中國農業生態效率測度及時空差異研究論文

　　農業生態效率測度對于促進農業生態化和可持續發展具有重要作用。基于1993—2013年農業投入產出相關數據，采用勞動、土地、化肥、農藥、農膜、機械動力、灌溉、役畜八類投入指標，農業碳排放和農業污染兩類非期望產出指標以及農業總產值作為期望產出指標，利用SBMUndesirable擴展模型測算全國、東中西、八經濟區及省際農業(種植業)生態效率，并分解無效率項。

　　結果顯示：

　　①樣本期內中國農業生態效率總體呈現“降-升-降-升”平緩右偏型“W”結構，總體上中國農業經濟的生態效率趨于提升;

　　②東中西部三個地區和八大經濟區農業生態效率總體趨勢與全國基本一致，但又各具特點，三區域中東部地區差異較大，八經濟區中西北地區和西南地區差異較大;

　　③省際農業生態效率總體上也存在差別，農業生態效率總體較高的省份既有上海、江蘇等經濟發達的沿海地區，又有貴州、新疆等經濟落后地區。

　　從效率損失結構來看，農業生態效率損失總體上主要是由投入冗余和非期望產出冗余導致的，但投入和非期望產出冗余內部結構又存在諸多不同。總體而言，化肥、農藥、農膜過度使用及其負面作用在較多地區表現較為突出。農業生態效率測度實質是平衡農業投入、期望產出和非期望產出三者的關系，提升農業生態效率，促進農業生態化發展和可持續發展。同時，在農業生態效率評價中，要基于資源稟賦現實、基于要素替代關系、基于生態負面影響等，結合地區發展現實和不同的發

　　改革開放以來，中國經濟高速增長，農業產出水平也不斷提高，2004—2015年中國糧食產量已經實現“十二連增”，至2015年達到6.214億 t。農業經濟的快速發展除家庭聯產承包責任制及市場經濟體制改革的“政策紅利”外，還得益于石油農業模式的推行。石油農業又稱“化學農業”、“工業式農業”等，20世紀40年代發端于美國，繼而在全世界得到快速發展，60年代被確立為農業現代化的必由之路。石油農業模式以高投入、高產出為典型特征，通過在農業生產過程中大量使用以石油能源為動力的農業機械及石油制品為原料的農業化學制品，實現農業生產的“高產、高效、省時、省力”的效果。然而，這一模式本質是一種依靠“無機肥料”的生產模式，具有“逆生態化”特征，隨其“逆生態化”堆積效應的顯現，日益遭受質疑。

　　石油農業“逆生態化”效應突出表現在兩個方面：其一，農業生產直接或間接導致大量溫室氣體排放，為全球氣候變暖貢獻了重要份額;其二，農業生產帶來環境污染負面效應，主要表現在對土壤及水質等的污染、對土壤長期地力的侵蝕、對人身體健康的危害等方面。前者的主要原因在于農業生產直接或間接使用石油、煤炭等化石能源;后者則主要在于化肥、農藥、農膜等化學制品的過度使用產生的負面作用。石油農業的“逆生態化”效應在中國已累積到較為嚴重的程度，如據《第一次全國污染源普查公報(2010)》，中國農業污染源排放的'三類主要污染物(COD、TN、TP)分別達到1 324.09、270.46、28.47萬 t，占比分別為43.7%、57.2%、67.3%，農業污染源已成為中國第一大污染源。

　　另據《全國土壤污染狀況調查報告(2014)》，中國土壤污染超標率總體上已達到16.1%，其中無機污染占82.8%。在生態危機和可持續發展壓力之下，國內外低碳發展、生態發展、可持續發展的呼聲日益高漲，農業生態化發展的呼聲和動力也日益增強。農業生態化發展要求在農業生產過程中，不但要重視短期利益更要重視長期利益，不但要重視經濟效益還要重視生態效益，平衡農業投入、農業產出、生態影響三者的關系，這決定了考察農業生產效率時傳統經濟效率視角已變得局限，必須將生態影響注入效率考察中衡量農業經濟生態效率(簡稱生態效率)。

　　生態效率(Ecoefficiency)概念最早由Schaltegger和Sturm提出，20世紀90年代隨著世界可持續發展工商業聯合會(WBCSD)的推廣而廣受重視。雖然生態效率有眾多定義，但其核心在于生產評價中引入經濟和生態雙重維度[1]。依照生態效率思想，在農業生態效率評價中不但要重視合意產出(經濟效益)最大化，還要重視非合意產出(生態負面影響)最小化。目前，對農業生態效率評價的常用方法包括隨機前沿法(SFA)和數據包絡分析法(DEA)[2]。

　　其中，DEA法因無需預設函數關系，能更好地減少主觀因素影響，而成為各類效率評價中最為常用的方法。DEA是一種評價決策單元相對效率的方法，1978年由運籌學家Charne、Cooper及Rhodes提出[3]，后經一系列擴展。2001年Tone構建了非徑向、非角度的DEASBM模型，將松弛變量直接納入目標函數，解決了傳統模型忽視投入產出松弛問題[4]，繼而非期望產出被納入模型中，逐漸成為衡量生態效率的主流模型。DEASBM模型，在國內生態效率評價中也得到廣泛應用，如李靜、程丹潤測算地區環境效率[5]，楊良杰、吳威等測算公路運輸效率[6]，楊清可、段學軍等測算城市土地利用效率等[7]。同時，許多學者將其用于農業生態效率測算，如潘丹、應瑞瑤[8]，李谷成[9]均以農業面源污染為非期望產出，劉應元、馮中朝等[10]，田偉、楊路嘉等[11]均以農業碳排放為非期望產出，測算了相應年份中國農業生態效率，但這些研究因選用的指標及模型設定等不同，結論也有所區別。

　　縱觀當前研究，對農業生態效率的測算研究總體上還存在以下幾方面需補充或深化的內容：一是將農業碳排放和污染雙重因素納入非期望產出中;二是針對狹義農業(種植業)生態效率的衡量;三是農業生態效率區域差異分析。基于此，本文擬以農業(種植業)為研究對象，將碳排放和污染作為非期望產出，利用1996—2013年相關數據測度中國農業生態效率，并分析其時空差異，同時對農業生態效率損失結構進行分解。

1研究方法和數據選擇

　　1.1研究方法

　　本研究基于SBMUndesirable模型[4，11-12]，其基本原理如下：

　　假定農業生產中有n個決策單元，每一決策單元包含一個投入向量和兩個產出向量(期望產出和非期望產出)，

　　影響最重要的組成部分，本文以狹義農業(種植業)為研究對象測度農業生態效率。其投入產出指標及變量選擇見表1。

　　農業生產包含多種投入指標，參考以往研究，本文選取了8項主要投入指標，并選用8個變量對其表征。變量中除勞動力投入數據根據農林牧副漁業從業人員進行估算外，其余均為直接數據。為保持統計口徑的統一，農業期望產出指標以農業總產值進行表征。同時，為了消除物價因素的影響，所有數據均調整為以2002年為不變價格。

　　農業非期望產出包含碳排放和污染排放兩類。一般而言，農業碳排放主要來源于以下幾個方面：化肥、農藥、農膜三大農業化學制品生產和使用過程中引起的排放;農業機械消耗化石燃料(主要是柴油)引起的排放;農業灌溉消耗電能(主要是火力發電)間接引起的排放;農業翻耕引起的有機碳的流失。參照以往研究，六類排放源排放系數分別為化肥0.895 6(kg/kg)[13]、農藥4.934 1(kg/kg)、農膜5.18(kg/kg)、柴油0.592 7(kg/kg)、農業灌溉20.476(kg/hm2)、農業播耕312.6(kg/km2)[14]。

　　農業污染典型表現為面源污染，種植業面源污染主要由化肥、農藥、農膜等過度使用所造成的，本文采用化肥氮磷流失量、農藥無效使用量、農膜殘留量表征污染水平。化肥氮磷流失量核算方式分別為復合肥含氮量與氮肥使用量總和乘以氮流失系數，復合肥含磷量與磷肥使用量總和乘以磷流失系數;農藥無效利用量核算方式為農藥使用量乘以農藥無效利用系數;農膜殘留量核算方式為農膜使用量乘以農膜殘留系數。相關系數主要采用文獻調研法及國家統計局公布的相關數據，同時參考《第一次全國污染普查：肥料流失、農藥流失、地膜殘留系數手冊》，在核算過程中盡可能考慮地域差距的影響[15-16]。

　　基礎數據均來自國家統計局國家數據、《中國農村統計年鑒》及相應省市統計年鑒，個別缺失數據根據時序數據前后兩期推測代替。因1997年重慶設立直轄市，1996年以前重慶數據與四川省合并使用。