中国目前正在经历城镇化的快速发展阶段, 农田作为城镇化过程中的必须投入要素之一, 每年有大量的优质农田被城市的快速扩张所占用。2013年约有40.38万hm²农田被转为建设用地^[1], 给农田保护和管理工作带来巨大威胁。为降低农田流失速度, 国家颁布了一系列农田保护法律、法规和政策:《基本农田保护条例》、《中华人民共和国土地管理法》和“土地用途管制”等, 它们虽然在一定程度上降低了农田流失速度, 但基于农地的边际收益要远低于流转后市地边际收益的现实^[2], 在农民被要求无偿保护农田过程中必然承受农田发展受限损失^[3]。同时, 农田也为人类提供了食物和原材料之外的诸多非市场价值, 如:调节气候、净化空气和水源以及提供开放景观和娱乐休憩价值等^[4]。农田非市场价值无法在现实市场中交易致使这一系列非市场价值的提供是以降低农民的经济收入为前提的^[5]。此外, 强制性的农田规划管制制度严格限制或者剥夺管制区域内相关群体使用农田资源的权利，而相应的经济补偿制度却缺失或者滞后, 将严重侵害管制区内相关群体的经济利益和福利水平, 导致不同利益群体福利非均衡, 违背环境公平^[6-7]。在上述因素的多重作用下, 农户农田保护的积极性下降, 农田面积减少, 最终使得全社会所能享受的农田生态服务水平下降, 国家粮食安全和农村社会保障功能遭受威胁。

为了在发展经济的同时不伤害农田保有者的经济利益, 农田生态补偿制度被提出。生态补偿政策作为一项政府管制措施, 通过对现有土地收益结构的调整和分配, 在各相关主体之间建立一种有激励作用的利益分配关系和风险分担机制。目前, 生态补偿实践已在全球范围内广泛开展, 成为许多国家保护农田和农业生态景观的主要方式之一。发达国家和地区实施的有美国的农田保护计划(farmland protection program, FPP)和土地退耕计划(land retirement programs, LRP)、欧盟的环境敏感地(environmentally sensitive areas, ESA)、英国的农业环境项目、瑞士生态补偿区域计划(ecological compensation areas, ECA)以及澳大利亚Murray-Darling流域的水分蒸发信贷案例等。发展中国家实施的有哥伦比亚考卡谷流域上游的水资源管理项目、哥斯达黎加Sarapiqui流域的森林生态效益补偿计划以及中国的退耕还林、退湖还田和天然林保护工程等。这些项目的实施方式和涉及群体各不相同, 但是其实施对于提高公众的生态保护意识和促进生态服务市场化等起到了重要作用。

统筹经济发展与农田生态环境保护是实现社会主义生态文明建设的重要着力点^[8]。因此, 为了从政策层面上实现农田的非均衡性保护到均衡性的经济补偿, 构建和完善当前的农田生态补偿制度, 该文从农田生态补偿概念界定、补偿利益相关主体界定和关系分析、补偿标准、补偿模式和方式、跨区域补偿以及补偿实施评价等方面梳理总结了国内外农田生态补偿的相关理论研究和实践发展动态, 总结其经验和特点, 并展望了未来的研究方向, 希望为政府设计出更加完整和富有针对性的农田生态补偿制度体系提供理论借鉴。

1 研究现状与评述 1.1 农田生态补偿概念界定

生态补偿在国际上还没能够形成统一的定义。COASE^[9]最早提出的企业应该对其产生的污染进行付费的论断, 奠定了生态补偿的理论基石; CUPERUS等^[10]将生态补偿定义为补助那些因发展而产生的生态功能降低或者质量损害; 而根据WUNDER^[11]的判定, 生态补偿(ecological compensation)应同时满足交易自愿发生、生态服务明细界定、生态服务买卖双方同时存在以及持续性的生态服务供给等条件。目前, 国内常用的生态补偿概念与国际上通行的生态服务付费(payment for ecosystem services, PES)或生态效益付费(payment for ecological benefit, PEB)的概念在本质上较为类似^[12]。庄国泰等^[13]则认为只要是增加资源存量、改善环境质量的经济补偿均可以称作生态补偿; 毛显强等^[14]指出生态补偿制度是对生态环境保护者的一种利益驱动机制; 毛峰等^[15]则认为生态补偿从物质、能量2个方面出发, 修复那些丧失自我反馈与恢复能力的生态系统; 徐中民等^[16]则认为生态补偿旨在鼓励参与者提供更多的生态系统服务的财政激励措施, 它可以将外部的、非市场化价值转化为现实。

借鉴上述生态补偿概念, 马爱慧等^[17]认为农田生态补偿是对农田生态系统为整个社会所无偿提供的开敞空间、景观、文化服务等非实物型生态服务的鼓励性经济措施。蔡银莺等^[6]认为农田生态补偿主要是通过经济手段鼓励农田利用相关主体增加正外部性行为、减少负外部性行为所推行的环境经济措施。实践中, 苏州市出台的《关于建立生态补偿机制的意见(试行)》将农田生态补偿定义为政府通过财政转移支付方式, 对因保护农田资源而在经济发展上受到限制的地区及个人给予一定补偿。2011年昆山市政府颁布的《昆山市基本农田生态补偿实施办法(试行)》明确农田生态补偿是对因受基本农田保护限制和保障全市农田系统生态安全及整体环境质量而使经济发展受到制约的有关村级集体组织进行的经济弥补措施。总结来看, 国内对农田生态补偿的定义可以概括为政府或者社会第3方为了降低农田生态环境恶化状况, 保障社会经济发展过程中人类对于农田生态服务或产品的正常需求, 通过财政转移支付给予农田保护相关利益群体的经济或社会保障补偿, 属于社会再分配的一个环节。

1.2 农田生态补偿利益相关主体关系分析

1984年, Freeman出版了《战略管理:利益相关者管理的分析方法》一书, 明确提出了利益相关者管理理论(stakeholder analysis)。该理论最早是用于对企业管理中的相关利益群体进行分析, 后来被广泛用于对各项经济活动中参与者之间的关系进行分析。BENNETT^[18]曾将中国退耕还林的利益相关者界定为主要利益相关者、次要利益相关者和潜在利益相关者。具体来说, 农田生态补偿每个环节所涉及相关利益群体的清晰界定是农田生态补偿工作推进的基础和前提, 而不同文献中相关群体的利益界定不尽相同, 总结如下:(1) 在土地私有制的西方国家, 生态环境项目主要在土地所有权人(农户)和社会第3方独立机构或者具有购买权/实施权的公司之间展开, 例如美国的土地休耕计划、法国Perrier Vittel SA公司的水源地购买计划、澳大利亚Murray-Darling流域的水分蒸发信贷案例和哥斯达黎加的森林生态补偿计划。根据杨欣等^[19]的研究, 国内农田生态补偿主要在政府和农户之间进行, 因此, 直接的相关群体只涉及农户和实施农田生态补偿政策的地方政府; 而在蔡银莺等^[3]的研究中, 市民和农户分别作为环境友好型农产品的消费者和供给者, 被认为是与农田生态补偿有直接利益关系的两大群体; “两退一还”项目实施中, 主要的直接利益群体为农户和地方政府; 马爱慧等^[17]则分析了农户、市民同时参与耕地生态补偿时的博弈关系。(2) 宏观层面:王女杰等^[20]、杨欣等^[21]、刘春腊等^[22]认为我国非均衡的农田保护政策使地方政府面临发展机遇的不平等, 因此地方政府之间也存在利益相关关系, 自身农田保护任务较少的地方政府应该向那些农田保护任务相对较多的地方政府进行横向的农田生态补偿资金转移支付。(3) 更为复杂的情况是农户、市民、公司和地方都参与农田生态补偿, 但是在我国, 土地所有权不属于个人, 公司无法直接参与农田生态补偿, 因此最复杂的情况也只涉及农户与地方政府(或者第3方独立机构)之间、市民与地方政府(或者第3方独立机构)之间、地方政府与中央政府之间、地方政府与地方政府之间4方群体之间的4种关系。各文献中对于农田生态补偿利益相关群体的概念涉及农户、市民和地方政府, 且在补偿标准、补偿方式和模式以及跨区域补偿中各利益相关群体的设定也不尽一致。

1.3 农田生态补偿标准测算

补偿标准的确定是农田生态补偿的关键和核心, 也是其难点所在。比较常用的方法包括市场比较法、意愿调查法、机会成本法、生态系统服务价值法和选择实验法等, 这些方法在具体的应用过程中各有优缺点:生态系统服务功能价值法在确定生态补偿标准方面理论依据最充分, 但目前关于生态系统服务功能类型的理论划分比较复杂^[23-24], 评价结果产生的误差较大, 因而难以在生态补偿的具体政策设计中应用; 机会成本法和市场比较法等方法在生态补偿标准测算中应用比较广泛^[25], 但是因为诸多非市场物品和服务数据的可获得性较差, 因此应用有限; 支付意愿法测算的价格取决于个人偏好^[26-28], 通过假象市场的构造来实现, 不受现有市场的限制, 因此应用范围较广, 但是假象市场构造的误差需要通过更精细的实验手段设计和调查来进行规避。农田作为具有巨大经济、社会和生态价值的多功能性自然资源, 蕴含着巨大的非市场价值。非市场价值的准确测算可以为农田生态补偿标准研究奠定基础。

现实操作中, 已有下列文献成功运用陈述性偏好方法(stated preference techniques, SP)中条件价值评估法(contingent value method, CVM)和选择实验(choice experiment, CE)法实现了对农田生态补偿标准的估算:国外研究中, DRAKE^[29]应用CVM对瑞典农地非市场价值进行测算, 得到单位面积价值均为975克朗·hm^-2; PRUCKNER^[30]的CVM调查表明, 澳大利亚游客对农地景观的平均支付意愿中值为3.5先令·d^-1; HUBER等^[31]运用CE法, 得出不同情景模拟条件下瑞士市民对于农地景观的支付意愿最高可达1 500法郎·hm^-2; WANG等^[32]基于CE模型得到中国退耕还林受益者的年均支付意愿为882.56元; AIZAKI等^[33]运用CVM对台湾农地的多功能价值进行测算; JIN等^[34]运用CE法中的多分类评定(multi-nominal logit, MNL)模型对浙江省温岭县农田非市场价值的年均支付意愿测算结果为341.16元·户^-1。YANG等^[35]运用CE法中的异方差条件Logit模型计算得到武汉市市民对农田非市场价值的年均支付意愿最高可达886元·户^-1。

国内则有蔡银莺等^[36]以武汉市为研究区域, 得到单位面积农地非市场价值为228.31元·hm^-2; 谭永忠等^[37]运用CE法中的多分类Logit模型分别测算浙江省德清县市民和农户对农田非市场价值的支付意愿, 得到德清县城镇居民每户的年均支付意愿为143.04元, 农村居民每户的年均支付意愿为27.47元; 陈竹等^[38]、马爱慧等^[17]也运用该方法分别对湖北省武汉市农地外部效益和耕地生态补偿标准进行估算, 得到武汉市市民和农户的年均支付意愿分别为257.69和247元·户^-1; 鄂施璇^[39]应用CE模型得到黑龙江省巴彦县单位面积耕地资源价值为45 445.44元·hm^-2, 其中, 非市场价值占总价值的88.48%。

此外, 对文献的总结发现, 受访者农田生态补偿标准支付意愿一致的假定有待商榷, 不同利益相关主体偏好存在显著异质性的现象已被证实^[40-41]。农地利益相关者除了与距离变量显著相关之外, 偏好选择中存在强烈的个体异质性^[35], 异质性主要表现在受访者自身禀赋特征^[42-43]、受访者临近区域存在的可替代景观^[44-45]和受访者认知意识层次^[46-48], 基于意愿调查法的补偿标准测算中受访者的偏好异质性还从未被纳入考量, 计算结果的精确度有待进一步提升。最后, 生态补偿的标准到底是是基于效益还是基于价值进行设定, 目前学术界各方还没能达成共识^[3]。

1.4 农田生态补偿方式选择

现实中, 在补偿资金来源有限的前提下, 制定出一个交易成本低、兼顾公平与效率又易于操作的补偿模式和方式是研究的主要内容之一, 它不仅直接关乎补偿的效果, 也是整个生态补偿能否成功实施的关键^[8]。已有研究中对农田生态补偿方式的定义有:中国生态补偿机制与政策研究课题组^[49]依据生态补偿途径的不同, 将其划分为资金补偿、实物补偿、智力补偿和政策补偿4种类型; 陈源泉等^[50]则将生态补偿手段划分为命令控制型(command and control)和经济激励(market-based instruments)2种。任勇等^[51]、杨欣等^[19]认为生态补偿方式应划分为2大类:一类是政府购买, 包括财政转移支付、生态补偿基金等; 另一类则较多地运用市场手段, 如使用者付费、生态标记等。陈明灿^[52]、杨欣等^[53]依据财产权受到限制程度的不同将生态补偿划分为权利取得、权力转移和权利弥补3种形式。洪尚群等^[54]则认为补偿方式应尽可能丰富, 才能使得各种差异化、个性化补偿的供给与需求在高水平上保持动态平衡。总结发现政府干预和市场机制2种处理手段是中外农田生态补偿的常用方式, 并常通过设置规范的合同约束机制和技术、法律手段来保障双方权利义务的实施。

1.5 区域农田生态补偿研究

在当前我国农田生态补偿体制不健全、补偿资金来源有限而农田生态保护又对资金依赖程度较大的现状下, 除了区域内部的自上而下的农田生态补偿外, 还需要建立区域之间的农田生态补偿制度, 改变当前农地保护“搭便车”的现象, 使得每个区域所获取(支付)的农田生态补偿资金额度与其因保护农地(经济发展)而损失(获得)的价值相当, 从而避免出现农地面积越大、经济发展越受限制的“资源诅咒”现象的发生^[55]。此外, 区域农田生态补偿转移支付体系的设计可为主体功能分区管理政策的落实提供重要参考。

确立不同区域对应的补偿类型及其对农田生态补偿需求的不同迫切程度, 建立各地区对于农田生态补偿基金需求急迫程度的定量指标, 划分农田生态补偿优先级是农田生态补偿制度实施的前提^[7]。它可以提高农田生态补偿资金使用的效率:在补偿资金有限时, 将有限的资金运用到最需要的地方, 使得每单位补偿资金的边际效益最大; 在补偿资金充足的前提下, 改变过去补偿“一刀切”的笼统局面, 同时也是明确划分补偿主客体、计算弹性的合理补偿标准和确立个性化的补偿方式的基础。因此, 基于区域视角的农田生态补偿研究将成为我国农田生态补偿工作的重点。

1.5.1 区域补偿类型划分

20世纪初欧美等发达国家开始根据土地资源禀赋、比较优势和环境承载能力对土地进行分区管理。如美国的可发展白地和禁止发展绿地、荷兰的可发展红色区域(red function area)和禁止发展的绿色区域(green function area)、德国的可建筑区(baugebiet)和不可建筑区(nichtbaugebiet)、台湾地区的都市区和非都市区^[56-57]。这成为后来各国进行区域农田补偿类型划分的参考依据。

然而, 区域农田生态补偿的类型划分要建立在对区域自身农田生态盈亏水平的判断基础上, 第一步需要从自身农田生态价值的供给和消耗出发, 如果该区域自身的社会经济发展需要占用的生态价值量大于其自身所能产生的生态价值量, 那么这种类型的区域在自身的发展过程中就消耗了由其他地区所供给的农田生态价值, 因此, 需要拿出其自身社会经济发展成果的一部分对其他地区进行经济反馈。相对应地, 如果该区域自身的的社会经济发展需要占用的生态价值量小于其自身所能产生的生态价值量, 那么这种类型的区域在自身的发展过程中就贡献给了其他地区所供给的农田生态价值, 因此就应当获得补偿。划分方法主要包括粮食安全法和农田生态足迹法。粮食安全法是判别一个地区自身粮食产量能否自给自足的重要指标, 朱新华等^[58]运用该方法对全国和不同省市层面的粮食安全状态进行测算; 周小平等^[59]、曹瑞芬等^[60-61]则分别运用该方法对全国和湖北省耕地保护分区类型进行划分; 杨欣等^[62]则综合运用生态服务价值理论和粮食安全模型来解决宏观层面的生态补偿额度问题。农田生态足迹法也是农田生态补偿区域划分的另一种主要方法, 它以生态足迹模型为基础, 将农田生态系统单列出来, 将区域农田生态足迹高于其农田生态承载力的地区划分为农田生态补偿支付区, 反之, 那些农田生态足迹低于其农田生态承载力的地区则划分为农田生态补偿受偿区, 两者相等的地区则划分为平衡区, 既不支付也不接受农田生态补偿。王女杰等^[20]、杨欣等^[7]分别运用该方法对山东省和武汉城市圈的生态补偿类型区进行划分。

总体而言, 区域农田生态补偿类型的划分从初始的单纯土地利用分区到考虑粮食安全问题的盈亏分区, 直至现在将各项生态环境指标逐步纳入划分标准中, 理论研究与实践操作之间的距离不断缩小。

1.5.2 区域补偿额度测算

由于农田生态补偿对象的复杂性以及范围的不确定性等原因, 国内目前并没有关于跨区域补偿标准测算的统一、公认的方法。国际社会对于区域生态补偿额度的测算常采用市场机制、政府干预及两者结合的手段, 通过可转移发展权制度(transferable development right, TDR)、空间转移制度(space for space)和空中权交易制度等对不同区域之间因为农地保护与发展责任不同而造成的区域发展机会不平等进行补偿测算^[63-64]。国内的成都、上海浦东、浙江、广州及重庆等地进行了类似土地发展权转移的尝试^[65]。运用其他方法进行的区域生态补偿额度测算的研究主要包括马爱慧等^[66]以生态足迹和生态承载力理论为出发点, 从国家层面对土地生态补偿进行计算和测定; 张效军等^[67]利用区域农田赤字和盈余来解决农田资源跨区域补偿问题; 白景峰^[68]通过经验法、机会成本法2种方法探讨了北京跨界水源功能区的生态补偿问题; 孔凡斌^[69]采用成本效益分析法和工业发展机会成本法测算江西东江源区跨流域的生态补偿总额。

笔者总结认为这些方法多是从国家或省级层面进行跨区域补偿的计算, 计算结果较粗略, 而实现空间生态效益在不同利益主体的转移是未来通过生态补偿实现区域公平和群体福利均衡所要努力的方向。

1.5.3 区域补偿方式设定

地方政府间农田生态补偿的实现主要依靠财政转移支付, 具体包含区域内转移支付和区域间转移支付, 区域内转移是联盟向国家、国家向省级、省级向地市级政府的纵向支援, 区域间转移则是在同一行政辖区内由经济较发达地区直接向经济相对落后地区进行的横向转移支付。美国实施的农田保护计划、环境质量奖励计划和湿地保护计划, 其资金多来源于纵向财政转移支付。瑞士的生态补偿区域计划、欧盟的环境敏感地项目和英国的农业环境项目都是依靠欧盟或者国家的纵向财政转移支付^[70]。德国是唯一将横向支付以法律形式固定下来的国家^[71], 它的横向支付则是由财政富裕州按统一标准拨给贫穷州。

在我国目前的生态补偿中, 纵向转移支付占主导地位, 而区域之间的横向转移支付现象鲜见^[72]。国家启动的“退耕还林还草”、“天然林保护”和“南水北调”工程等, 都是采用纵向支付形式, 横向支付仅在水权、排污权领域进行过试点。纵向财政转移支付虽然具有资金来源快的优点, 但若缺乏市场运营机制和对农户的激励, 项目运行的成效和持续性就会受到质疑^[73]。加上我国地区经济发展不平衡, 生态资源空间分布也不均衡, 这决定了地方政府之间应该加强横向联系, 更多地开展区域间的横向转移支付^[74]。

1.6 农田生态补偿实施效果评价

生态补偿项目实施评价和效应分析是政府有步骤地大规模实施生态补偿项目之后学者们争相研究的热点。因此, 相对于矿产、森林等领域较成熟的生态补偿实施项目评价体系, 农田生态补偿实施的效果评价还相对较少:在农田生态补偿领域, MORRIS等^[75]从生态补偿对农户土地利用行为和经济影响为出发点, 以东英格兰Fenland地区生态补偿为例进行研究, 发现有效的生态补偿政策受到所涉及区域的地域特征、经济状况以及地域性文化等因子的显著性影响; JACOBS^[76]以纽约州为例, 质疑可转移发展权制度只能在城镇郊区的农地保护和城镇历史古迹地的保护中发挥充分作用, 对于美国农地保护的整体贡献有限。蒙军^[77]运用主成分分析法, 对2002—2012年云南昭通地区生态补偿实施的整体效果进行评价, 研究发现其与退耕还林成果的政策所表现出来的效果基本一致; 余亮亮等^[78]运用有序Probit模型验证的四川省成都市农田生态补偿项目参与者对补偿政策的预期是影响其对补偿效果评价高低的显著性因素; 李海燕等^[79]运用结构方程模型测算发现, 农户的生计资产对于其在补偿政策实施效果上的响应具有正向影响。

此外, 土地退耕和休耕行为等以提升农田生态功能为主要目标的土地利用行为也是农田生态补偿工作的主要组成部分, 此外, 《中共中央关于制定国民经济和社会发展第十三个五年规划的建议》肯定了实行耕地轮作休耕制度对保障国家粮食安全和保证农业可持续发展具有的重要作用, 其在提高耕地质量、降低农业负外部性、增强生态系统的生态产品生产能力和提高农地生态价值上的功效已得到文献证实^[80], 而这与农田生态补偿工作的目标有共同之处。同时, 笔者总结发现目前在其他领域的生态补偿评价中广泛运用的“3S”技术和计量经济模型相结合的方法对农田生态补偿实施效果进行评价的研究还相对较少, 随着农田补偿政策滞后效应的逐步显现, 下一步此类研究必然会呈现快速增长趋势。

1.7 研究评述

随着全球环境保护形势的日益严峻, 农地作为遏制生态环境恶化的手段愈发受到重视。农田生态补偿机制是协调生态环境保护和经济发展之间矛盾的有效手段, 在农田盈余和赤字区之间搭建跨区域生态补偿的桥梁, 通过转移支付等方式对承担了多于其自身发展需要的生态环境保护任务的相关利益主体进行经济补偿, 可以防止农田保护对其经济发展起到制约作用, 还可以有效减少建设滥用农地的现象, 同时也得到了欧美等西方发达国家的广泛应用和良好评价。

相较于生态补偿已成为西方国家维护农田生态景观和调节农民收入的主流手段并形成了完备的政策体系而言, 我国的生态补偿还处于起步阶段, 目前实践的领域仅限于农业和林业用地, 农田领域的补偿相关利益群体及其关系还有待进一步明晰, 补偿标准也有待提升, 补偿方式也多以行政手段为主推进。因此, 农田生态补偿研究仍缺乏可行的制度框架, 表现为:(1) 国内现有的生态补偿研究重点仍集中在对河流流域、湿地等资源领域, 关于农田生态补偿机制设计的研究相对较少。(2) 虽然生态补偿标准因为现实环境资源类产品交易市场的缺失而难以得到一个准确的量化值, 所有的估算只能接近真实值而无法达到真实值。但已有的农田生态补偿研究忽略了不同群体对于农田生态补偿方案偏好的异质性, 所有受访者偏好是同质性的假设使得估计值与真实值之间的偏差较大, 基于估算结果而得出的政策建议也有失偏颇^[81]。(3) 跨区域农田生态补偿制度缺失。目前国家已经实施的农田生态补偿性质的项目仍然主要依靠纵向转移支付形式推进, 如何运用经济、政策和市场手段通过区域之间的横向转移使得地方政府在农田保护和经济发展之间寻求平衡并最终实现生态补偿的区域公平和福利均衡的农田生态补偿机制还未完全建立。

2 研究展望

农业生态补偿相关政策和制度虽然在欧美等地已实施20多年, 且取得了良好的经济和社会成效, 但都是在产权私有的前提下进行。因此, 如何借鉴其成功模式与经验, 并结合我国实地的政策背景和土地资源国情, 转变当前农田生态补偿的设计理念, 形成一个兼顾公平和效率的农田生态补偿政策体系, 是当前农田生态补偿制度构建的重点。综上所述, 未来研究仍将从以下方面进行改进和创新:(1) 从农田生态补偿各环节相关利益群体关系分析、农田生态补偿标准确定、农田生态补偿模式和方式选择、跨区域农田生态补偿资金转移核算出发, 完整地构建一个农田生态补偿的研究框架。(2) 计算农田生态补偿标准时, 不同群体的异质性偏好可以通过CE模型中的多种计量经济模型对市民和农户的异质性偏好进行比较, 用拟合效果最好的模型进行估算。(3) 区域与区域之间、同一区域不同地段各利益相关主体在土地发展与保护义务和责任方面存在不均衡现象, 可通过经济、政策和市场手段, 通过利益分配及责任分担机制创新, 将基于地方政府层面的区域内和区域间农田生态补偿资金转移支付额度纳入地方政府的财政体系中进行核算, 实现外部性在不同土地相关利益主体间的转移, 达到区域土地发展与保护的公平和群体的福利均衡。