，主要在于前者小麥產量為零，后者水稻產值為零，且其余兩種作物產量都不高，作物的人均面積較低，另外，克拉瑪依市和吐魯番市皆不是新疆的糧食主產區，對糧食的需求包含外部虛擬耕地的流入。

4.1.2 耕地生態盈虧量分析

對耕地生態承載力與生態足跡進行差值運算，得出新疆全域內耕地生態盈虧情況 （表6）。2010—2020年，耕地生態盈虧量正值較高的是喀什地區、伊犁州直、和田地區及昌吉州；耕地生態盈虧量負值較低的是吐魯番市、巴音郭楞蒙古自治州、阿克蘇地區及塔城地區，其中，吐魯番市是虧損最多的地區，一方面，吐魯番市玉米、水稻和小麥作物產量較低，使生態承載力成為全疆域內最低，另一方面，吐魯番市主要農作物為果業和蔬菜等，這類農作物固碳能力相比糧食作物、經濟作物較弱，但釋放的碳總量卻很多，導致碳足跡很高，致使生態足跡遠大于生態承載力。

表6 2010—2020年新疆各地州生態盈虧情況分析Table 6 Ecological excess／deficit of Xinjiang's prefectures from 2010 to 2020×104 hm2

4.2 新疆單位耕地生態服務非市場價值分析

借鑒謝高地等（2013）的單位面積生態服務價值當量，將生態服務劃分為9類，并修正得出我國農田生態系統服務年價值量，測算出2010—2020年新疆各地州市單位耕地生態服務非市場價值（圖3）?？傮w來看，2010—2020年新疆各地州市單位耕地生態服務非市場價值呈下降趨勢，2020年最低，其中，博爾塔拉蒙古自治州單位耕地生態服務非市場價值最高，這是因為該地區單產水平高于全疆單產平均水準，吐魯番市單位耕地生態服務非市場價值排在新疆最末位。

圖3 2010—2020年新疆各地州市單位耕地生態服務非市場價值Fig.3 Non-market values of unit farmland ecological servicing of Xinjiang's prefectures from 2010 to 2020

4.3 新疆耕地生態補償分析

為了使補償結果不與實際社會經濟發展水平偏離，將支付能力納入計算中，運用耕地生態補償模型，可以測算新疆各地州市耕地生態補償量（圖4、表7）。

表7 2010—2020年新疆各地州市耕地生態補償測算表Table 7 Estimation table of farmland ecological compensation of Xinjiang's prefectures from 2010 to 2020億元

圖4 2010—2020年新疆耕地生態補償區域Fig.4 Farmland ecological compensated areas of Xinjiang from 2010 to 2020

2010—2020年，烏魯木齊市、克拉瑪依市、吐魯番市、哈密市、博爾塔拉蒙古自治州、巴音郭楞蒙古自治州、阿克蘇地區為生態赤字區，需要支付耕地生態補償；伊犁州直、昌吉回族自治州、克孜勒蘇柯爾克孜自治州、喀什地區、和田地區為生態盈余區，獲得耕地生態補償；阿勒泰地區2010年與2020年為生態赤字區，2015年為生態盈余區；塔城地區2010年、2015年為生態赤字區，2020年為生態盈余區。新疆耕地生態補償額度與生態盈虧量的關聯度較強，吐魯番市、克拉瑪依市和烏魯木齊市的生態赤字水平較高，其中，克拉瑪依市和烏魯木齊市經濟發展較好，吐魯番市人均產量不高，故處于生態補償區。

5 結論與對策建議

本研究從生態盈余與生態赤字出發，基于生態足跡模型，借助耕地生態服務非市場價值，測算新疆各地州市耕地生態補償額度，得出以下結論。

1）耕地生態足跡最高的為吐魯番市，2010—2020年生態足跡平均值為129.661 04 hm2，該地區糧食產量較低，播種面積較少，則人均產量較少，另外，化肥、地膜與柴油的使用量較大，碳足跡較高，因此，生態足跡遠高于其余地州；10年間平均生態承載力值最大的是喀什地區，為136.841 04 hm2，該區域糧食單產較高，且生態環境的供容能力較強。

2）生態承載力與生態足跡的差值是判斷耕地生態赤字與盈余的標準，2010—2020年耕地生態盈余量較高的是喀什地區，為33.901 04 hm2，該區域生態承載力值較大，生態足跡較小，故盈余較多；赤字最大的是吐魯番市，為-150.391 04 hm2，該區域主要農作物為果業和蔬菜等而非糧食作物、經濟作物，釋碳能力強，固碳能力弱，碳足跡很高，生態足跡遠大于生態承載力。

3）10年間單位耕地非市場價值逐年下降，各地州市波動趨勢較為一致，經濟發展水平對耕地生態保護存在差異。由于單產水平高于全疆單產平均水準，博爾塔拉蒙古自治州單位耕地非市場價值最高，均值為11 334.4元／hm2，吐魯番市則為最低，均值為5 332.5元／hm2。

4）2010—2020年，7個地州市為生態赤字區，5個地州市為生態盈余區，塔城地區與阿勒泰地區產生波動。2020年吐魯番市需要支付補償2.813億元，伊犁州收獲補償1.303億元。

文中使用的生態足跡模型，相較于傳統的生態足跡模型，將碳足跡、生物資源足跡以及社會經濟發展水平都納入測算中，所得耕地生態補償結果偏低，但考慮的因素也較為全面，結果也會更加接近于實際。由于地區之間的糧食作物和經濟作物進出口數據很難獲取，且現有的農業數據庫的進出口量都是省際的，所以將消費量用產量代替，但在貿易開放的今天，不可能實現生態系統的閉合，另外，吐魯番市以特色林果業為主，文章研究的作物以糧食作物為主，因此，存在一些誤差。

根據以上結論，提出如下對策建議。

1）提倡發展綠色農業，降低碳足跡。由上述結果可以看出，影響生態盈虧量的重要指標之一是碳足跡。一方面，給予在農業生產中減少農藥、化肥等化學品的主體補貼，鼓勵發展環境友好型綠色農業；另一方面，推廣高效節水技術，加強對農業水利的基礎建設，提高水資源利用效率。

2）合理測算耕地生態補償標準。目前耕地生態補償測算集中在用生態足跡模型、生態系統服務價值、虛擬耕地凈流量，以及量化農民支付意愿，但這些幾乎都是單一的，日后的研究可以將面板數據所計算出的與實地考察所得到的數據進行統一，探索出更多角度的補償計算方法，構建更多樣化的計算模型（歐名豪等，2019）。各地在補償標準測算方法的運用上，要結合當地的實際情況，在實踐過程中盡力考慮所有因素，提高生態補償標準的可行性。

3）構建合理的耕地生態補償機制。針對補償方式，可采用現金、實物或技術等方式多元化相結合的手段；對于補償的資金來源，可以創造多元化的融資渠道，由上述計算結果可知，生態補償資金是一項較大的開支，動輒上億，故可以通過土地出讓金、財政補貼或耕地占用稅等方式獲取資金；在補償時，對于排在耕地受償區優先級首位的地區，應及時進行補償，鼓勵耕地生態保護的發展，提高民眾的耕地生態保護意識。