全 文 ：中国生态农业学报 2012年 6月 第 20卷 第 6期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Jun. 2012, 20(6): 703−709


* 国家环保部公益性行业科研专项(201009020)资助
刘某承(1983—), 男, 助理研究员, 博士, 主要从事生态系统服务与生态补偿方面的研究。E-mail: liumc@igsnrr.ac.cn
收稿日期: 2012-02-24 接受日期: 2012-03-29
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2012.00703
传统地区稻田生态补偿标准的确定*
—— 以云南哈尼梯田为例
刘某承 伦 飞 张灿强 李文华
(中国科学院地理科学与资源研究所 北京 100101)
摘 要 生态补偿标准的确定是生态补偿机制构建的关键问题之一。本文基于农户的受偿意愿以及政府对补
偿资金的投入产出分析构建了稻田生态补偿标准的测算框架。其次, 以云南哈尼梯田稻鱼共作的稻田系统为
例, 计算了哈尼梯田地区农户放弃一定程度化肥、农药施用的受偿意愿, 并评估了不同化肥、农药限制施用
条件下稻田所能供给的生态系统价值, 最后基于政策有效性目标构建了哈尼梯田地区稻田生态补偿的动态
标准。结果表明: 在化肥、农药施用的不同限制条件下, 农户的受偿意愿与限制标准呈显著正相关关系, 接
受政府直接补贴形式的补偿意愿为每年 3 727~8 732 元 ·hm−2, 接受市场调控下稻米价格上涨的幅度为
1.25~2.45 元·kg−1。因此, 以稻田养鱼减半化肥用量并不施用农药为例, 初始时稻米价格未能提高, 政府需要
补偿农户 7 462元·hm−2, 但生态环境收益仅为 7 447元·hm−2; 当稻米价格提高 1元·kg−1时, 政府只需要补偿农
户 7 112元·hm−2, 此时政府的投入盈余 335元·hm−2。
关键词 生态补偿 生态系统服务 稻鱼共生 稻田 哈尼梯田
中图分类号: F062.2 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2012)06-0703-07
Standards of payments for paddy ecosystem services:
using Hani Terrace as case study
LIU Mou-Cheng, LUN Fei, ZHANG Can-Qiang, LI Wen-Hua
(Institute of Geographical Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101, China)
Abstract Agricultural land provides not only food and fiber (an important element of food security), but also serves as non-market
commodity with characteristic externalities and public services. Payments for paddy ecosystem services promote farmers’ engage-
ment in ecological or organic agricultural practices and agro-ecological/environmental supply. Standard of payments for ecosystem
services is one key issue for establishing eco-compensation mechanisms in paddy fields. This paper established the items and calcu-
lation processes of standards of payments for ecosystem services of traditional paddy based on the farmers’ willingness and in-
put-output analysis of compensation investments. Then using rice-fish symbiotic system in Hani Terrace as case study, farmer com-
pensation willingness was calculated under designed dwindling application of chemical fertilizers, pesticides and other
agro-chemicals. Standard of payments for paddy ecosystem services was attained based on policy effectiveness through evaluating
paddy ecosystem services supply in designed conditions. Results showed that most farmers recognized the negative impacts of fertil-
izers and pesticides on agro-ecological environments. A significant relationship was noted between farmer compensation willingness
and application restrictions of chemical fertilizers and pesticides under different designed conditions. Under different limits, farmer
cash compensation willingness was in the range of 3 727~8 732 Yuan·hm−2 and willingness to accept environment-friendly rice price
rise was in the range of 1.25~2.45 Yuan·kg−1. Through field investigations and follow-up calculations, ecosystem services value of
rice-fish systems in paddy fields was 7 447 Yuan·hm−2, provided farmers reduced use of fertilizers to half dose and no pesticides.
Thus government could pay farmers to encourage low use of fertilizers and pesticides for high ecological services. Government could
initially pay 7 462 Yuan·hm−2 for paddy ecosystem services output of 7 447 Yuan·hm−2. However, for 1 Yuan·kg−1 rice price increase
under limited chemical fertilizer and pesticide use, government would paid 7 112 Yuan·hm−2. The compensation investment profit at
704 中国生态农业学报 2012 第 20卷


this rate was 335 Yuan·hm−2.
Key words Ecological compensation, Ecosystem services, Rice-fish system, Paddy field, Hani Terrace
(Received Feb. 24, 2012; accepted Mar. 29, 2012)
随着对生态与环境问题认识的不断发展 , 稻
田的生态系统功能越来越受到国内外学者的广泛
关注 [1]。尤其是在我国传统的经济欠发达、生态环
境较脆弱地区, 稻田生产不仅是一项经济活动, 同
时还具有提供生态系统服务以保护脆弱生态系统、
促进就业以维护民族团结以及传承文化等众多功
能 [2]。然而, 在追求粮食产量和经济利润的刺激下,
化肥、农药滥用不仅严重破坏了稻田净化污水、消
解有机有毒物质、钝化或无效化无机有毒物质的调
控功能, 反而产生了面源污染问题, 同时破坏了稻
田生物多样性并引发食品安全隐患 , 影响了农业
可持续发展。因此, 在传统地区可通过政府对农户
进行适当补偿来激励农户采用环境友好型耕种方
式 , 以充分发挥农业生产活动的生态功能和社会
功能。
当前稻田生态补偿已成为热点问题, 然而稻田
生态补偿仍停留在个案研究水平, 理论探讨和实际
应用间还有较大距离, 尤其是如何确定补偿标准仍
未解决[3]。生态补偿标准的确定一般参照生态保护
者的直接投入和机会成本、生态受益者的获利、生
态破坏的恢复成本、生态系统服务的价值等方面进
行初步核算[4]。对于生态服务功能的价值评估, Co-
stanza等 [5]评价了全球生态系统服务功能的价值 ,
Turner等[6]提出并构建了生态系统服务框架。中国学
者 [7−8]也对稻田生态系统服务功能及其价值评估开
展了大量工作, 其中刘某承和张丹等[9−11]对传统农业
地区稻田生态系统服务功能价值进行了全面评估和
比较。但由于生态系统的复杂性、经济学方法的局限
性及用经济学方法评估自然生态系统的局限性等方
面的因素, 使得众多国内外学者对生态系统服务功
能价值评估进行了激烈争论[12], 在实践中生态系统
服务功能价值评估方法还存在一些缺陷, 根据这些
理论以及相应的价值评价方法所得到的生态系统服
务功能的货币价值还不能直接作为生态补偿标准[13]。
尤其是农户作为稻田农业生产的主体, 其行为具有
相当的主观性, 因而农户受偿意愿成为生态补偿标
准确定的一个重要标准。同时, 意愿调查获得的数据
也能反映生态系统服务提供者自主提供优质生态系
统服务的成本[14]。然而, 生态系统服务量化方法、意
愿调查法和供需双方博弈等方法都在学者考虑之中,
哪个更合适, 目前尚未形成共识[15]。因此, 本文从生
态系统服务供给、受偿意愿两个方面构建补偿标准,
为传统地区稻田生态补偿机制的构建提供支撑。
1 传统地区稻田生态补偿标准的确定
生态补偿标准的确定是补偿机制构建的核心和
难点。稻田生态环境具有外部效益, 需要将其内在
化, 激励保护主体的积极性, 弥补供应不足的问题;
同时, 稻田面源污染严重, 负外部性行为的大量存
在和正外部性行为缺乏的双重矛盾和现实问题, 要
求建立一种生态约束或管制政策, 支持和鼓励农民
转变生产经营方式, 逐渐向环境友好型农业的方向
发展。因此, 本文从农民降低化肥、农药等化学物
质施用量所带来的损失角度, 通过直接补贴或提高
农产品价格两个角度测算补偿的参考标准(图1)。
另一方面, 政府对农户进行直接补贴是为了减
少其生产决策造成的环境损害, 使稻田生态系统的
功能得以体现, 而这种生态环境效益恰恰成为政府
投入的产出。同时, 政府还可以通过一些产业扶持
和公共建设等途径有效提高农产品的收益(图1)。



图 1 政府与农户补偿标准博弈示意图
Fig. 1 Game playing between government and farmers on eco-compensation standard

第 6期 刘某承等: 传统地区稻田生态补偿标准的确定 705


从图1可以看出 , 基于当前稻田化学物质施用
量较大的现实, 首先需要政府对农户进行直接补贴
以激励农户减少化肥、农药的施用, 以产出较好的
生态环境效益; 其次, 由于当地生态与环境的改善
以及化学物质的减量或零施用, 通过政府的产业扶
持政策以及公共建设, 农产品价格及利润得到提高,
政府需要进行的直接补贴相应减少, 相比生态环境
收益 , 政府的投入开始出现盈余 ; 如此 , 产生一个
良性循环, 达到农户与政府的双赢, 生态环境效益
与社会经济效益的双赢。
2 研究方法
中国的哈尼族分布在云南南部哀牢山和无量山
的广阔山区, 创造了独具特色的农耕文化、居住文
化、服饰文化和丰富多彩的民俗文化。尤其是生活
在红河南岸的哈尼族创造的哈尼梯田及其丰富的生
物多样性和独特的“冲肥”和“赶肥”方法, 控制了病
虫害发生的同时降低了农业面源污染的风险, 是哈
尼人适应自然、改造自然的经验和文化的淀积, 是
一个和谐的自然−社会−经济复合生态系统。另外 ,
为了充分利用梯田稻作的水资源并提供多种产品 ,
特别是在提高谷物产量的同时提供肉质蛋白产品 ,
哈尼人发展了传统的梯田围塘养鱼。但围塘养鱼不
利于鱼的生长, 近年来农业科技部门积极引导广大
哈尼群众利用稻田养鱼, 改变传统做法, 实行稻田
放养, 通过科学管理, 获得了鱼粮双丰收。2006年红
河县全县稻田养鱼面积约达3 364 hm2, 仅此一项,
农民增收3 000多万元。然而, 由于现代文明的冲击
以及农村青壮年劳动力的流失, 哈尼梯田地区的化
肥农药使用量逐年上升。一方面破坏了当地的生态
环境, 不利于稻田养鱼的大规模推广; 另一方面由
于化肥农药的支出, 稻田生产并没有对农户的经济
收入带来较大的提高。
2.1 农户受偿意愿调查
本文根据农户开展减少农业负外部性行为、从
事保护性耕作并得到补偿的思路进行问卷设计。为
使农户能够直观、准确地判断减少稻田生产负外部
性行为后自己的损失, 并给出相对准确的受偿意愿,
本文以限制使用化肥、农药用量为情景, 调查受访
农户接受直接补贴的意愿, 以及在不同化肥、农药
施用限制下可以接受的稻米价格。化肥、农药施用
的限制条件有8项: ①化肥用量减半; ②农药用量减
半; ③化肥农药用量均减半; ④完全不用化肥, 改施
农家肥或有机肥; ⑤完全不用农药, 改用绿色防控
控制病虫害; ⑥完全不用化肥, 农药用量减半; ⑦完
全不用农药, 化肥用量减半; ⑧化肥农药均完全不
再施用。
调查采用面对面采访的方式, 问卷调查范围包
括哈尼梯田地区红河县甲寅乡的6个行政村: 甲寅、
老博、龙美、龙普、他撒、阿撒。各村样本的发放
数量以各村的家庭户数所占比例为主要依据, 结合
调查中的实际情况做出适当调整, 采用随机群抽样
的方法选定样本, 每个随机群样本数量控制在总样
本的1/13之内[16−17]。本次调查问卷共200份, 整理后
有效问卷188份, 占问卷总数的94%。
受访农户以男性略多, 占总数的61.70%; 以中
老年劳动力为主, 52.48%的样本年龄集中在40~60岁,
还有32.88%的样本年龄在60岁以上, 40岁以下仅有
15.64%; 文化程度以小学为主 , 占样本的70.21%;
受访农户家庭年收入在10 000元及以下的占86.70%,
其中打工收入占家庭收入一半以上的有68.06%。
2.2 生态环境效益计算
为分析政府对农户进行补偿的投入产出, 需要
计算在不同化肥、农药施用限制下稻田生态系统提
供的服务价值。由于农户受偿意愿的调查中设定了8
种化学物质限制标准, 根据哈尼梯田地区红河县甲
寅乡稻田养鱼的实际, 本文以稻田养鱼减半化肥用
量并不施用农药来选择样地, 通过和现有化肥、农
药施用量下的稻田生态系统的功能进行对比, 来计
算政府投资的真实产出。
2.2.1 大气调节功能价值计算
本文只考虑稻田水稻在生长期间的大气调节功
能, 至于收获物中的碳在下游生态系统或产业系统
中的汇效应或源效应不在本研究范围之内。
对固碳功能的计算, 通过光合作用方程, 植物
每积累 1 g干物质, 需要吸收 1.63 g CO2, 由此可反
推出稻田光合作用过程中固定 CO2 的物理量[公式
(1)]。而其固碳功能价值的计算采用造林法, 固定
CO2的造林成本为 1.32 Yuan·kg−1(C) [18]。
Q=1.63B (1)
式中, Q为固定 CO2的物理量, B为生物量。
另外, 研究表明稻鱼共生生态系统可减少 CH4排
放, 平均可减少单位面积 CH4排放 31.42%[19]。为计算
方便, 用增温潜势(GWP-Global Warming Potentials,
以 CO2的 GWP 为 1)将相同质量的不同温室气体换
算为等温室效应的 CO2, CH4的 GWP为 24.5[20]。据
此可以将 CH4换算为 CO2, 计算其气体调节的价值。
2.2.2 营养物质保持功能价值计算
通过调查发现, 研究区域内稻鱼共生生态系统
中有机质主要来自鱼粪、水稻根际沉析作用以及残
留的植株地下部分和秸秆输入。根据文献记载, 水
稻根际沉析作用输入稻田土壤有机碳量约为水稻根
系生物量的 4 倍, 而在常规收割方式下, 残留在田
706 中国生态农业学报 2012 第 20卷


间的秸秆量为秸秆总生物量的 11%[21]。由此可以计
算出稻鱼共生生态系统有机质输入量。在功能价值
计算上, 2006年, 尿素价格 1 676.5 Yuan·t−1; 氯化钾
价格 1 853.33 Yuan·t−1; 过磷酸钙 473 Yuan·t−1。通过
市场调研发现, 以提供有机质和少量养分为主的精
制有机肥料市场价格约为 850 Yuan·t−1, 即有机碳的
市场价格为 1.47 Yuan·kg−1(1 kg有机质相当于 1.724
kg有机碳)。由此计算出两种农业生产模式营养物质
保持功能价值[式(2)]。
V=P1i×P2i

×P3i (2)
式中, V为营养物质保持功能的经济价值, P1i为稻田
土壤中氮、磷、钾等的含量, P2i 为氮、磷、钾等折
算成化肥的比例, P3i为各类化肥的销售价。
2.2.3 病虫草害控制功能价值计算
研究表明稻鱼共生系统可以较好地防治病虫草
害, 几乎可以不用农药[22]。调查区域内, 稻鱼共生的
农田里, 农户很少使用农药, 其用量约为常规耕作
模式的 1/2。因此用替代价格法计算稻鱼共生生态系
统病虫草害控制功能的价值。
2.2.4 水量调节功能价值计算
调查表明 , 调查区域内的稻田田埂高度为
40~50 cm, 因此当暴雨来临时, 该稻田相当于一个约
45 cm蓄水深度的蓄洪水库, 蓄水量为 4 500 m3·hm−2。
本文利用水库工程费用法[23−24]计算两种生产方式下
稻田的蓄洪价值。
2.2.5 旅游价值计算
在 1 000 多年的历史中, 哈尼族建造并保存了
具有良好水土保持功能和极高美学价值的规模巨大
的“梯田景观”, 以其“分布之广, 规模之大, 建造之
奇, 在中国没有, 在世界罕见”而闻名中外。其旅游
价值由费用支出法计算:
1
n
i
i
V v
=
= ∑

(3)
式中, V为游憩价值, vi为第 i种费用的实际支出。实
际支出的费用种类包括往返交通费、门票费、住宿
费和因游憩而增加的餐饮费、时间花费。
2.2.6 水质污染治理费用计算
农业面源污染已经成为我国水质污染的最主要
来源之一, 也是水质治理的难点。由于稻鱼共生系
统中稻、鱼的共生作用, 为稻田提供了肥力, 减少了
病虫草害, 在农药和化肥的施用量上都显著低于常
规农业耕作模式, 从源头上消减了农业面源污染的
危害。两种农业生产模式造成的水质污染治理费用
的单价参考本地污水处理厂单位废水的处理价格。
2.3 动态生态补偿标准的确定
为激励农户转变稻田生产方式, 减少化学物质
的施用, 可以通过政府的直接补贴和市场的价格调
控两种手段进行。由于农户的受偿意愿是一定的 ,
因此直接补贴和价格调控呈负相关关系。当然, 初
始时农户的生态补偿只能全额依赖于政府的直接补
贴, 只有当农户开始转变生产方式并且其农产品可
以进入高端市场时, 通过提高稻米价格以补贴农户
的机制才是可行的。
S W P Q= − × (4)
式中, S为政府对农户的直接补贴, W为农户接受直
接补贴的受偿意愿, P为农产品价格增值, Q为农产
品平价产量。
3 计算结果与分析
3.1 农户接受直接补贴的受偿意愿
不同限制状态下受访农户的受偿意愿有明显
的波动和差异, 呈离散分布(图2)。同时, 受偿意愿
的分布与化肥、农药施用的限制强度有正相关关
系。从图2可见 , 不同限制条件下有78.12%受访农
户的受偿意愿相对集中在6 750 元·hm−2以下, 受偿
额度与其水稻种植的净收入较为接近。在化肥或农
药用量减半这两个限制条件下 , 分别有90.24%和
89.03%的受访农户的受偿意愿低于6 750 元·hm−2;
在完全不用化肥和农药时 , 仅有49.12%的受访农
户愿意接受6 750 元 ·hm−2的补偿 ; 其他限制状态
下 , 有62%~79%的农户选择低于6 750 元 ·hm−2的
补偿标准。
根据受访农户的样本人数、受偿意愿及其占样
本的比例, 可以计算出不同限制状态下受访农民的
平均受偿意愿(表1)。当稻田生产中化肥、农药用量
分别减半时, 农户接受的平均受偿意愿分别为每年
3 727元·hm−2和5 208元·hm−2。而随着化肥用量限制
标准的提高, 受访农户认为会增加稻田生产的难度;
同时随着农药用量限制标准的提高, 受访农户认为
稻米产量会因为病虫害而相应减产。因此要求政府
对其经济补偿相应提高。
3.2 农户接受产品价格提升的受偿意愿
不同限制标准下, 农户接受产品价格提升的受
偿意愿有明显差异, 呈离散分布(图3)。从图3可见,
不同限制条件下约有87.32%的受访农户接受的产品
上涨空间在0.2~2.0 元·kg−1之间。在化肥或农药用量
减半这两个限制条件下, 分别有95.24%和94.03%的
受访农户接受稻米价格上涨0.2~2.0 元 ·kg−1; 在完
全不用化肥和农药时, 仅有72.12%的受访农户愿意
接受0.2~2.0 元·kg−1的上涨幅度。
同样, 根据受访农户的样本人数、受偿意愿及
其占样本的比例, 可以计算出不同限制状态下受访
第 6期 刘某承等: 传统地区稻田生态补偿标准的确定 707




图2 不同限制条件下调查区农户接受直接补贴的受偿意愿分布
Fig. 2 Distribution of farmers’ willingness to accept cash compensation under different limitations

表1 不同限制条件下调查区进行稻鱼共生农作的农户接受直接补贴的受偿意愿
Table 1 Farmers’ willingness to accept crash compensation for rice-fish symbiosis systems under different limitations
in the investigated area Yuan·hm−2
限制条件
Limitation
化肥减半
Half chemical
fertilizer
农药减半
Half pesti-
cides
化肥农药均减半
Half chemical fertil-
izer and pesticides
零化肥
No chemical
fertilizer
零农药
No pesti-
cides
零化肥农药减半
No chemical fertilizer
+half pesticides
零农药化肥减半
No pesticides+half
chemical fertilizer
零化肥零农药
No chemical fertilizer
and no pesticides
受偿意愿
Willingness of
compensation
3 727 5 208 5 782 5 943 5 921 7 462 7 465 8 732



图3 不同限制条件下调查区进行稻鱼共生农作的农户接受价格提升的受偿意愿分布
Fig. 3 Distribution of farmers’ willingness to accept environment-friendly rice’s price rising for rice-fish symbiosis
systems under different limitations in the investigated area

农户的接受稻米价格上涨的平均幅度(表 2)。当稻田
生产中化肥、农药用量分别减半时, 农户接受的稻
米价格上涨的平均幅度分别为 1.79 元·kg−1 和 1.83
元·kg−1。同时, 随着化肥用量限制标准的提高, 农户
对稻米价格涨幅的要求也相应提高。
3.3 生态环境效益提高
若在甲寅乡推广稻鱼共作 , 不仅可以降低化
肥、农药的用量, 还可以充分发挥稻田生态系统的
服务功能, 同时降低一些负面效应, 如有效控制稻
田害虫、减少病害以及减少 CH4的排放等。
708 中国生态农业学报 2012 第 20卷


稻鱼共生系统减少稻田 CH4 排放量的功能, 使
得生产活动的外部负效益损失降低 493 元·hm−2(表
3)。由于鱼的觅食等活动搅动了土壤, 加强了土壤通
气, 减少了 CH4 的产生量; 减弱了因杂草和浮游生
物的呼吸作用对水体溶解氧的消耗, 使水体溶解氧
增加, 促使土壤产生的 CH4被较快地氧化。
稻鱼共生系统减少了化肥农药的使用, 从而可
以有效控制农业生产造成的面源污染问题, 缩减治
理费用 4 200元·hm−2(表 3)。稻田里鱼的排泄物中含
有氮、磷等营养元素, 成为水稻的肥料, 调查显示稻
田鱼粪中含有的氮元素为 7.32 kg·hm−2、磷元素为
2.19 kg·hm−2, 因此减少了氮肥和磷肥的使用; 另外,
稻田养鱼较好地防治病虫草害, 在减少 2 次用药的
条件下, 三化螟、纵卷虫、稻飞虱、稻叶蝉等主要
稻田害虫的平均量仅为常规稻作的 29.17%、50%、
56%和 50%, 减少了农药的使用。
通过计算发现(表 3), 与常规稻作方式相比, 稻
鱼共生系统在固碳释氧、营养物质保持、病虫害防
治、水量调节乃至于旅游发展等方面都有其独特的
优势, 其外部经济效益提高 2 754 元·hm−2; 同时,
稻鱼共生系统减少了 CH4 排放, 并控制了化肥农药
的使用, 使其外部负效益损失降低 4 693 元·hm−2。
因此, 综合看来, 稻鱼共生系统比常规稻作系统的
生态环境效益价值增加 7 447 元·hm−2。

表2 不同限制条件下调查区进行稻鱼共生农作的农户接受产品价格提升的受偿意愿
Table 2 Farmers’ willingness to accept environment-friendly rice’s price rising for rice-fish symbiosis systems under different
limitations in the investigated area Yuan·kg−1
限制条件
Limitation
化肥减半
Half chemi-
cal fertilizer
农药减半
Half
pesticides
化肥农药均减半
Half chemical
fertilizer and
pesticides
零化肥
No chemical
fertilizer
零农药
No
pesticides
零化肥农药减半
No chemical fertili-
zer+half pesticides
零农药化肥减半
No pesticides+half
chemical fertilizer
零化肥零农药
No chemical fertilizer
and no pesticides
提价意愿
Willingness to
price rising
1.25 1.41 1.89 1.91 2.01 2.18 2.21 2.45

表 3 调查区稻鱼共作生态环境效益增值表
Table 3 Ecological service value of rice-fish symbiosis system and mono-cropping rice system
调节大气 Air adjustment 合计 Total
固碳释氧
C fixing and
O2 releasing
排放 CH4
CH4 releasing
营养物质保持
Nutrients main-
tenance
病虫害防治
Disease and
insect control
水量调节
Water
adjustment
旅游发展
Tourism
水污染
Water
pollution
正效益
Positive
benefit
负效益
Negative
benefit
净效益
Net
benefit
常规稻作
Mono-cropping
rice system
10 417 −1 569 1 660 0 4 530 0 −6 440 16 607 −8 009 8 598
稻田养鱼
Rice-fish
symbiosis system
8 789 −1 076 1 624 1 007 6 795 1 146 −2 240 19 361 −3 316 16 045

3.4 动态生态补偿标准的确定
以稻田养鱼减半化肥用量并不施用农药为例 ,
政府对农户进行生态补偿的收益是稻田养鱼比常规
稻作所能带来的更高的生态环境效益 , 为7 447
元 ·hm−2。若政府将这些收益全部直接补贴给农户 ,
基本可以满足农户的受偿意愿(7 462 元·hm−2)。也就
是说, 若生态补偿标准在7 447~7 462 元·hm−2之间,
那么政府的投入可以获得一定的生态环境效益, 同
时农户的直接经济收入得到保障, 能够形成政府和
农户的双赢 , 生态环境保护与经济社会发展的双
赢。当然, 随着公共建设的不断投入以及市场的不
断完善, 农户的环境友好型稻田生产的农产品价格
可以提高, 那么政府的直接补贴也可以随之发生改
变(图4)。如, 当稻米价格提高1 元·kg−1时, 政府只需
要补贴农户7 112 元·hm−2就可以满足农户的受偿意
愿; 当稻米价格提高2 元·kg−1时, 政府只需要补贴
农户6 762 元·hm−2就可以满足农户的受偿意愿。


图4 调查区稻鱼共生系统生态补偿的动态标准
Fig. 4 Dynamics of ecological compensation for rice-fish
symbiosis ecosystem services

同时, 政府通过补贴农户以激励农户采用环境
友好型生产方式, 从而充分发挥稻田生态系统的多
种功能, 获取生态环境效益。因此, 当政府对农户的
直接补贴减少时, 由于稻田生态系统的服务价值基
本恒定, 通过投入产出分析, 政府的投入盈余不断
第 6期 刘某承等: 传统地区稻田生态补偿标准的确定 709


增多(图4)。如, 初始时稻米价格未能提高, 政府需要
补贴农户7 462 元·hm−2, 但生态环境收益仅为 7 447
元·hm−2, 此时的政府投入未能盈余; 但当稻米价格
提高 1 元 ·kg−1时 , 政府只需要补贴农户 7 112
元·hm−2, 此时政府的投入盈余335 元·hm−2。
4 小结与讨论
补偿标准的确定是稻田生态补偿机制构建的关
键环节之一。本文以“补偿生产者因转变操作方式提
供不同组合或更高水平的环境服务而损失的收益”
为原则, 通过对农户在不同化肥、农药施用限制下
受偿意愿的调查, 包括接受直接补贴的意愿和接受
市场调控提高农产品价格的意愿, 构建稻田生态补
偿机制的动态补偿标准。同时, 通过政府的直接补
贴及其下产生的生态环境效益, 评估了政府投入的
产出效果。主要结论如下:
(1)在化肥、农药施用的不同限制条件下, 农户
的受偿意愿与限制标准呈显著正相关关系。随着化
肥用量限制标准的提高, 受访农户认为会增加稻田
生产的难度 ; 同时随着农药用量限制标准的提高 ,
受访农户认为稻米产量会因为病虫害而相应减产。
因此要求政府对其经济补偿相应提高。
(2)在化肥、农药施用的不同限制条件下, 农户
接受的政府直接补贴形式的补偿意愿为每年3 727~
8 732 元·hm−2; 接受的市场调控下稻米价格上涨的
幅度为1.25~2.45 元·kg−1。
(3)若通过稻田养鱼以减半化肥用量、彻底不施
用农药, 初始时需要对农户进行直接补贴的生态补
偿在7 447~7 462 元·hm−2之间; 而随着市场的完善,
环境友好型稻米价格每提高1 元·kg−1, 政府的直接
补贴可以随之减少350 元·hm−2。
(4)政府对农户的生态补偿也是一种经济投资 ,
不仅可以使农户获得直接的经济收入以拉动内需增
长, 还可以获得农户转变生产方式后稻田生态系统
提供的更高水平的生态环境效益。以稻田养鱼减半
化肥用量、彻底不施用农药为例, 当稻米价格提高 1
元·kg−1时, 政府只需要补贴农户 7 112 元·hm−2, 那
么此时政府的投入盈余 335 元·hm−2。
参考文献
[1] 李文华 , 刘某承 , 闵庆文 . 中国生态农业的发展与展望[J].
资源科学, 2010, 32(6): 1015−1021
[2] 李文华 , 刘某承 , 张丹 . 用生态价值观权衡传统农业与现
代农业的效益—— 以稻鱼共作模式为例[J]. 资源科学, 2009,
31(6): 899−904
[3] 秦艳红 , 康慕谊 . 国内外生态补偿现状及其完善措施 [J].
自然资源学报, 2007, 22(4): 557−566
[4] 李文华 , 刘某承 . 关于中国生态补偿机制建设的几点思考
[J]. 资源科学, 2010, 32(5): 791−796
[5] Costanza R, d’Arge R, de Groot R, et al. The value of the
world’s ecosystem services and natural capital[J]. Nature,
1997, 387(6630): 253−260
[6] Turner R K, Daily G C. The ecosystem services framework
and natural capital conservation[J]. Environmental and Re-
source Economics, 2008, 39(1): 25−35
[7] 谢高地, 肖玉, 甄霖, 等. 我国粮食生产的生态服务价值研
究[J]. 中国生态农业学报, 2005, 13(3): 17−20
[8] Yu X, Xie G D, Lu C X, et al. The value of gas exchange as a
service by rice paddies in suburban Shanghai, PR China[J].
Agriculture, Ecosystem and Environment, 2005, 109(3/4):
273−283
[9] 刘某承 , 张丹 , 李文华 . 稻田养鱼与常规稻田耕作模式的
综合效益比较研究—— 以浙江省青田县为例[J]. 中国生态
农业学报, 2010, 18(1): 164−169
[10] 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
[11] Zhang D, Min Q W, Liu M C, et al. Ecosystem service trade-
off between traditional and modern agriculture: A case study
in Congjiang County, Guizhou Province, China[J]. FrontIers
of Environmental Science and Engineering in China. (doi: 10.
1007/s11783-011-0385-4)
[12] Greenley D A, Walsh R G, Young R A. Economic benefits of
improved water quality: Public perceptions of option and
preservation values[M]. Boulder, Colo: Westview Press, 1982
[13] Loomis J B, Kent P, Strange L, et al. Measuring the total
economic value of restoring ecosystem services in an im-
paired river basin: Results from a contingent valuation sur-
vey[J]. Ecological Economics, 2000, 33(1): 103−117
[14] 李晓光, 苗鸿, 郑华, 等. 生态补偿标准确定的主要方法及
其应用[J]. 生态学报, 2009, 29(8): 4431−4440
[15] 孙新章 , 周海林 , 张新民 . 中国全面建立生态补偿制度的
基础与阶段推进论[J]. 资源科学, 2009, 31(8): 1349−1354
[16] Loomis J B, Walsh R G. Recreation economic decisions:
Comparing benefits and costs. 2nd ed.[M]. Pennsylvania:
Venture Publishing Inc, 1997: 159−176
[17] Loomis J B. Methodology and the US institutional frame-
work[M]//Bateman I J, Willis K G, Arrow K J, eds. Valuing
environmental preferences: Theory and practice of the con-
tingent valuation method in the US, EU, and developing
countries. New York: Oxford University Press, 1999: 613−627
[18] 肖玉 , 谢高地 , 鲁春霞 . 稻田生态系统氮素吸收功能及其
经济价值[J]. 生态学杂志, 2005, 24(9): 1068−1073
[19] 向平安, 黄璜, 黄梅等. 稻−鸭生态种养技术减排甲烷的研
究及经济评价[J]. 中国农业科学, 2006, 39(5): 968−975
[20] Lu J B, Li X. Review of rice-fish-farming systems in China—
one of the globally important ingenious agricultural heritage
systems (GIAHS)[J]. Aquaculture, 2006, 260(1/4): 106−113
[21] 徐琪, 杨林章, 董元华, 等. 中国稻田生态系统[M]. 北京:
中国农业出版社, 1998
[22] 肖筱成, 谌学珑, 刘永华, 等. 稻田主养彭泽鲫防治水稻病
虫草害的效果观测[J]. 江西农业科技, 2001(4): 45−46
[23] 毛庆玲. 岳城水库供水成本费用及水价测算[J]. 水利经济,
1998(6): 16−17
[24] 张燕 , 谷长叶 . 青山水库工程财务评价[J]. 水利科技与经
济, 2004, 10(3): 146, 149