自主参与式农地休养政策：模式和启示时间： 2016-09-04信息来源：沈孝强 吴次芳　作者：hjr_admin　责编：

    　摘要：研究目的：梳理自主参与式农地休养政策进展，为中国开展“耕地休养”提供政策启示。研究方法：文献综述法。研究结果：农户自主选择是否参与农地休养项目的实施机制能够一定程度上弥补传统强制实施模式下农户抵触、成本过高等不足；自主参与式农地休养政策的具体实施模式是多元的，各具不同特点；这种实施方式下可能会出现一些新的问题，但可以采取措施加以应对。研究结论：自主参与式农地休养政策的实施方式充分体现了对农户意愿和产权的尊重，具有重要借鉴意义。
    　关键词：土地管理；土地利用； 农地休养；自主参与式；实施模式；政策启示
    　中图分类号：F301.21  文献标识码：A  文章编号：1001—8158（2016）01—0068—07
    　doi: 10.11994/zgtdkx.2016.01.008
    　收稿日期：2015—03—81；修稿日期：2015—10—20
    　基金项目：国家社会科学基金重大项目“我国耕地资源休养战略和保障机制研究”（14ZDA039）；国家自然科学基金项目“农村土地整理的治理绩效测度、行为过程机理及政策仿真研究”（41301629）。
    　第一作者：沈孝强（1988—），男，浙江嘉兴人，博士研究生。主要研究方向为土地利用管理。E-mail: shenxq0904@126.com
   
    　中国农地大规模持续退化，对粮食安全、生态环境和经济社会发展构成了严重威胁^[1]农。农地休养可以改善土地的质量和生态环境功能^[2—3]。但耕地休养会对土地利用产生限制，对农民收益产生影响。根据以往退耕还林经验，政府强制推进容易引发农民抵触、复耕反弹、较高财政负担和治理成本等负面后果^[4]。
 
    　在国际上，农户自主选择是否加入农地休养项目的政策实施方式取得了良好效果。与强制实施相比，优势主要体现在：（1）农民充分享有决策权，降低道德风险，减少执行冲突；（2）在相对较低的补贴标准下，优质农地将维持农业生产，环境更为敏感的边缘土地因较低的机会成本而加入休养项目，有利于降低补贴成本，优化休养地块布局；（3）农民能够利用自身信息优势采取针对性的农地养护措施^[2，5]。与农户自发养护行为相比，有组织的农地休养项目能够将生物多样性、流域治理，乃至应对全球变化等中宏观层面的环境目标嵌入到微观行动中^[3]。本文对当前自主参与式农地休养政策进行梳理，为中国开展农地休养提供启示。
 
     　1 自主参与式农地休养政策的模式与比较
 
  　　1.1 自主参与式农地休养政策的实施模式
 
　　竞标式。美国的农地休耕项目（CRP）采用竞标式的实施机制：政府推出CRP，但不制定补偿标准；有意向的农民提交参与申请书，内容包括农地位置、利用方式、规模、单位面积补贴额度等；主管部门依据申请地块实施CRP的环境效益及申请者的补偿要求进行遴选；农民获准加入CRP后，按批准的面积和租金享受补贴^[6]。在这种实施模式下，环境效益高、补偿要求低的申请书中标可能性大，提高了单位财政成本的环境收益。
 
    　指标交易式。德国许多城市开设了“生态账户”：通常一个生态账户覆盖整个市域范围；估算覆盖范围内具有生态环境改善潜力的地块，这些地块被记入一个库（Pool）中；对于库中的地块，土地所有者可以采取措施，改善土地生态环境功能；产生的环境效益将被量化成一定额度的指标，转入生态账户；一个生态账户范围内其他地区因农地转用等造成生态环境损害的，需要购买生态账户中相应数量的指标，弥补生态环境损失^[7—8]。指标交易式能够利用社会资本和市场机制改善土地景观生态，维持区域环境功能整体平衡。
 
    　“二元”选择式。在日本和中国台湾地区，政府推出农地休养计划，并事先明确补贴标准，农户决定“参与”或者“不参与”。日本农地休耕主要有轮种休耕、管理休耕和永久性休耕三种形式，前两类侧重地力保持，后者立足于生态环境保护^[9]。台湾地区的耕地休养项目包括休耕和转作：休耕土地不得种植农作物；转作农地一般会种植绿肥、牧草或景观作物等，补贴标准因不同项目和转作后种植不同作物而异^[10]。
 
    　“多元”选择式。政府列举诸多农地休养措施；农户选择不参与或者参与其中的一项或多项措施；每采用一项措施都能获得相应的财政补贴^[11-12]；实施多项措施时，补贴是累加的。相对于“二元”选择，“多元”模式下农户具有更大的选择空间。欧盟地区较多采用这种模式。
 
    　环境产品购买式。如威尔士的“Glastir”项目：政府提出单位农地环境产品总供给要求，价格为每英亩35英镑；政府列出治理措施，但不会对措施逐一补贴，达到总要求的参与者才能得到补贴；农户自愿与政府签订合同，并获得一张电子积分卡；每一方面的环境改善均会增加积分；积分达到规定值时就满足了政府提出的环境产品供给要求，即可享受补贴；相关部门通过信息技术和现场审计进行监管^[13]。这种事后补偿方式能确保参与者切实采取措施改善农地质量和环境，保障实现既定环境目标。一些非营利机构也在部分发展中国家实施诸如保护森林、防止水土流失之类的环境产品购买项目^[14]。
 
    　自下而上制度形成式。撒哈拉以南地区气候多变、环境恶劣，政府制定的土地利用制度常常“水土不服”。当地人更了解土地和气候，并积累了对抗恶劣环境的丰富经验，民主制定的土地利用规则往往能取得更好的实践效果^[15]。D'Aquino 等认为当地实现土地可持续利用的核心能力不是来自于制度本身，而是自下而上的制度形成、执行、监督和改良机制^[16]。澳大利亚的“土地健康运动”也是自下而上兴起：一个社区或一段流域的土地所有者组成一个社团；社团发起制定土地利用规则；为防止水土流失、保护景观生态，社团成员讨论需要采取的措施和禁止的行为，并通过民主表决成为有效力的规则；政府和社会提供一定援助[17]。这种模式下，当地人利用自己的信息优势构建土地利用制度，并能及时对环境变化作出响应；每个人都是利益相关者，内部监督提高了制度执行率。
 
    　1.2 不同模式的比较
 
    　如表1，竞标式下农户有权决定补偿标准，自下而上制度形成式中农户能够实质性参与制度制定，自由度最高。多元选择模式下，农户可以选择是否参与及参与程度，自由度较高；其余几种模式下，农户只能选择是否参与，自由度相对较低。
   
    　指标交易模式通过将环境外部性内部化实现“谁破坏，谁负责；谁贡献，谁受益”，政府的补贴成本很低，主要用于农户采取特殊景观生态措施的成本补贴。自下而上制度形成式中政府的补贴通常是为了鼓励土地产权人组织起来制定规则，及补助利益不均衡受损者，促进成员内部相互妥协。竞标式下政府通过批准补贴要求低、环境收益高的申请，降低财政成本。其他模式中政府需要制定较高的补贴标准，激励农户参与休养项目。
 
　　遴选权力体现了政府对休养地块空间布局的控制力。竞标式中政府可以根据补偿要求和环境敏感性选择地块，政府遴选权力最大，但需要事先调查地块自然和社会信息，农户投标后还需进行繁琐的计算比较，遴选成本最高。指标交易式中政府对地块能否纳入Pool具有决策权，一旦纳入，则对哪块地采取环境改良措施不再具有控制力，也同样需要调查土地基本信息，以确定能否纳入Pool中，遴选权力和成本相对较高。其他模式下，在未达到农地休养规模上限情况下政府原则上不拒绝农户的申请，遴选权力和成本均较低。自下而上制度形成式由土地产权人采取集体行动，不需政府遴选。

　　补贴发放标准有：（1）是否参与；（2）是否按要求进行养护；（3）休养的实际效果。指标交易式和环境产品购买式的补贴核发标准最高，要求参与者切实采取养护措施，并取得预期养护成效。政府的监督力度和监督成本相应较高，但有利于降低农户道德风险，防止参与休养项目后未按要求对土地进行养护。竞标式和二元选择式补贴核发以农户是否加入为主要依据，兼以土地养护行为考察，如美国对养护成本提供不超过50%的补贴，日本要求农户采取养护措施后才能获得补贴^[7]。多元选择模式以农户是否采取某种养护措施为补贴核发标准。上述三种实施模式的监督力度、成本和农户道德风险属于中等水平，但二元选择式中台湾地区的监督力度较弱，一些地块滋生杂草和害虫，威胁邻近农地^[10]。自下而上制度形成式下，政府、社会组织一般会对土地所有者提供一定支持，资金援助主要取决于当地农户是否组织起来采取措施建立制度并维护制度有效运行。这种模式下，内部监督力度较强、农户道德风险低；政府的监督成本较低，其职责是处理重要纠纷。
 
    　2 自主参与式农地休养政策的问题与对策
 　
    　较传统强制实施模式，自主参与式下政府缺乏控制力，可能引发一些新的问题（表2）。
   
    　另外，环境意识、农地资源禀赋、产权关系、风险偏好、技能、受教育水平等个体特征将显著影响农户决策^{[19，25—27]}，增强政策实施的不确定性。比如，土地所有者比租赁者更愿意对农地进行长远投资，一些地区将所有者作为土地生态景观保护的法定责任人^[28]；在欧美国家，相当部分土地购买者来自城市富裕阶层，购买土地主要为了享受农业风光或经营休闲农场，虽然他们更“亲环境”，但缺乏必要的农业技能，通常不能有效参与休耕项目^[29]。风险偏好产生双向影响：农地休养补贴是确定的，对农业产量低和市场风险厌恶高的农户参与率较高^[30]；另一方面，风险厌恶型农户对传统农业经营方式路径依赖很强，需要更多时间去采用绿色农业新技术^[31]。农地资源禀赋的影响也十分复杂。以农地质量为例，对侧重于生态环境的项目，劣等地农户的政策参与度较高，如竞标模式下，干旱半干旱区、湿地进行休耕的环境收益高，农民可以提出较高的补偿要求，而机会成本低^[26]。但对于侧重地力的项目，优质农地藉此维持地力，参与率可能会高一些；对于劣等农地，休养的增产作用不够显著，而因参与休养项目后限制农药化肥的使用对农业产出影响更大，参与率较低^[30]。
 
    　3 政策启示
 
    　自主参与式农地休养政策充分尊重农户意愿和土地产权，能够降低政策实施成本，取得了较好的实践效果。但可能会出现一些新问题，而通过采取适当的措施，这些问题在很大程度上是可以避免或者缓解的。另一方面，自主参与式农地休养制度的具体实施模式是多元的，农户、政府和社会之间的关系相应有所差异，不同模式各有优劣，比如，提高政府控制力可能会降低农户决策自由度，增加政府补贴成本和项目遴选成本；降低补贴核发标准和监督力度，有助于减少监督成本，但可能增加农户道德风险，造成农地未能切实得到养护。在梳理进展和比较现有模式的基础上，笔者总结出以下政策启示，可能会对中国建立农地休养制度有所帮助。
 
    　（1）自主参与实施模式下政府对农地休养布局缺乏控制力，可能造成部分农地“应养未养”等问题。强制实施和自主参与相结合可以缓解此问题。具体而言，对严重退化、污染、水土流失、地下水超采区、水源地、重要生态敏感区等进行强制休养。对于其他农地，政府推出休养项目，由农户自愿申请加入。主管部门根据土地自然属性和利用状况建立耕地休养适宜指数遴选申请地块，并制定分区轮换计划，适时进行空间调整。中国拥有大量未充分利用的农地，如撂荒地，自主参与的农地休养补贴标准可以相对低一点，并根据申请状况动态调整。强制性的农地休养项目，可能涉及跨区域问题，应由中央或省级政府负责组织；而自主参与式农地休养制度及其具体实施模式的构建与运行可以由地方政府根据地区特点主导实施，休养规模可由上级下达。
 
    　（2）以生态环境为目的的农地休养和以地力为目的的农地休养对具体养护方案要求不同。一般而言，基于保护生态和改善环境功能的农地休养需要采取更加综合的养护措施，较长的养护周期，空间布局上对规模和连接度要求更高，可能对农业生产产生较多限制（如严格限制使用化肥和农药等）^[32]。立足于改善耕地质量的项目，在于采取科学的养护措施，如针对有机质减少的问题，可采取增施有机肥和绿肥、秸秆还田、轮作等措施^[1]。因此，有必要针对不同目标制定不同的农地休养项目，对项目周期、地块空间集聚度与规模、养护措施和农业生产活动、补贴额度等设置不同的标准和规范。
 
　    （3）存在道德风险问题，即参与农地休养项目的农户可能对土地“休而不养”，甚至“不休不养”。比如，休而不养，就等同于撂荒，长期撂荒将使熟地生化，并危害邻近土地^[10]。因此，农地撂荒非但不等同于农地休养，反而与其追求科学用地的初衷相违背，必需采取措施防止“名为休养、实为撂荒”的行为。农地休养项目应明确规定农地的养护要求，使其既可作为管理规范，又能指导农民养护土地。总结已有经验，以下做法可以促进参与者切实采取农地养护措施：制定清晰的养护规范和指南，以便农户参考执行和主管部门监管；将实际养护措施和养护效果共同纳入补贴核发依据；对养护成本进行补偿；严格验收和事后补偿。
 
    　（4）农户参与制定土地养护和利用规则，可以充分利用其信息优势，也有利于提高规则执行率。实施农地休养，需要明确具体的土地养护要求，但养护措施应因地制宜。特别对于自然条件恶劣（如农牧交错带的土地）、产权状况复杂（如被当作公共池塘资源的游牧区牧草地）、土地利用外部性强烈（如水资源匮乏的上下游灌溉区）的地区，已有经验表明，土地产权人参与制定的农地利用规则具有更好的执行效应。如图1，政府、NGO等外部力量提供宣传、培训、咨询、调解等服务支持土地产权人组织起来采取集体行动，经过交流信息、总结问题、表达诉求、相互讨论与妥协等形式民主地制定具体土地利用规则，促进当地自然资源合理利用。
   
    　（5）自主参与的实施机制将显化农户特征对决策的影响，增强政策实施的不确定性。通过宣传、教育、示范、公众参与等途径，可以提高农户环境意识、环保技能，改变农户的生产习惯，促进风险厌恶型农民采纳绿色生产技术，减少政策执行阻力^[33]。在中国，农地流转的意义无需赘述，但土地租赁者参与农地休养的意愿较低^[25]。实现流转土地休养的两难在于：补贴高，农户土地流转意愿低；补贴低，土地流入者参与休养项目意愿低。以下几方面可以缓解上述困境：限制需要强制休养农地的流转；对规模化参与农地休养项目的土地流入者进行额外奖励；实施多元选择模式，以便经营者选择对农业生产限制较小的养护措施；严格执行养护规范，提高转业农民进行农地休养的机会成本。
 
    　参考文献（References）：
    　[1]沈仁芳，陈美军，孔祥斌，等. 耕地质量的概念和评价与管理对策 [J]. 土壤学报，2012，49（6）：1210—1217.
    　[2]Secchi S, Gassman P W, Williams J R, et al. Corn-based ethanol production and environmental quality: A case of Iowa and the conservation reserve program [J]. Environmental Management, 2009, 44（4）: 732—744.
    　[3]Merckx T, Feber R E, Riordan P, et al. Optimizing the biodiversity gain from agri-environment schemes [J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2009, 130（3-4）: 177—182.
    　[4]陶然，徐志刚，徐晋涛. 退耕还林，粮食政策与可持续发展 [J]. 中国社会科学，2004，（6）：25—38.
    　[5]Suter J F, Poe G L, Bills N L. Do landowners respond to land retirement incentives?Evidence from the conservation reserve enhancement program [J] . Land Economics, 2008, 84（1）: 17—30.
    　[6]Atkinson L M, Romsdahl R J, Hill M J. Future Participation in the Conservation Reserve Program in North Dakota [J]. Great Plains Research, 2011, 21（2）: 203—214.
    　[7]Hoeing W, Lenzen W, Steinhoff J. Agriculture and Eco-Accounts-Pilot study for the integration of compensation measures into agricultural production [J]. Naturschutz und Landschaftsplanung, 2007, 39（10）: 311—317.
    　[8]Tan R, Wang R, Sedlin T. Land-development offset policies in the quest for sustainability: what can China learn from Germany? [J]. Sustainability, 2014, 6（6）: 3400—3430.
    　[9]Hayashi K, Matsuda K, Ono K, et al. Amelioration of the reactive nitrogen flux calculation by a day/night separation in weekly mean air concentration measurements [J]. Atmospheric Environment, 2013, 79: 462—471.
    　[10]谢祖光, 罗婉瑜. 从台湾休耕政策谈农地管理领域: 农地利用管理 [A]. 中国土地学会. 节约集约用地及城乡统筹发展：2009年海峡两岸土地学术研讨会论文集 [C]. 北京：中国土地学会，2009：733—749.
    　[11]Schmid E, Sinabell F. On the choice of farm management practices after the reform of the Common Agricultural Policy in 2003 [J]. Journal of Environmental Management, 2007, 82（3SI）: 332—340.
    　[12]Kleijn D, Sutherland W J. How effective are European agri-environment schemes in conserving and promoting biodiversity? [J]. Journal of Applied Ecology, 2003, 40（6）: 947—969.
    　[13]Wynne-Jones S. Connecting payments for ecosystem services and agri-environment regulation: An analysis of the Welsh Glastir Scheme [J]. Journal of Rural Studies, 2013, 31: 77—86.
    　[14]McElwee PD. Pa ymentsf ore nvironmental se rvicesa sne oliberal ma rket-basedf orest c onservationi nVi etnam: Pa nacea o rpro blem? [J]. Geoforum, 2012, 43（3）: 412—426.
    　[15]Reed M S, Dougill A J, Baker T R. Participatory indicator development: What can ecologists and local communities learn from each other? [J]. Ecologi cal Applications, 2 008, 18（5）: 1253—1269.
    　[16]D'Aquino P, Bah A. Multi-level participatory design of land use policies in African drylands: A method to embed adaptability skills of drylands societies in a policy framework [J]. Journal of Environmental Management, 2014, 132: 207—219.
    　[17]Tennent R, Lockie S. Vale Landcare: The rise and decline of community-based natural resource management in rural Australia [J]. Journal of Environmental Planning and Manangement, 2013, 56（4）: 572.
    　[18]Johnson J, Maxwell B. The role of the Conservation Reserve Program in controlling rural residential development [J]. Journal of Rural Studies, 2001, 17（3）: 323—332.
    　[19]Slee B, Brown I, Donnelly D, et al. The 'squeezed middle': Identifying and addressing conflicting demands on intermediate quality farmland in Scotland [J]. Land Use Policy, 2014, 41: 206—216.
    　[20]Potter C A, Wolf S A. Payments for ecosystem services in relation to US and UK agri-environmental policy: disruptive neoliberal innovation or hybrid policy adaptation? [J]. Agriculture and Human Values, 2014, 31 （3）: 397—408.
    　[21]Kleijn D, Rundlof M, Scheper J, et al. Does conservation on farmland contribute to halting the biodiversity decline? [J]. Trends in Ecology & Evolution, 2011, 26（9）: 474—481.
    　[22]Birge T, Herzon I. Motivations and experiences in managing rare semi-natural biotopes: A case from Finland [J]. Land Use Policy, 2014, 41: 128—137.
    　[23]Moxey A, White B. Result-oriented agri-environmental schemes in Europe: A comment [J]. Land Use Policy, 2014, 39: 397—399.
    　[24]Lockie S, Higgins V. Roll-out neoliberalism and hybrid practices of regulation in Australian agri-environmental governance [J]. Journal of Rural Studies, 2007, 23（1）: 1—11.
    　[25]Armstrong A, Ling E J, Stedman R, et al. Adoption of the Conservation Reserve Enhancement Program in the New York City watershed: The role of farmer attitudes [J]. Journal Of Soil and Water Conservation, 2011, 66（5）: 337—344.
    　[26]Jacobs K L, Thurman W N, Marra M C. The Effect of Conservation Priority Areas on Bidding Behavior in the Conservation Reserve Program [J]. Land Economics, 2014, 90（1）: 1—25.
    　[27]游和远. 地权激励对农户农地转出的影响及农地产权改革启示 [J]. 中国土地科学， 2014，28（7）： 17—23.
    　[28]Primdahl J, Kristensen L S. The farmer as a landscape manager: Management roles and change patterns in a Danish region[J]. Geografisk Tidsskrift-Danish Journal of Geography, 2011, 111（2）: 107—116.
    　[29]Mendham E, Curtis A. Taking Over the Reins: Trends and Impacts of Changes in Rural Property Ownership [J]. Society & Natural Resources, 2010, 23（7）: 653—668.
    　[30]Chang H, Boisvert R N. Are farmers’ decisions to work off the farm related to their decisions to participate in the conservation reserve program? [J]. Applied Economics, 20 09, 41（1）: 71—85.
    　[31]Liu E M. Time to change what to sow: Risk preferences and technology adoption decisions of cotton farmers in China [J]. Review of Economics and Statistics, 2013, 95（4）: 1386—1403.
    　[32]Bamiere L, David M, Vermont B. Agri-environmental policies for biodiversity when the spatial pattern of the reserve matters [J]. Ecological Economics, 2013, 85: 97—104.
    　[33]付中元， 吴敏娜， 李晓丰. 农业发展与农业环境可持续性管理 [J]. 经济体制改革，2011，（6）：76—80.
 
    　（本文责编：陈美景）