中國農業生態效率測度及時空差異研究

王寶義　張衛國

摘要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展階段進行相應調整，有區別地促進農業生態化發展。

關鍵詞農業生態效率；SBMUndesirable模型；非期望產出；時空差異

中圖分類號F323.2文獻標識碼A文章編號1002-2104（2016）06-0011-09

doi：10.3969/j.issn.1002-2104.2016.06.002

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。

2中國農業生態效率測度分析

基于一般規模報酬（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數據來看，除勞動力投入總體呈現下降趨勢外，其余數據均呈現上升趨勢，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數據，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，四個階段分別對應于：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余的平均值分別為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余平均值分別為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。通過無效率分解式測算，除去完全效率年份，其余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于非期望產出無效率，但1994—1998年樣本期非期望產出無效率高于投入無效率，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年十四屆三中全會通過《關于建立社會主義市場經濟體制若干問題的決定》，同時這一年國務院發布了《關于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，十五屆三中全會通過《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。如圖1所示，自2009年中國農業生態效率值出現上揚趨勢，至2013年達到相對完全效率。

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

采用常用的11∶8∶12東中西三區域劃分方法，利用1993—2013年時序數據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；后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。通過無效率分解式，除去完全效率年份，測算其余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余超過投入冗余，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；黃河中游含陜西、山西、河南、內蒙古；長江中游含湖北、湖南、江西、安徽；西南地區含云南、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數據，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年時序數據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，相應年份其余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，其余地區則介于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，其余則相差不大，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；后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，平均水平均高于前一區間及全樣本期平均水平。東北地區較為特殊，在后一區間不僅低于前一樣本期還低于全樣本平均值，且差距還較大；東部沿海和西北地區后一區間值高于前一區間值，但后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余情況來看，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余因素也有較強影響；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，其余則相對較小。

通過無效率分解式，除去完全效率年份，測算其余年份投入無效率和非期望產出無效率，綜合結果見表3。根據八區域農業生態效率情況，可以分別考察全樣本期及1994—1998、2001—2012年樣本區間內農業效率損失結構問題。1994—1998年樣本區間與2001—2012年樣本區間相比較，除東北地區外，其余地區生態效率相對較低，因此其投入冗余和非期望產出的冗余平均值也相對較大，同時在這一樣本區間內除東部沿海外總體上非期望產出冗余超過投入冗余影響。2001—2012年樣本區間內，北部沿海、長江中游、西南、西北地區總體上非期望產出冗余超過投入冗余影響，黃河中游則相反，其余地區則相差不大。總體來看，北部、南部沿海地區，長江中游，西南、西北地區非期望產出冗余超過投入冗余的影響，東部沿海和黃河中游則相反，東北地區兩者相差不大。

3省際農業生態效率測度分析

利用1993—2013年31個省份數據可以進行縱向和橫向農業生態效率測度分析，前者以每個省份的時序數據為基礎，衡量每個省份不同年份的農業生態效率；后者以31個省份的橫截面數據為基礎，衡量每一年不同省份的農業生態效率。

3.1基于時序數據的測度分析

利用31個省份1993—2013年每個省份的時序數據，以相應省份各年份為決策單元，測度每個省份每一年的農業生態效率，基本情況見表4。從時序數據來看，海南、青海、寧夏、內蒙古、甘肅、北京、上海、四川等省份農業生態相對完全效率年份占比較高，河北、黑龍江、貴州、遼寧、江蘇、福建、山西、新疆等則占比較低；從農業生態效率的平均值來看，青海、甘肅、寧夏、內蒙古、海南等省份平均值較高，西藏、吉林、河北、黑龍江、山西等則相對較低。一定程度上完全效率年份占比較高的省份，農業生態效率的平均值也相對較高，但也不絕對，如西藏雖有8年實現相對完全效率，但非完全效率年份效率值較低，因此導致平均值也較低，而浙江省雖只有7年實現完全效率，而非完全效率年份的平均值達到0.802，因此總體均值也相對較高。就各省份樣本區間的效率演變情況來看，大部分地區1999、2000年是一個轉折點，之前生態效率平均值相對較低，之后則相對較高，同時大部分地區1993、2012、2013年效率較高，眾多地區實現完全效率狀態。除此之外，不同省份的農業生態效率演變也具有不同特點，有的波動較強，如內蒙古、上海、山東等，有的則波動較弱與總體趨勢較為一致，如廣東、天津等。

表4同時給出了不同省份農業生態效率損失的基本構成情況，投入冗余和非期望產出冗余構成了各省份農業生態效率損失的基本原因，同時還有部分省份受期望產出不足的影響，如北京市1998年之前樣本期年份期望產出不足率平均值為67.83%，廣東、湖南、福建樣本前期受其影響較大，浙江、河北、江蘇、上海、吉林等省份在個別年份或多或少受到一定影響。不同省份生態效率損失也存在較大差別，一些省份非期望產出冗余影響超過投入冗余，但較多省份兩者差距也并不大，部分省份如云南、西藏、湖北、海南等非期望產出冗余影響遠遠超過投入冗余，而廣東、寧夏等省份則相反。進一步考察投入冗余和非期望產出冗余構成情況，各省份又有不同特點，如上海總體上較多受化肥、農藥投入及無效利用、氮磷流失等影響；山東較多受役畜投入、農藥投入及無效利用、農膜投入及殘留影響，而較少受機械投入的影響。同時，雖然各省份農業投入產出具有一定的慣性，但不同年份各因素影響程度也有所不同，甚至可能變化很大。

3.2基于橫截面數據的測度分析

利用31個省份1993—2013年每年的橫截面數據，以省份為決策單元，測度每一年各省份的農業生態效率。結果顯示，天津、黑龍江、上海、江蘇、浙江、福建、廣東、廣西、海南、貴州、西藏、陜西、新疆13個省份所有年份農業生態效率值均為1；河北除2012、2013年，安徽除1995年，河南除2000、2001、2002年，云南除1991年，其余年份均未實現相對完全效率狀態，除全樣本期均實現完全效率的省份外其余省份的具體情況見表5。湖南、安徽、山西、云南、吉林、湖北農業生態效率平均值較低，樣本期均值分別為0.434 7、0.586 1、0.615 5、0.631 2、0.663 4、0.695 2。北京、河北、山西、山東、甘肅樣本前期平均效率較低，北京1994—1998年為0.541 4，河北1993—2003年為0.611 1，山西1993—2008年為0.495 3，山東1993—2000年為0.522 4，甘肅1993—1997年為0.727 9；吉林、江西樣本后期農業生態效率較低，前者2003—2013年平均值為0.357 3，后者2007—2013年平均值為0.555 2；湖北、青海樣本中期效率水平相對較低，前者1998—2009年平均值為0.541 2，后者1999—2010年平均值為0.721 2。

利用農業生態效率損失分解公式進行相應計算，得出相關省份投入及非期望產出冗余的基本情況，見表5。除北京、山東、湖北、青海、寧夏外，其余省份農業投入冗余率平均值均大于非期望產出冗余，尤其河北、山西、內蒙古、安徽、江西、湖南、四川、云南、甘肅等省份兩者差距還很大。從投入及非期望產出冗余的細分情況來看，冗余構成也存在很大差別。

4結論及政策含義

農業生態效率測算實質是將農業生產的生態影響（主要是負面影響）納入農業經濟效率測算中，綜合考察農業投入、期望產出、非期望產出三者之間的關系。一般而言，在其它條件不變的情況下，農業投入、非期望產出與農業生態效率是反向關系，期望產出與之則呈現正向關系。農業生態效率是一個系統問題，我們希望以盡可能少的投入，獲取盡可能多的期望產出，同時盡可能避免非期望產出。然而，在生產技術條件一定的情況下，要獲得農業期望產出的增加勢必依賴投入要素的增加，同時又會帶來非期望產出的增加，因此總體上期望產出與其它兩者存在“二律背反”的關系，我們衡量農業生態效率的實質就是平衡三者之間的關系。

石油農業模式在經濟效率上的優勢使其具備了強大的現實基礎，然而其“逆生態化”特征又使我們必須重視生態效益。因此，一方面中國農業生態化發展實質是遵循自然生態規律的基本行為，另一方面中國農業生態化發展的現實又是石油農業“逆生態化”效應的“倒逼”結果。而且，隨著石油農業“逆生態化”累積效應的不斷增強，人們對農業生態化發展的呼聲也越來越強，在此過程中非期望產出在農業生態效率評價中將被賦予更高的權重。由此，農業生態效率評價，在基于不同的地區不同的階段等所導致的不同現實情況下，對三者關系的側重點會有不同的看法。傳統農業時期，農業投入水平低、產出效率低，從而農業經濟效率低，雖然生態效益高，但生態效率因產出效率的影響也相對較低，這時候我們最關注的是農業經濟效率的提高。石油農業滿足人們追求農業經濟效率的夙愿，同時在發展早期，其“逆生態化”累積效應非常有限，我們在效率評價中并未將非期望產出納入其中，實質上也相當于把非期望產出的權重賦予零。當前，我們將非期望產出納入農業效率評價中，實質就是倡導農業生態化發展，緩解農業“逆生態化”累積效應，平衡“二律背反”矛盾。近年來，生態農業、有機農業、綠色農業的呼聲越來越高，獲得較快的發展，這些都是農業生態化發展的重要表現。然而，現實條件決定了中國農業生態化發展不可能完全拋棄石油農業模式，即不可能違背市場經濟規律，為了追求生態效益而忽視經濟效益，而只能是平衡農業發展與環境污染的關系，在維持基本生態利益前提下，優化資源配置，提高農業全要素生產率。

對中國農業生態效率的測度研究顯示，伴隨農業產值的不斷增加，農業“逆生態化”效應的累積作用也不斷增強，但總體上中國農業生態效率趨于提升，這與近年來我國農業生態化發展的相關政策不無關系；從省市、區域情況來看，大部分地區農業生態效率也趨于提升，但彼此之間也存在一定差別；有些地區農業生態效率相對較低，存在很大的改進空間，有些地區則相對較高，這些地區既包括經濟相對發達的東部沿海地區，也包括經濟相對落后的中西部地區，這表明經濟發展程度與農業生態效率并無一致關系。但必須要注意的是，本文所用的農業生態效率評價方法只是一種相對評價方法，生態效率相對較高的地區或年份只是針對一同評價的其它決策單元而言，若與一些農業發達的國家相比較，我國的農業生態效率總體并不高。從效率損失的原因來看，不同地區不同年份具有不同的差別，但總體上大部分地區大部分年份主要是由農業投入冗余和非期望產出冗余導致的，同時個別地區個別年份也受期望產出不足的影響。投入冗余和非期望產出冗余的內在結構又存在諸多不同，但化肥、農藥、農膜過度投入及其相應的負面作用在大部分地區表現突出，因此總體上我們應減少三者的投入。但需特別注意的是，倡導農業生態化發展，不能采取“一刀切”的處理方式。提高農業生態效率，本質上要求優化農業資源配置，但不同地區具有不同的現實情況，如資源稟賦不同、經濟發展程度不同、污染累積程度不同等，這就要求我們在促進農業生態化發展過程中，要基于資源稟賦現實，基于要素替代關系，基于各種農業投入對生態影響的負面作用，實現農業投入及農產品產出結構的調整，實現農業發展對生態負面影響的階段控制和累積影響控制。在農業發展過程中對不同地區區別對待，如一些東部地區雖然具有較高的農業生態效率，但其“逆生態化”的累積效應已相當嚴重，承受污染增量的能力很弱，這要求必須在農業生態效率測度中，對非期望產出賦予更高的比重，實現總量控制；而一些經濟欠發達地區，因“逆生態化”的累積效應并不大，生態承受力還相對較強，因此，要求在農業生態效率評價中對非期望產出進行適度賦值，這樣既不阻礙農業經濟的發展，又能長期保障農業的可持續發展。這種基于地區實際的區別化的農業生態效率測評也是需進一步研究的方向。

總之，在中國經濟逐漸進入“新常態”的背景下，經濟結構不斷得到優化調整，經濟發展逐漸由要素驅動向創新驅動轉變，由外延發展向內涵發展轉變，在此情況下針對不同地區現實，采取不同的策略提升農業生態效率，對于促進中國農業可持續發展，促進中國經濟“新常態”的確立具有重要意義。

（編輯：劉照勝）

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AbstractAgricultural ecoefficiency evaluation plays an important role in promoting agriculture ecological and sustainable development. This paper measures agricultural ecoefficiency of nationwide， three regions， eight regions and 31 provinces based on the data about inputoutput from 1993 to 2013 and SBMUndesirable extension model， with eight input indicators including labor， land， fertilizer， pesticide， plastic membrane， machinery， irrigation， draught animal， two categories of undesirable output， and agricultural total output value as desirable output. And on this basis， we decompose inefficient items. Results show that： ① Agricultural ecoefficiency in China presents an ‘downupdownup structure as a whole. It trends up as a whole. ② The overall trends of agricultural ecoefficiency of three regions and eight regions are almost consistent with the pattern all over China but with different features. There are greater differences in the eastern region and northwest and southwest regions. ③ There are some differences between provincial agricultural ecoefficiency. Provinces with higher agricultural ecoefficiency include welldeveloped coastal provinces such as Shanghai and Jiangsu and less developed provinces such as Guizhou and Xinjiang. In structure， the loss of agricultural ecoefficiency is chiefly caused by input and undesirable output redundancy， but their internal structures have many differences. Overall， overuse of fertilizer， pesticide and plastic membrane and their negative effects performance exceptionally in many areas. The measure of agricultural ecoefficiency essentially balances the relations of agriculture input， desirable output and undesirable output. Meanwhile， we should evaluate agricultural ecoefficiency based on resources endowment， element substitution， negative impact on ecological environment， and combined with the regional development and different stages， and we should promote differently the development of ecological agriculture.

Key wordsagricultural ecoefficiency； SBMUndesirable model； undesirable output； spacetime differences