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於促進農業生態化和可持續發展具有重要作用。基於1993—2013年農業投入產出相關資料，採用勞動、土地、化肥、農藥、農膜、機械動力、灌溉、役畜八類投入指標，農業碳排放和農業汙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擴充套件模型測算全國、東中西、八經濟區及省際農業(種植業)生態效率，並分解無效率項。

　　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於提升;

　　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、新疆等經濟落後地區。

　　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餘和非期望產出冗餘導致的，但投入和非期望產出冗餘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係，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，要基於資源稟賦現實、基於要素替代關係、基於生態負面影響等，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，還得益於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年代發端於美國，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、高產出為典型特徵，透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製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”特徵，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，農業生產帶來環境汙染負面效應，主要表現在對土壤及水質等的汙染、對土壤長期地力的侵蝕、對人身體健康的危害等方面。前者的主要原因在於農業生產直接或間接使用石油、煤炭等化石能源;後者則主要在於化肥、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《第一次全國汙染源普查公報(2010)》，中國農業汙染源排放的三類主要汙染物(COD、TN、TP)分別達到1 324.09、270.46、28.47萬 t，佔比分別為43.7%、57.2%、67.3%，農業汙染源已成為中國第一大汙染源。

　　另據《全國土壤汙染狀況調查報告(2014)》，中國土壤汙染超標率總體上已達到16.1%，其中無機汙染佔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、生態影響三者的關係，這決定了考察農業生產效率時傳統經濟效率視角已變得侷限，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，但其核心在於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)和資料包絡分析法(DEA)[2]。

　　其中，DEA法因無需預設函式關係，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]，後經一系列擴充套件。2001年Tone構建了非徑向、非角度的DEASBM模型，將鬆弛變數直接納入目標函式，解決了傳統模型忽視投入產出鬆弛問題[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]，楊良傑、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，許多學者將其用於農業生態效率測算，如潘丹、應瑞瑤[8]，李谷成[9]均以農業面源汙染為非期望產出，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汙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。基於此，本文擬以農業(種植業)為研究物件，將碳排放和汙染作為非期望產出，利用1996—2013年相關資料測度中國農業生態效率，並分析其時空差異，同時對農業生態效率損失結構進行分解。

　　1研究方法和資料選擇

　　1.1研究方法

　　本研究基於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)為研究物件測度農業生態效率。其投入產出指標及變數選擇見表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，並選用8個變數對其表徵。變數中除勞動力投入資料根據農林牧副漁業從業人員進行估算外，其餘均為直接資料。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徵。同時，為了消除物價因素的影響，所有資料均調整為以2002年為不變價格。

　　農業非期望產出包含碳排放和汙染排放兩類。一般而言，農業碳排放主要來源於以下幾個方面：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，六類排放源排放係數分別為化肥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]。

　　農業汙染典型表現為面源汙染，種植業面源汙染主要由化肥、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、農膜殘留量表徵汙染水平。化肥氮磷流失量核算方式分別為複合肥含氮量與氮肥使用量總和乘以氮流失係數，複合肥含磷量與磷肥使用量總和乘以磷流失係數;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係數;農膜殘留量核算方式為農膜使用量乘以農膜殘留係數。相關係數主要採用文獻調研法及國家統計局公佈的相關資料，同時參考《第一次全國汙染普查：肥料流失、農藥流失、地膜殘留係數手冊》，在核算過程中儘可能考慮地域差距的影響[15-16]。

　　基礎資料均來自國家統計局國家資料、《中國農村統計年鑑》及相應省市統計年鑑，個別缺失資料根據時序資料前後兩期推測代替。因1997年重慶設立直轄市，1996年以前重慶資料與四川省合併使用。

　　2中國農業生態效率測度分析

　　基於一般規模報酬(λ≥0且0.8≤∑λ≤1.2)，在期望產出與非期望產出總體比重為1∶1的情況下，利用DEASOLVER PRO計算平臺，測算各種情況下農業生態效率。

　　2.1全國農業生態效率測度分析

　　從1993—2013年中國農業投入產出樣本資料來看，除勞動力投入總體呈現下降趨勢外，其餘資料均呈現上升趨勢，這意味著，中國農業發展一定程度上實現了其它生產要素對勞動力要素投入的替代，但同時說明，生產要素投入的不斷增長不但帶來期望產出的增加，也不可避免地造成非期望產出的增加，農業產出的增加也是以犧牲生態福利為代價的。利用中國1993—2013年農業投入產出時序資料，以每一年為一個決策單元，共21個決策單元，測算樣本期內的農業生態效率，結果見圖1。

　　1993—2013年中國農業生態效率平均值為0.86，其中1993、1999、2000、2013四個年份實現相對完全效率狀態，總體上中國農業生態效率呈現逐漸改善的`狀況。樣本期，農業生態效率總體呈現“降-升-降-升”平緩右偏型“W”結構，四個階段分別對應於：1993—1996、1997—1999、2000—2004、2005—2013年。1993、1999—2000、2013年分別對應“W”上方的三個頂點，“W”左側及右側兩頂點間農業生態效率平均值分別為0.77、0.84。

　　除完全效率年份外，勞動力、土地、化肥、農藥、農膜、機械動力、灌溉、役畜八大農業生產投入冗餘的平均值分別為16.09%、14.81%、12.9%、13.79%、8.49%、4.61%、13.17%、20.2%;農業碳排放、氮流失、磷流失、農藥無效利用量、農膜殘留量五類非期望產出冗餘平均值分別為12.52%、15.43%、11.2%、13.71%、7.81%。

　　由此可見，農業生態效率損失主要反應在投入無效率和非期望產出無效率兩類指標的多個方面，其中勞動力、土地、役畜投入過多及氮流失、農藥無效利用尤為突出。透過無效率分解式測算，除去完全效率年份，其餘年份投入無效率和非期望產出無效率平均值分別為13.01%、12.13%，其中1994—1998年樣本期分別為16.2%、17.14%;2001—2012年樣本期分別為11.68%、10.05%，全樣本期和2001—2012年樣本期投入產出無效率均高於非期望產出無效率，但1994—1998年樣本期非期望產出無效率高於投入無效率，總體上兩者差距不大。

　　從政策因素視角考察中國農業生態效率的演變趨勢。1992年黨的“十四大”正式確立了社會主義市場經濟體制改革的目標，1993年十四屆三中全會透過《關於建立社會主義市場經濟體制若干問題的決定》，同時這一年國務院釋出了《關於加快糧食流通體制改革的通知》，全國人大還通過了《中華人民共和國農業法》，一系列政策影響了農業生產，可能促進了農業生態效率的提高。

　　1998年中國遭遇長江特大洪水，引起國人對生態環境保護的關注和思考，同年10月，十五屆三中全會透過《農業和農村工作若干重大問題的決定》，2000年中央經濟工作會議要求加強農業和農村經濟結構戰略性調整，這些政策影響了同時期的農業生產，尤其是1999、2000年農業總產值獲得較高提升，這兩年農業生態效率也相對較高。同時近年來生態環境不斷惡化，日益引起人們對農業生產方式的思考，可持續發展的呼聲日益高漲，國家對化肥、農藥等化學制品的使用規制不斷增強，生態農業、有機農業、綠色農業等自然農業不斷興起，一定程度上促進了農業生態效率的提高。 2.2區域農業生態效率測度分析

　　2.2.1三區域農業生態效率測度分析

　　採用常用的11∶8∶12東中西三區域劃分方法，利用1993—2013年時序資料測度每一區域相應年份的農業生態效率，結果見表2。

　　東中西部地區農業生態效率總體趨勢與全國基本一致，三大地區總體上也呈現平緩右偏“W”結構，但東部地區差異相對較大，其“W”頂點較寬闊。三地區樣本期內平均效率值分別為0.864、0.845、0.896，從平均效率值來看三個地區差距不大，但相對而言西部地區總體效率相對較高。除去1993、1999、2000、2013四年，三地區總體可以分為1994—1998、2001—2012年兩個階段，前一階段平均效率值分別為0.738 7、0.743 8、0.777 9;後一階段平均效率值分別為0.871 3、0.836、0.909 9。

　　除1993、1999、2000、2013年三大地區均實現完全效率外，東部地區2002、2003年，西部地區2009、2012年也分別實現完全效率。三個地區2003年差距較大，東部地區實現完全效率，而其它兩個地區尤其是中部地區農業生態效率相對較低，較之2002年實現大幅下降。透過無效率分解式，除去完全效率年份，測算其餘年份投入無效率和非期望產出無效率，東部地區分別為13.46%、14.27%，其中，1994—1998年樣本期分別為18.66%、20.25%，2004—2012年樣本期分別為11.79%、12.04%。中部地區分別為13.77%、17.79%，其中1994—1998年樣本期分別為18.16%、20.13%;2001—2012年樣本期分別為11.94%、11.15%。西部地區分別為10.73%、9.47%，其中1994—1998年樣本期分別為15.99%、16.16%;2001—2012年樣本期分別為8.1%、6.12%。總體而言，東部和中部地區非期望產出冗餘超過投入冗餘，而西部地區則相反。

　　全國農業生態效率時空差異與三區域時空差異基本一致，三區域農業發展構成了全國農業的發展，說明三區域時空差異基本類同的結構同時作用了全國農業生態效率差異趨勢。這種情況可能因全國農業政策的一致影響，一定程度上也說明農業政策對農業生態效率有較為明顯的影響。

　　2.2.2八區域農業生態效率測度分析

　　國務院發展研究中心提出八大經濟區分類標準，具體為：東北地區含遼寧、吉林、黑龍江;北部沿海含北京、天津、河北、山東;東部沿海含上海、江蘇、浙江;南部沿海含福建、廣東、海南;黃河中游含陝西、山西、河南、內蒙古;長江中游含湖北、湖南、江西、安徽;西南地區含雲南、貴州、四川、重慶、廣西;西北地區含甘肅、青海、寧夏、西藏、新疆。利用八大經濟區1993—2013共21年農業投入產出橫截面資料，以經濟區為決策單元，測算每一年八區域農業生態效率，結果表明樣本期內八大經濟區農業生態效率差別不大。利用八大經濟區1993—2013年時序資料測算各區域歷年農業生態效率，綜合結果見表3。

　　八大經濟區農業生態效率總體趨勢與全國基本一致，但也存在一定差異，相比較而言，西北地區和西南地區差異稍大。2013年所有區域實現完全效率;1993年除東部沿海和西南地區，1999年除黃河中游和西北地區，2000年除東北地區，2002年除南部沿海、長江中游和西南地區，相應年份其餘地區均實現完全效率。除此外，東北地區在1994、2001年，北部沿海在2001、2003、2009年，南部沿海在2005、2007年，黃河中游和長江中游在2012年，西南地區在2008、2009年，西北地區在1994、1995、1998、2004、2006、2012年均實現完全效率。

　　總體而言，西北地區有10個年份實現完全效率，而東部沿海只有4個年份實現完全效率，其餘地區則介於5—8個年份之間。全樣本期內西北地區農業生態效率的平均值最高，為0.929 4，其餘則相差不大，整個樣本區間除效率相對較高的節點年份外，大致還包含1994—1998、2001—2012年兩個農業生態效率相對較低的區間。

　　尤其是前一區間內各區域平均水平均相對較低，特別是北部沿海、南部沿海、長江中游與全樣本期平均水平差距較大;後一區間平均水平相對較高，除東北地區、東部沿海、西北地區外，平均水平均高於前一區間及全樣本期平均水平。東北地區較為特殊，在後一區間不僅低於前一樣本期還低於全樣本平均值，且差距還較大;東部沿海和西北地區後一區間值高於前一區間值，但後一區間與全樣本期平均水平相差不大。

　　從八大經濟區投入產出冗餘情況來看，大部分地區化肥、農藥、役畜等生產資料投入過多，農業碳排放相對過多，氮磷肥料流失、農藥無效利用等因素成為效率損失的主要原因;而機械動力、勞動力投入等因素影響則相對較小，同時效率缺失也較少受農業期望產出不足的影響。

　　但不同區域也有所區別，如東北地區土地、役畜、農藥投入及無效利用影響較為突出，而勞動力、機械動力及灌溉投入影響則相對較弱;北部沿海地區役畜、灌溉、農藥投入及無效利用、農膜投入及殘留影響較為突出，同時除機械動力外其餘因素也有較強影響;東部沿海地區役畜、農藥投入及無效利用、化肥投入及氮磷流失影響較大，農膜投入及殘留、機械動力投入影響較小，同時期望產出不足也對個別年份效率損失造成一定影響;南部沿海役畜、勞動力、化肥投入及氮磷流失有較大影響，除機械動力投入外其它因素影響也相對較強，同時，1994—1997年期望產出不足也造成一定影響;

　　黃河中游地區役畜、灌溉、土地投入，農藥投入及無效利用影響較為突出，農膜投入及殘留、機械動力投入影響相對較小;長江中游地區化肥投入及氮磷流失、農藥投入及無效利用、農膜投入及殘留、役畜投入影響突出，但除機械動力及灌溉投入外其它方面也有相當程度的影響;西南地區灌溉投入及氮磷流失影響較大，但除農膜和機械動力投入外，總體上各因素影響較為均衡;西北地區化肥投入及氮磷流失、土地投入、農業碳排放、農膜殘留影響較大，其餘則相對較小。