耕地价值评估范文
耕地价值评估范文第1篇
一、耕地价格评估的现状
1.耕地价格评估作为政府支农投资的参考手段应用不够。近年来，国家虽然加大了对“三农”的扶助力度，如大力支持农业基础设施建设、划拨农业综合开发资金等，但是对耕地收益价格评估的投入和重视不够，使得耕地价格评估对政府投资方向的确定和投资计划的参考作用没有得到充分发挥。
2.耕地价格评估专业化程度薄弱。具体表现为：执业标准不规范，存在人为操纵评估价格的现象，行业公信力不强;监管力度不够，评估执业人员的执业素质和执业操守有待提高。
3.耕地价格评估未能充分服务于农业经济活动。随着农业生产向规模经营方向发展，耕地经营权的流转日益频繁，各种形式的农地转包、租赁经营、作价入股等已在不少地区涌现.但一些地区由于没有开展耕地估价工作，使得耕地经营权的流转缺乏科学计量依据，耕地流转中的利益分配、补偿得不到应有的保证，挫伤了农民的积极性，不利于农业生产的规模经营和产业化、现代化的实现。
二、耕地价格评估存在的问题
(一)评估前提不明确
对耕地收益价格进行评估前，应明确评估前提，这样才能全面、准确地考察耕地的收益能力。目前，很多评估人员工作中出现了以下问题：首先，评估基准日不能确定。随着时间的推移，耕地价格也在不断变化中，评估基准日不能合理确定，估价结果必然会产生误差。其次，作物种植制度不明确，这对估价结果影响很大。作物是一年一熟制还是一年两熟，是连作制还是轮作制，对不同作物产出价值影响很大。
再次，耕地开发程度不清晰。耕地外几通，耕地内场地是否平整，是否已具备种植生产条件，这些都影响者评估结果的确定。
(二)缺少深层次数量分析
目前耕地估价中采用的估价模型普遍存在一个问题，即过分简化，缺少深层次的数量分析。部分估价人员运用收益还原法求取耕地纯收益时，直接采取近3年耕地实际纯收益的平均值，忽视各年耕地收益受作物种植制度、自然条件、集约利用水平等影响而应综合考虑的调整因素。这种计算方法虽然简化了计算过程，但也造成了科学性和合理性的缺失。另外，选取土地还原利率时，也有直接选取一种利率而不考虑市场经营风险因素的影响的现象，这些评估过程的简化违背了土地评估机构作为中介服务机构所应有的谨慎性与专业性，对本行业的公信力和声誉产生不利影响。
(三)参数选取主观性强
近年来，我国耕地估价存在的问题尤为突出，其中参数选取主观性和随意性表现于以下方面。
1.还原利率的确定存在的问题。目前，在实际估价中通常是直接选取一种利率法来确定资本化率，但采用此方法误差较大，应该在已选利率的基础上根据当时市场和风险情况加以适当调整。
2.客观总费用的计算存在问题。一是漏掉了一些项目的费用;二是对一些费用的测算不合理，导致许多地区的农地呈现负收益状态，为采用收益还原法评估耕地价格设置了障碍。
3.纯收益测算存在的问题。当前测算农用地纯收益主要采用投入产出法，即直接求取耕地近3年纯收益基础上用收益还原法进行地价测算，可能产生由于种植作物不同而引起地价不同的现象，往往出现“高收益高地价、低收益低地价”、“同一块土地，收益大相径庭”等不合理现象，进而导致耕地使用权资产价值的流失，这势必影响了地价评估的科学性与合理性。
(四)信息的收集缺乏科学性和动态性
实际估价工作中，耕地估价的资料收集比较困难，影响耕地质量及价格的因素很多，要使耕地估价的结果比较客观地反映耕地质量情况，必须广泛收集有关的社会、自然、经济等方面的资料。另外，信息和资料要收集和采取多年的连续的数据，这样才能尽量减少误差使评估结果更科学。然而，部分估价师考虑到资料收集的烦琐和困难，仅收集和采用近几年的数据信息作为评估资料，这样计算出的评估结果科学性和合理性很值得商榷。
三、完善耕地收益价格评估的对策
(一)耕地估价前提必须要明确
1.明确估价基准日。估价基准日是土地价格的定义中必不可少的要素之一。由于地价是随着社会经济的发展变化在不断涨落和变化着的，如果不明确所评估的价格是哪个时点的价格，则所评估出的价格就毫无意义。因此，明确估价基准日是明确耕地估价的必要前提。
2.标明作物种植制度。由于土地具有多宜性，因此在符合可持续利用和合法利用的前提下，耕地的利用具有多种选择的可能，主要表现在作物种植制度上。由于同样土地种植不同作物会产生不同的生产能力，进而产生地价的差异，因而为了使耕地估价更加科学、准确，必须标明待估耕地作物的种植制度。
3.揭示耕地开发程度。不同的耕地开发程度，对耕地种植作物的选择和投入产出等均有不同程度的影响。例如，视耕地是否平整、水利通电设施是否齐全，可综合考虑评估种植水田还是旱田更为适合，是种植粮食作物还是经济作物获利更大。
(二)加强深层次数理分析模型的应用
运用适当模型估算土地纯收益。通过对各种评估方法的综合比较，目前收益还原法是耕地价格评估的首选方法，因此土地纯收益的合理测算至关重要。耕地纯收益系统中，由于部分信息时明确的，部分信息不明确，对于这样一个灰色系统，可以借鉴灰色系统理论，通过建立灰色预测模型(GM)，收集4—5个年份数据为样本，即可计算得到估价年期的预期纯收益数据。
运用合理方法测算土地还原率。目前，比较常用的较合理的还原利率确定方法是“安全利率加风险调整值”法。它是在安全利率的基础上，根据农用地收益的风险大小，加上一定比例的风险调整系数，以此作为还原利率。由于农用地风险难以确定，风险调整系数的确定对评估师的专业性和经验性要求较高。另外，采用 MonteCarlo模拟法确定还原利率也是一种科学合理的方法。其基本原理是运用概率密度函数模型。根据影响耕地价格的各种因素的变动范围和趋势选择适宜的概率密度函数模型，计算机通过产生的随机数，采用模糊数值迭代法计算得到预期还原利率值。
(三)选取参数时要遵循主客观相结合的原则
应全面分析确定还原利率的方法。目前在评估实务工作中可以使用的还原利率的测算方法，包括土地纯收益与土地价格比率法、安全利率调整法、现实投资收益率排序插入法和MonteCarlo模拟法。土地纯收益与土地价格比率法对成交案例的可比性要求较高;安全利率调整法对风险调整值的确定方面要求评估师将其专业性和评估经验相结合;现实投资收益排序插入法需要较高的技术性，将搜集到的各种类型投资收益率排序、分析对比，根据经验综合分析确定还原利率;MonteCarlo模拟法对数学模型的应用要求较高，但测算结果更有说服力。评估师应根据实际情况全面分析选择合理的还原利率确定方法。同时，要考虑风险发生的概率。风险是指某一特定危险情况发生的可能性和后果的组合，在经济学中是指投资收益的不确定性。在耕地估价过程中风险的表现有两方面：由于自然灾害等非常原因导致各年间耕地产出剧烈波动;安全利率调整法中风险调整值的确定直接影响还原利率，进而影响最终评估结果。因此，对风险发生的概率要考虑和重视。
(四)科学、连续地收集相关信息
1.掌握作物的常年产量和平均价格。由于受自然条件的影响，农作物的种植条件和产量会出现上下波动，呈现出一定程度的不稳定性。收集资料时应剔除非常因素的影响，取得作物的常年产量。由于经济环境、宏观政策以及供给关系的变动，每年作物的价格都会有所浮动，应该求出平均价格作为本次评估中年总收益测算的基础。
2.年总收益测算时要考虑财税政策的影响。财税政策虽然不能直接影响耕地的经济产出量，但可以通过粮食补贴政策、农机补贴政策、农产品价格政策等影响耕地净收益。在一些粮食生产大省，农村税费改革和种粮补贴政策的实施，激发了农民粮食生产的积极性，增加了耕地生产的净收益。另外，土地政策对耕地价格也具有十分重要的影响。因为它规定了土地的用途，在很大程度上决定了土地的利用方式，从而决定了耕地所能带来的收益量，最终影响耕地收益价格。
3.资料的收集要尽可能齐全且有一定时间跨度。年总收益是农用地按现用途合理有效利用土地所取得的持续而稳定的客观正常年收入。年总成本费用是指农用地的使用者在进行生产中所支付的年均客观总费用。由于农业生产是一个开放系统，受到自然、社会经济等条件的制约，在时间上表现出一定的波动性。因此，应全面收集有关投入和产出的资料，并保证所收集资料有一定时间跨度，这样才能尽可能保持数据的持续性、稳定性和可靠性。
参考文献：
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[2]路婕.农用地价格评估研究[J].河南农业大学学报，2003，(6).
[3]刘萍，付梅臣.收益还原法评估农用地价格有关问题探讨[J].农业系统科学与综合研究，2007，(2)：78-82.
[4]曹子剑，等.农用地价值评估中的纯收益核算技术方法研究[J].国土资源科技管理，2009，(8)：91-93.
耕地价值评估范文第2篇
Abstract： This paper analyzes the construction of the farmland value based on the theory of the total value of land resources， farmland value includes the value of the actual productivity gains， the value of social security， the value of social stability and the value of ecological security. Taking Xianning as an example， estimates the multi-functional value of the city's cultivated land per unit area.
关键词： 耕地多功能价值；价值评估；耕地保护
Key words： multi- functional value of the cultivated land；valuation；farmland protection
中图分类号：TU984 文献标识码：A 文章编号：1006-4311（2012）34-0116-03
0 引言
随着我国经济的快速发展以及工业化和城市化的不断推进，耕地资源数量不断减少，保护18亩耕地红线形势严峻。长期以来，在农地征用过程中，征地补偿价格往往是以耕地直接的经济产出价值为度量依据，忽略了农地的生态价值和社会价值，因而无法从根本上解决农地征收补偿偏低的问题，由此引致的被征地农民权益受侵害、地方政府强烈的征地偏好等一系列社会和经济问题也难以根治[1]。
因此，有必要对耕地资源的综合价值进行明确界定和全面测算，除了测算其直接的生产收益价值以外，还要综合考虑耕地的社会价值和生态价值。本文试图在相关学者对耕地价值组成研究的基础上[2-4]，以咸宁市为例进行实证研
究，探讨耕地资源综合价值的量化方法，评估咸宁市域内耕地的综合价值。
1 耕地资源的价值构成
耕地资源作为人类生产的重要物质基础和载体，一方面能生产各种农产品，为农民提供基本的生活、就业和养老等保障，同时保障国家和地区粮食安全，维护社会稳定；另一方面，耕地具有涵养水源、净化空气、调节局部小气候等生态服务功能；从现有研究来看，一般认为，耕地资源价值包括生产收益价值，社会保障价值、社会稳定价值和生态服务价值。即V=VC+VS+VW+Vh，其中，V为单位面积耕地的总价值，VC为单位面积耕地的生产收益价值，VS为单位面积耕地的社会保障价值，VW为单位面积耕地的社会稳定价值，Vh为单位面积耕地的生态环境价值。
2 耕地资源多功能价值评估体系
2.1 耕地生产收益价值评估 耕地具有土地资源的固定性和永续利用性，耕地的使用者占有某块耕地时，能在未来年期内持续不断的获得收益。因此，耕地的生产收益价格就表现为随时间延续而能不断取得的纯收益的现值的总和。为了计算方便，我们假设未来年期内耕地每年的收益不变，为A，为获得收益A而必须支出的年总费用为C，还原利率为r，则未来年期内耕地净收益的现值之和为：
VC =（A-C）/r，其中，A=■Pi·Si·Vi，C=■Si·Ci（1）
Pi为第i种农作物的平均年产量；Si为第i种农作物的播种面积；Vi为第i种农作物的产品单价；Ci为第i种农作物的单位面积成本。
还原利率的确定可以采用租价比法或者安全利率调整法，租价比法即利用土地纯收益和土地价值的比值确定还原率；而安全利率调整法是用安全利率加上风险调整值来确定还原利率。
2.2 耕地社会保障价值评估 耕地的社会保障功能是指耕地具有代替政府的社会保障资金而承担的保障农民个人生存和后代延续的功能。耕地作为农民生存安全最基本的保障，其保障功能主要体现为耕地提供给农民的就业养老和医疗保障。在耕地社会保障价格的评估方法中，保险费法、平均生活费法、最低社会保障金法、安置补偿费法是评估耕地社会保障价格的4种方法[5]。保险费法是参照城镇居民的社会保障标准，以农民失去土地后，完全靠投保于保险公司获得保险费为前提，来计算耕地社会保障价格的一种方法。安置补偿费法是以依法征用耕地所需支付的安置补偿费用为量化标准来测算耕地的社会保障价格。
2.3 耕地社会稳定价值评估 耕地的社会稳定价值是指耕地为社会提供粮食保障而产生的社会稳定功能所具有的价值。耕地非农化中的耕地开垦费是对占用耕地的价值补偿，因此可以根据替代原则，将耕地开垦费看做耕地社会稳定功能价值的量化指标。根据《土地管理法》，耕地开垦费由省级人民政府根据本省耕地质量平均水平和耕地后备资源开垦难易程度综合研究确定，表现为国家对占用耕地所收取的费用。在我国，国家对占用耕地收取的费用主要包括耕地占用税、新增建设用地有偿使用费和耕地开垦费。
2.4 耕地生态环境价值评估 耕地的生态环境价值是指耕地以及耕地上的作物构成的生态系统具有的生态环境价值。耕地的生态环境价值主要体现在涵养水源、控制侵蚀、调节气候、维持生物多样性等方面。对耕地生态价值的评估的方法很多，考虑到部分方法本身的局限性和方法所需数据采集的困难性，本文采用谢高地等学者对各种生态系统服务价值估算的成果，利用收益还原法确定耕地所具有的生态功能价值。
3 实证研究
3.1 研究区概况 咸宁市位于湖北省南部，总面积9861公里，2010年末全市户籍总人口296.41万人，2010年全市实现地区生产总值520.33亿元。随着当地经济的迅速发展和城市建设用地规模的不断扩张，咸宁市耕地面积由1995年的18.878万公顷减少到2010年的15.585万公顷，年均减少2058公顷，耕地不断向非农业部门流失，耕地保护形势日益严峻。
3.2 耕地生产收益价值测算 根据咸宁市农作物的种植结构和资料收集情况，本次测算选取了小麦、玉米、稻谷、大豆、油料、棉花七类农作物作为耕地生产力核算的基准作物。根据2011年《咸宁市统计年鉴》和中国统计年鉴以及相关网站的数据，可得表2。
由表2数据根据前述公式（1）计算可得：七类作物的年总纯收益为71139.70万元，播种面积为246.06千公顷，占全市农作物总播种面积397.39千公顷的61.92%，考虑到其他农作物的经济收益较少，因此适当提高计算比例至70%，则咸宁市耕地年总纯收益为71139.70÷70%=101628.15
万元。咸宁市耕地面积为15.585万公顷，则咸宁市单位面积耕地的年经济收益为：101628.15×10000÷（15.585×10000）=6520.95元/公顷。
2010年底，我国金融机构一年定期存款利率为2.75%，
以此作为耕地的安全利率。同年银行一年期贷款利率为
5.81%，以此作为风险基数，扣除银行的经营成本（存款利率）和经营利润，即可看成是风险利率，银行属高利润行业，经营利润取20%，则在存款利率之外，再扣除经营利润即2.75%的20%，为0.55%，在其它因素忽略不计的情况下，余下的差额就是资本经营的风险，因此耕地风险调整系数为：5.81%-2.75%-0.55%=3.61%。则咸宁市的耕地生产收益价值VC=6520.95÷（2.75%+3.61%）=102530.66元/公顷，即10.25元/m2。
3.3 耕地社会保障价值测算 耕地的社会保障价值可以通过前文所述的几种方法进行测算，考虑到数据的可得性，采用安置补助费方法来测算，也就是以耕地补偿费、安置补助费、地上附着物和青苗补偿费的总和作为耕地的社会保障价格。根据《土地管理法》第47条的相关规定：“征收耕地的土地补偿费，为该耕地被征收前三年平均年产值的六至十倍。”“每公顷被征收耕地的安置补助费，最高不得超过被征收前三年平均年产值的十五倍。”考虑到中国的征地现状，本此测算的土地补偿费按前三年平均产值的10倍计算，安置补助费按前三年平均产值的15倍计算。附着物和青苗补偿费按前三年平均产值的0.5倍计算，根据统计年鉴，2010前三年咸宁市耕地收益差别不大，因此，为计算方便，以2010年的耕地收益作为以上费用的计算基数。即VS=6520.95×（10+15+0.5）=166284.23元/公顷，即16.63元/m2。
3.4 耕地社会稳定价值测算 根据《中华人民共和国耕地占用税暂行条例》，耕地占用税的税额按实际占用的耕地面积（以县为单位）计税。根据《2011年湖北统计年鉴》，咸宁市人均实际占有耕地面积0.95亩，则耕地占用税标准处在10～50元/m2之间，取其中间值30元/m2。根据《新增建设用地土地有偿使用费收缴使用管理办法》的规定，全国新增建设用地土地有偿使用费征收标准分为15等，咸宁市耕地大部分处在收费分区的第八、九、十等，因此以第九等17元/m2作为咸宁新增建设用地有偿使用费的标准；根据《湖北省土地管理实施办法》规定，耕地开垦费按照征地补偿费总额的1.5倍收取，征地补偿费按照年产值的6～10倍计算。这里以8倍计算。根据前文计算结果可知，咸宁市耕地年产值为6520.95元/公顷，因此咸宁市耕地开垦费为6520.95×8×1.5元/公顷，即7.83元/m2。则耕地社会稳定价值为VW=30+17+7.83=54.83元/m2。
3.5 耕地生态环境价值测算 咸宁市耕地的生态服务价值根据表1为基础，采用收益还原法测算价值。由表1可知，每公顷农田在气候调节、气体调节、水源涵养等九个方面的生态服务总价值为6114.3元，还原利率取2.75%，咸宁市每公顷耕地的生态服务价值为：Vh=a/r=6114.3/2.75%元=222338元，即22.23元/m2。
综上所述可得2010年咸宁市耕地资源各类功能的价值量，如表3。
4 结论与分析
实证分析结果表明，咸宁市耕地资源综合价值为
103.94元/m2。而调查发现，该地区征用耕地的补偿价格，最高才为58.72元/m2，仅为耕地资源综合价值的56.49%，尚有43.51%被忽视。可见，耕地的征用价格并没有完全反映耕地资源的综合价值，从而助长了耕地资源的过度占用和流转。从前述计算结果可知，传统价值核算方法估算咸宁市耕地价值（经济价值）为10.25万元/公顷，而当年耕地的非市场价值（社会价值和生态价值）达到93.69万元/公顷。显然传统方法未考虑耕地的非市场价值，其结果导致耕地价值被严重低估。而当前的征地补偿机制是按照耕地产值倍数法进行补偿，这种补偿标准只是单一地反映了耕地的经济价值，而完全忽视了耕地的社会和生态价值。咸宁耕地的社会和生态价值在耕地总价值中的比重超过90%，而耕地的最高补偿价格仅为耕地资源综合价值的56.49%，可见失地农民并未得到合理补偿。因此，全面评估耕地的综合价值，才能调整目前不合理的土地增值收益分配格局，切实保障农民利益。
参考文献：
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耕地价值评估范文第3篇
关键词：耕地价值；征地补偿标准；江西省
中图分类号：F301．3文献标识码：A文章编号：0439－8114（2011）15－3054-04
Compensation Standard of Land Expropriation in Jiangxi according to Value of Cultivated Land
JIN Shu－lan1，JIN Wei2，XU Lei1，HOU Li－Chun1
（1． Shangrao Normal University， Shangrao 334000， Jiangxi， China；
2． Shangrao Vocational Technical College， Shangrao 334000， Jiangxi， China）
Abstract： The compensation standard of land expropriation in 11 cities of Jiangxi province in 2009 was estimated by market value method， substitution method， opportunity cost method and shadow price method from the perspective of social value， ecological value and economic value of cultivated－land． Results showed that in 2009， the compensation standard of land expropriation should be 1169310 yuan／hm2， which was 2．44 times of the mean value of existed compensation standard， indicating that the current compensation standard was too low． It was suggested that overall value of cultivated land been brought into thecompensation systerm of land expropriation so that it could be fully realized in the transfer process．
Key words： value of cultivated land； compensation standard of land expropriation； Jiangxi province
随着我国社会经济的快速发展，城市化、工业化的加速推进，耕地的非农化流转及征地补偿问题日益突出。产生这一问题的根源之一在于长期以来人们对耕地资源价值的认识仅仅停留在单纯或狭义的经济产出价值上，忽视了其所具有的社会价值和生态系统服务价值。已有学者对耕地资源的社会价值［1－3］、生态系统服务价值［4－6］、经济产出价值［7，8］以及总体价值［9－14］进行了研究，在此基础上有学者对失地农民综合地价补偿［15］、生态补偿、耕地资源非市场价值评估、合理利益完全补偿［16］等问题进行了探析，以期为耕地保护政策和补偿标准的制定提供依据。江西省是我国重要的粮食产区，耕地资源的保护面临着前所未有的困难，准确测算耕地的总体价值，并将其纳入耕地征用补偿体系之中，使耕地资源的价值在耕地流转过程中得以充分体现，对防止耕地向非农用途的无序流转，保护区域耕地资源和国家粮食安全具有重要意义。
1耕地价值测算方法
1．1耕地经济价值
目前耕地的经济价值已形成完整的估价方法，使用较多的是收益还原法。该方法的关键在于耕地纯收益的计算和耕地还原利率的确定。公式如下：
V1＝■ （1）
r＝■（1－d） （2）
式中，V1为耕地经济价值（元）；a为耕地年纯收益（元／a）；r为土地还原率；b为1年期银行存款利率，2009年为2．52％；c为同期物价指数，2007、2008、2009年江西省农产品价格指数的几何平均数为109．5％；d为农业税率，目前农业税率为0。由此计算得到r值为0．023 0。
计算每种作物的单位播种面积土地年纯收益，方法为：单位面积耕地年纯收益＝单位面积耕地年总产值－单位面积耕地年总成本。
1．2耕地社会价值
耕地社会价值V2包括社会保障价值V21和社会稳定价值V22。运用替代法、影子价格法对耕地资源的社会价值进行估算。公式为：
V2＝V21＋V22 （3）
1．2．1社会保障价值耕地所具有的养育、承载、蓄积和增殖资产等功能可以概括为基本生活保障价值、养老保障价值和失业保障价值。将前两者合并处理，依然将其称为基本生活保障价值。计算公式为：
V21＝Va＋Vc（4）
Va＝m×Vb（5）
Vc＝m×f （6）
f ＝ f1 × ■（7）
式中，Va为人均年基本生活保障价值（元）；Vc为人均年失业保障价值（元）；Vb为人均年最低生活保障价值（元）；m为耕地资源承载的人口数（人／hm2）；f为劳动力的培训费用（元／人）； f1为人均年培训费用（元）；r为土地还原率。
1．2．2社会稳定价值耕地资源不仅能够满足社会对农产品的需求，而且还能够吸纳大量的农村剩余劳动力，缓和当前农民的就业压力，保障社会稳定。本研究从耕地对物质产品的社会保证程度上，依据替代原则，运用影子价格法，以土地开发整理补充耕地的平均成本来表示其社会稳定价值量。
1．3耕地资源生态系统服务价值
耕地资源的生态系统服务价值是指耕地及地上的农作物构成的生态系统具有的生态维护和调节的价值V3，包括气体调节V31、水源涵养V32、土壤保持V33、环境净化V34、生物多样性维护V35和文化娱乐V36等6个方面［14］。计算公式为：
V3＝V31＋V32＋V33＋V34＋V35＋V36（8）
1．3．1气体调节气体组分的调节功能主要是植被通过吸收CO2、释放O2实现对大气的调节。吸收CO2的价值可以采用碳税率法或造林成本法进行估算。目前国际上有多种碳税率，欧洲一些国家实行的碳税率为170美元／t，瑞典碳税率为150美元／t，国际上通常采用后者为标准。造林成本法是指利用营造可以吸收同等数量的CO2的林地的成本来代替其他途径吸收CO2的功能价值，我国造林成本为250元／t［17］。为了便于与国际标准做比较，本研究采用碳税率法和造林成本法的平均值（称为碳2林法价格），取值为638元／t（美元基准价为683．340）；释放O2的价值采用影子工程法进行估算，按照工业制氧现价400元／t核算。植被每形成1 g干物质需要1．632 g的CO2，同时释放出1．192 g的O2。通过计算单位面积耕地上农作物的净第一性生产力（生物总量），估算耕地每年固定CO2和释放O2的总量，然后根据固定CO2和释放O2的成本，估算耕地的气体调节价值，公式为：
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V31＝（1．63C1＋1．19C2）×N（9）
N＝（1－Wr）×（1＋Rr）×Yr／Hr（10）
式中，N为耕地单位面积上农作物每年的净第一性生产力（由于江西省被征耕地基本适宜种植水稻，因此农作物的生物总量即为水稻生产的生物总量，t）；Wr、Rr、Yr、Hr分别为水稻作物的含水量、根冠比（地下生物量与地上生物量之比）、经济产量（收获产量，t）、经济系数（经济产量与生物产量的比值）；C1、C2分别为固定CO2和释放O2的成本（元）。
1．3．2水源涵养采用差值法和替代法估算耕地的水源涵养价值。计算公式为：
V32＝y×u （11）
y＝（W－W0）×10 000×0．5 （12）
式中，y为土壤持水量（m3），以0．5 m土壤厚度计算；u为单位涵养水量的价值，采用水库蓄水成本法计算，取值0．67元／m3；W为耕地土壤含水量（％）；W0为裸地土壤含水量（％）。
1．3．3土壤保持首先估算耕地每年减少的土壤侵蚀量，然后再运用市场价值法、机会成本法分别估算耕地减少土壤侵蚀（V3S）和肥力损失（V3L）两方面的价值，公式为：
V33＝V3S＋V3L （13）
V3S＝Ve×（Ep－Er）／（10 000×0．5×ρ）（14）
V3L＝（Ep－Er）×■P1i×P2i（15）
式中，Ve为单位面积耕地的经济价值（本研究
Ve与V2相等，元）；ρ为土壤容重，一般为1．0～1．5 t／m3；Ep为耕地无植被覆盖时的侵蚀模数（t／hm2）；Er为耕地实际侵蚀模数（t／hm2）； i为耕地中有机质N、P、K的类型；P1i分别为耕地中N、P、K的含量（kg／t）；P2i为各类化肥的价格（元）。
1．3．4环境净化因江西省被征耕地大多是水稻田，只需要考虑水田吸收污染物的量。采用马新辉等［18］的研究成果，水田对各种污染气体的吸收量分别为：SO2 50.00 kg／（hm2・a）；HF 0．43 kg／（hm2・a）；NOx 37.00 kg／（hm2・a）；滞尘1．08 kg／（hm2・a）；运用替代法估算被征单位面积耕地净化大气环境的价值。耕地对畜禽粪便的消纳净化相当于天然的粪便资源化处理，其处理成本直接体现在有机肥料的价格中［5］。因此，以有机肥价格作为农田处理废弃物的替代价格，目前有机肥出厂价格在1 800.00～2 600.00元／t之间，按其平均值2 200.00元／t估算耕地消纳畜禽粪便功能的价值。
1．3．5生物多样性维护、文化娱乐采用谢高地等［19］的研究成果测算江西省被征耕地的生物多样性维护价值和文化娱乐价值。
1．4耕地资源总价值
耕地资源的总价值为耕地资源的经济价值、社会价值和生态系统服务价值的总和。
2江西省2009年耕地价值补偿标准测算结果
2．1耕地经济价值
由于江西省被征耕地大多处在地形平坦、土壤肥沃、灌溉便利区，这些耕地大多是水稻田。2009年江西省双季稻产量平均为11 004 kg／hm2，水稻价格为1．92～2．08元／kg，平均为2．00元／kg，除去种子、农药、化肥等成本，稻田年纯收益为15 000.00元／hm2。运用公式（1）、（2）得出江西省被征耕地经济价值平均为652 173．91元／hm2。
2．2耕地社会价值
2．2．1社会保障价值包括基本生活保障价值和失业保障价值。江西省年人均培训费为1 500.00元，由于江西省不同区域的失地农民最低生活保障价值、单位耕地资源承载的人口数相差较大，笔者将不同区域的数值分别代入公式（5）、（6），运用公式（4）、（7）得出江西省各市被征耕地社会保障价值（表1）。
2．2．2社会稳定价值根据《江西省造地增粮富民工程》(2007-2011)可知，江西省土地开发整理补充耕地的平均成本为123 000.00元/hm2，以此作为江西省被征耕地社会稳定价值的平均值。
由表1可知，江西省耕地平均社会保障价值为29.541万元/hm2，根据公式（3）可得出江西省耕地社会价值为41.841万元/hm2。
2．3耕地生态系统服务价值
2．3．1气体调节价值水稻的含水量、根冠比、经济系数分别为15％、0．6、0．55，根据已知条件，运用公式（9）、（10）得出江西省被征耕地平均气体调节价值为56 227．70元／hm2。
2．3．2水源涵养价值根据文献［20］得出江西省耕地土壤含水量为30％，裸地土壤含水量为25％，运用公式（11）、（12）得出江西省被征耕地平均水源涵养价值为167．50元／hm2。
2．3．3土壤保持价值根据文献［21］得出江西省耕地无植被覆盖时的侵蚀模数平均为18．28 t／hm2，耕地实际侵蚀模数为3．0～6．0 t／hm2，2009年N、P、K肥的价格分别为1 900.00、2 600.00、2 650.00元／t。由于江西省被征耕地大多是潴育型水稻田，耕地中N、P、K含量分别为0．185％、0．056％、1．590％［22］。根据已知条件，运用公式（13）、（14）、（15）得出江西省被征耕地平均土壤保持价值为2 041．50元／hm2。
2．3．4环境净化价值根据马新辉等［18］的研究结果，净化NOx、SO2的单位价值为0．60元／kg，HF为0．90元／kg，削减粉尘价值为170.00元／t。运用替代法得出江西省耕地资源在净化大气环境方面的价值为53．10元／hm2。江西省单位面积耕地所容纳的畜禽粪便数量采用张绪美等［23］的研究成果，即耕地负荷畜禽粪便的预警值为18 t／hm2。以有机肥价格作为耕地处理废弃物的替代价格，得出江西省被征耕地在消纳畜禽粪便方面的价值为39 600.00元／hm2。可见，江西省被征耕地平均环境净化价值为39 653．10元／hm2。
运用谢高地等［19］的研究成果作为江西省被征耕地的生物多样性维护价值和文化娱乐价值的平均值，分别为628．20、8．80元／hm2。
综上，运用公式（8）可得出江西省耕地生态系统服务价值为9.873万元/hm2。
2．4江西省被征耕地补偿标准测算
受自然和人文因素的影响，江西省各市被征耕地的社会价值相差较大，而生态价值和经济价值各市的值较接近，故计算各市的这两个值时取全省平均值。根据以上各项计算结果，得出江西省各市被征耕地的总价值即为征地补偿标准，为116.931万元/hm2；其中南昌为112．536万元／hm2、景德镇为118．429万元／hm2、九江为116．675万元／hm2、新余为110．187万元／hm2、宜春为108．328万元／hm2、萍乡为140.005万元／hm2、鹰潭为112.087万元／hm2、抚州为109．939万元／hm2、赣州为130．010万元／hm2、吉安为107．591万元／hm2、上饶为120．454万元／hm2。
2．5江西省2009年现行征地补偿价格
根据《土地管理法》，江西省现行征地补偿平均价格按耕地前三年平均年产值进行估算，2007年、2008年、2009年三年平均为16 000.00元／hm2，补偿倍数取30倍，则江西省2009年征地补偿价格为48万元／hm2。
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3结论与讨论
江西省2009年征地平均补偿标准为116．931万元／hm2，是现行征地补偿价格的2．44倍，当前征地补偿标准过低，这是因为补偿标准中只考虑了耕地的经济价值。江西省2009年被征耕地经济价值、社会价值和生态系统服务价值平均分别为65．217、41．841、9．873万元／hm2。江西省征地补偿标准最高的区域是萍乡市，因萍乡市人均耕地为全省最少，这说明人均耕地是制定赔偿标准的重要依据。
本研究通过建立耕地资源价值评估体系，全面分析了江西省各市2009年被征耕地的赔偿标准，为耕地补偿提供重要依据。研究方法有所突破，如运用根冠比、经济产量、经济系数计算单位面积农作物的生物总量，提高了耕地气体调节价值的计算精度。但是，本研究只对基于耕地价值的征地标准进行了测算，对征地补偿费用在政府、集体、农民之间如何分配并未涉及，这将有待进一步探讨；此外，由于缺乏江西省的某些实测数据，部分参数仍是沿用其他学者的研究成果；研究中所提出的测算方法还存在一些缺陷，在功能指标的选取和定量化评价等方面还有待进一步深入和完善，以提高测算的精度。
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耕地价值评估范文第4篇
关键词 耕地保护；外部性；经济补偿；治理政策；研究进展
中图分类号 F301.21 文献标识码 A 文章编号 1002—2104（2012）10—0131—06 doi：10.3969/j.issn.1002—2104.2012.10.019
耕地是保障人类生存和生活必需的重要自然资源之一。随着我国城市化进程的不断加快，耕地资源流失现象非常严重。对此，国内外学者从生态治理的视角对耕地的功能属性、影响因素与调控政策等方面进行了广泛的研究，认为耕地价值评估不科学、耕地保护外部性及其经济补偿不合理是导致这一现状的根本原因。本文基于当前我国耕地保护的必要性和重要性，系统评述耕地价值核算、耕地保护外部性及其经济补偿的研究进展，并剖析其存在的主要问题，以求为保障18亿亩耕地红线、制定科学的耕地保护政策奠定研究基础。
1 耕地资源的价值构成与核算
1.1 耕地资源的价值构成
就耕地价值的构成而言，当前研究一般基于三种分类框架：一是经济价值、社会价值、生态价值分类。这一理论认为耕地资源不仅具有经济产出价值，在水土保持、生物多样性、景观环境以及社会稳定等方面也发挥着重要作用[1—2] ；二是市场价值与非市场价值分类。Krutilla认为资源非市场价值的存在，源于公众对保护资源有支付意愿或接受意愿，它与人们是否使用它并无直接关系[3] ；三是使用价值与非使用价值的分类[4] 。英国学者Pearce认为使用价值包括直接使用价值、间接使用价值和选择价值，非使用价值包括遗赠价值和存在价值。
国内学者对耕地价值的划分多是基于耕地功能属性的角度，认为其包括经济产出价值、社会保障价值和生态服务价值[2，5—6] 。而部分学者出于研究的需要，从资源价值量化的角度将耕地资源价值分为市场价值和非市场价值[7] 。实质上，耕地资源价值的三种分类互有重合，马文博认为市场价值是指耕地资源的经济价值，而其非市场价值包括耕地资源的生态价值和社会价值。其中，耕地的经济价值、生态价值中的游憩价值等和社会价值中的社会保障价值等这些通过人类对耕地资源的使用形成的价值即为使用价值，而生态价值和社会价值中所蕴含的选择价值、存在价值和馈赠价值等耕地资源本身所固有的客观存在的价值即为非使用价值[8] 。
总体来看，当前国内关于耕地价值的研究仍有诸多问题亟待解决：一方面，耕地非市场价值所包含的构成内容互有重叠，缺少一个明晰的分类体系；其次，多数学者将耕地的社会价值和生态价值作为一个整体进行研究，而对其各个构成部分（如耕地的水土保持价值、空气净化价值、景观环境价值、存在价值与遗赠价值等）的相互关系及其差异缺少研究，不足以正确认识耕地非市场价值的内涵，未能为耕地保护政策的制定提供科学依据。
1.2 耕地资源的价值核算
耕地资源的价值核算通常包括其经济价值核算、生态价值核算与社会价值核算三个部分。其中，前者具备完善的估价思路和坚实的理论基础，但其技术难点在于获得可靠的耕地年净收益；生态价值核算的理论体系相对完整，国内多以谢高地等提出的“中国陆地生态系统服务价值当量因子表”进行简单修正后代替，但这很难准确反映出不同区域耕地的生态价值的差异；而社会价值主要体现为社会保障和维护社会稳定两个方面，均可以采用替代法评估[1] 。总体而言，由于后两者无法通过市场交易实现，其价值核算是当前研究的难点，而指标替代核算方法往往低估耕地的非市场价值，导致耕地资源的低效利用[9] 。
王 迪等：耕地保护外部性及其经济补偿研究进展
耕地价值评估范文第5篇
关键词：农田；生态系统；服务价值；湖北省
中图分类号：S181；F062.2 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）15-3685-02
在过去的50年里，世界范围内40%的农田出现退化，这不但削弱了农田生态系统提供服务功能的能力，更引发了一系列的生态环境安全问题，威胁到人类社会的可持续发展。而最近十年，随着环境污染问题的加剧，食品安全问题愈发突出。对于某些限制开发区域来说，农田的直接经济价值并非其服务价值的主要部分，农田生态系统的各项生态服务功能日益引起人们的重视，并尝试在实践中将其作为确定农业生态补偿标准上限的依据。此次研究在借鉴前人已有研究成果的基础上，对湖北省农田生态系统服务价值进行初步测算，拟为农业生态补偿标准的确定提供依据。
1 研究方法与指标
生态系统服务功能价值评价方法一直是生态学领域的热点，计算方法很多，如机会成本法、防护成本法、基本成本法、生产成本法、人力资本法、置换成本法、旅行成本法、市场价值法、影子价格法、影子工程法等，然而按照上述方法计算出来的生态系统服务功能的价值往往非常大[1-10]。本文所用到的相关指标及计算公式，参考胡喜生等[5]关于非建设用地生态系统服务价值估算方法，主要用到以下指标。
1.1 生态系统服务价值当量因子
对于生态系统服务价值当量因子，针对其所得数据偏差较大的问题，有学者在对我国200位生态学者进行问卷调查的基础上，制定出我国生态系统生态服务价值当量因子表，给出中国陆地生态系统单位面积生态服务价值当量因子[2]。生态系统生态服务价值当量因子是指生态系统产生的生态服务的相对贡献大小的潜在能力，定义为1 hm2全国平均产量的农田每年自然粮食产量的经济价值。以此可将权重因子表转换成当年生态系统服务单价表，经过综合比较分析，确定1个生态服务价值当量因子的经济价值量等于当年全国平均粮食单产市场价值的1/7。
1.2 研究区域某种生态生产性土地的作物面积、产量和价格
依据总产量、总产值和面积计算出该区域各类生态生产性土地单位面积价值。主要作物的面积、产量、总产值来源于各地区年鉴，在此基础上经计算得到各种主要作物单位面积价值。
1.3 计算公式
在以上公式中，Pa为一个服务价值当量因子的经济价值量；Pi为i类土地生态系统单位面积的经济产值；Pij为i种土地生态系统j服务功能的单位面积价值；eij为i种土地生态系统j种服务功能的当量数。在生态生产性土地的划分中，非建设用地耕地、林地、草地、水域都可以按以上公式计算。本研究仅以耕地为例计算。
2 湖北省的农田生态系统服务价值测算
湖北省农田生态系统服务价值的计算，主要是参考胡喜生等[5]以福州市为例研究的基于生态系统服务价值的土地转移机会成本核算，借鉴其对农田生态系统服务价值的计算方法，核算湖北省农田生态系统服务价值。根据《湖北省统计年鉴》公布的湖北省主要农作物（包括粮食、棉花、油料、肉类、水产品），选择农地产出粮食、棉花、油料这3种农作物的单位面积经济价值（表1）来计算其他生态系统服务功能的经济价值。
根据已有研究及湖北省的具体情况，将各类土地利用类型与最接近的生态系统类型联系起来，从而给出各种土地生态系统单位面积的服务价值当量数。其中耕地与农田对应，可计算出不同土地生态系统的单位面积生态服务价值（表2）。
鉴于笔者对湖北省农地生态系统服务价值的研究还处于初步探索阶段，为了可靠起见，先研究农田（耕地）的生态系统服务价值，林地、草地、水域可采用同样方法进行计算。
3 小结与讨论
以农业大省湖北省为例，对其耕地生态系统服务价值所包含的气体调节、气候调节、水源涵养等功能进行测算。研究表明，湖北省耕地系统提供着较高的服务价值，其服务功能总价值约为13 205元/（hm2·a）。湖北耕地系统服务价值的大小排列为废物处理>水源涵养>生物多样性保护>气候调节>食物生产>气体调节>原材料供应>娱乐文化。可以看出，废物处理服务价值占总价值的26%，是耕地生态系统中相对较强的一项服务功能。娱乐文化价值仅占0.16%，是耕地生态系统中相对较弱的一项服务功能。
耕地生态系统既有自然生态系统的基本特征，又具有社会经济系统的一些特性，对其生态系统服务功能价值进行研究，有利于为生态补偿标准制定提供依据和指导，提高公众的生态意识。研究为可靠起见，仅选取湖北省2010年的数据，对耕地系统进行评价，计算结果只是耕地系统的服务功能价值，对于农田生态系统服务功能评价指标、评价方法的选择，还有待进一步探讨和完善。
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耕地价值评估范文第6篇
关键词：耕地保护外部性价值；补偿；沈阳
中图分类号： F301 文献标识码：A 文章编号：1674-0432（2011）-04-0022-2
0 引言
我国实行了最为严格的耕地保护制度，但耕地仍然在逐年减少，严重威胁到我国的粮食安全和可持续发展。其中有自然原因的减少，政策原因的减少，但更为主要和突出的是人为原因的减少，在如今的大市场经济的环境下，耕地农业经营收益过低，农民大多选择出外务工，导致耕地疏于管理，耕地质量严重下降，有的甚至撂荒。耕地征用成本低，地方政府打着“公共利益”的旗号大量圈地，为获取巨大的土地财政收入，有的甚至违法占用耕地。执行耕地保护的直接主体地方和农民都无耕地保护的意愿，其原因就是耕地价值被低估，耕地保护外部性效益未得到补偿，导致其耕地保护没有积极性，因此有必要对耕地保护的外部性效益进行一些定量研究，并以此为依据确定耕地保护补偿的额度及补偿方案。
1 耕地保护外部性效益分析
耕地保护产生的外部性价值主要从耕地的功能说起，耕地除了物质产出功能外，还有社会功能和生态功能。耕地的外部性价值主要体现在其社会功能和生态功能上。在社会功能上，耕地固定着大量的劳动力，使农业人口稳定就业，保持着社会稳定；合理保护利用耕地，经济价值得到实现从而保障农民的基本生活；耕地得到保护，提供了稳定的粮食生产，从而达到保障国家粮食安全的目的。在生态功能上，耕地具有涵养水源、保持水土、净化与美化环境、改善大气质量、防风固沙、调节气候、减轻污染、维持生物多样性的功能。结合我国国情和相关学者研究[1-2]，耕地外部性价值可以概括为社会保障价值，粮食安全价值，生态服务价值。
2 对沈阳市耕地保护的外部性价值测算
2.1 社会保障价值
这里的社会保障价值只是指耕地保护所产生外部性的那部分社会保障价值，而不是指耕地所有的社会保障价值，主要包括指耕地吸纳农业劳动力使农民稳定就业，耕地作为一种保障，使农民老有所依，也就是主要计算其失业保障和养老保障这两种外部性效益。换种角度理解也就是耕地替代了政府给农民发放了就业保障和养老保障。因此可以用计算社会失业保险和养老保险的价值来替代耕地保护所产生的社会保障价值。
耕地的养老保险价值计算可用人均养老保险价值与人均耕地的比值计算，公式如下
VY=L/A 式中：L为人均养老保险价值；A为被评价地区人均耕地面积。
耕地的失业保障价值可用城镇固定资产在单位面积上的投入来代替[3]，计算公式如下
VW=C/A
式中：VW为耕地的失业保障价值，C为当地乡镇企业人均固定资产投入；A为被评价地区人均耕地面积。
由于耕地的这种社会保障价值与农民对耕地的依赖程度相关，结合相关研究可用修正系数K来进行修正，农民对耕地的依赖程度与农民的非农收入水平成反向关系[3],因此可用研究区域农业人口人均的非农业纯收入与全国农业人口人均的非农业纯收入比值来计算修正系数K，计算公式为：
K=S0/Si式中：S0为全国平均水平的农业人口人均非农业纯收入，Si为研究区域农业人口人均非农业纯收入。
因此耕地保护的外部性保障价值的计算公式如下：
VSB=(VY/A+VW/A)×K
查阅2010年辽宁及沈阳市统计年鉴，得到：
2009年沈阳市耕地面积为772275.5hm2，总人口数为7165490，得人均耕地面积0.107hm2/人，沈阳市集体经济固定资产投资为680319万，城镇集体单位人数为10.2万人，得人均固定资产投资66697.9元/人，那么耕地的失业保障价值为623344.8元/hm2，全国农业人口人均非经营性纯收入2626.4元，沈阳市农业人口人均非经营性纯收入3860.8元，得调整系数K为0.68，假设农民缴纳养老保险，一般人寿命约为70，因此平均缴纳养老保险的年龄在35左右，按20岁参加工作计算，缴纳保险年数为15年，按社会平均收入的60%缴纳，2009处沈阳市农民每年纯平均收入为8752.9元，每年约5251.7元，15年共交78775.5元，那么现在耕地对农民的养老保险价值约为736219.6元/hm2。根据公式得出沈阳市耕地保护的社会保障价值为1359564.4元/hm2。
2.2 粮食安全价值
耕地的国家粮食安全战略纯收益可以通过国家对占用耕地所收取的费用、保护现有耕地所必要的耗费以国家对耕地利用的补贴来计算[4]。
Vr=T+CP
式中：Vr为社会稳定价值，T为国家对占用耕地收取的费用，CP为国家因保护耕地支出的费用。
据沈阳市规划和国土资源局和沈阳市财政局有关资料统计，2008年以来平均每年因耕地保护投入的费用在5亿元，按照现行沈阳市土地开发整理项目投资标准，亩均投资1000元，估计需投入95亿元。
沈阳市耕地占用税以沈北新区、辽中县的征收税额28元/平方米为标准进行计算
VSW =T+CP=（10+28）×61.16+95=2419.08亿元
那么耕地的粮食安全价值为313240.5元/hm2
2.3 耕地资源生态价值
耕地在生态服务功能上具有明显的外部性，其主要表现在涵养水源、保持水土、净化与美化环境、改善大气质量、防风固沙、调节气候、减轻污染、维持生物多样性，最早对耕地生态价值进行估算研究是Costanza(1997)[5]。谢高地（2003）[6]等人在Costanza(1997)基础上对其估价理论与方法进行了进一步研究与修正，估算出我国的平均状态下的耕地（农田）生态服务价值。
由于区域间差异，蔡运龙等人假设生态系统的服务功能与生物量成正相关，并用地区潜在经济产量代替生物量，提出了区域修正系数。
计算生态服务功能价值的公式为：
Ve=Va•Ke（1） 其中修正系数Ke=bi/B（2）
式中Ve为生态服务价值，Va为我国耕地生态服务价值的年价值的平均值,根据谢高地（2003）可知5140.9元/hm2
bi为被评价地区耕地生态系统的潜在经济产量，B为全国一级耕地生态系统单位面积平均潜在经济产量。
据王万茂[7]的划分标准，沈阳市是辽宁省的省会，处于二级农业区，即辽宁平原丘陵区土地潜在经济产量8.9t/hm2,全国一级耕地生态系统单位面积平均潜在经济产量B值为10.69t/hm2。根据（2）式修正系数Ke为0.83。
结合（1）式可得到沈阳市耕地平均的年生态服务价值为4266.95元/hm2。
利用收益还原法原理将其折现，还原率采用2009年银行一年期定期存款年利率为2.25%，得耕地189642元/hm2。
沈阳市耕地保护的社会价值为1359564.4元/hm2， 粮食安全价值为313240.5元/hm2，生态价值为189642元/hm2，耕地保护外部性总价值为1862446.9元/hm2。
3 外部性内部化的补偿方案
3.1 耕地保护的外部性内部化方式选择
在经济学中，将外部性内部化主要有两种途径，一个是源于科斯理论的通过政府借助于市场手段解决外部性问题，一个是源于庇古的理论，通过征税和补贴对边际私人净产值小于边际社会净产值的部门实行奖励和津贴，实现外部效应的内部化。可以总结为政府和市场相结合的手段，和政府直接干预的手段。农业是我国的基础产业，关系到国家的稳定，耕地产出主要是农产品，而农产品价格不宜过高，所以通过市场调节价格将耕地保护外部性效益包含其中不现实。因此，对于耕地保护的外部性内部化还是采用政府直接干预的手段更为合适。
3.2 补偿额度
耕地保护的外部性享受者是区域内的居民，同时农民自身也享受到部分耕地保护的价值，因此可用区域内非农业人口和农业人口的比例将耕地保护外部性产生的总价值分割，继而算出非农业人口享受的耕地外部性价值，也就是耕地保护需要补偿的额度。
计算公式可表述为Vb=V0*KP
其中KP=P1/(P1+P2)
式中：Vb为耕地保护外部性补偿额度，V0为耕地保护外部性总价值，KP为非农业人口比例，P1为非农业人口，P2为农业人口。
上述计算沈阳市耕地保护外部性总价值为1862446.9元/hm2，从沈阳市统计年鉴查得，2009年沈阳市农业人口数为2521086，非农业人口数为4640956，那么可计算出KP为0.65，补偿额度Vb为1210590.5元/hm2。
3.3 补偿资金来源
从政策角度来看，《国务院关于将部分土地出让金用于农业土地开发有关问题的通知》（国发[2004]8号文），规定从2004年开始，将部分土地出让金用于农业土地开发，比例不低于土地出让平均纯收益的15%，专项用于土地整理复垦、宜农未利用地开发、基本农田建设以及改善农业生产条件的土地开发。2006年的《国务院关于加强土地调控有关问题的通知》（国发[2006]31号）强调应逐步提高土地出让金用于农业土地开发和农村基础设施建设的比重；规定新增建设用地土地有偿使用费专项用于基本农田建设和保护、土地整理、耕地开发。耕地保护外部性补偿是刺激耕地保护者的积极性，根本目的是促进当地基本农田的保护和建设，所以依据国发[2004]8号文和国发[2006]31号中的政策规定，可以将新增建设用地有偿使用费和土地出让金的15%作为耕地保护的补偿资金来源。
同时2008年成都市率先试行耕地保护基金制度，其管理办法中的第四条明确指出：
（一）每年市、区（市）县两级的新增建设用地土地有偿使用费；
（二）每年缴入市、区（市）县两级财政的土地出让收入的一定比例的资金。
以上两项不足时，由政府财政资金补足。
因此，耕地保护的补偿资金从地方土地收入及财政抽取筹集是完全合理可行的。
3.4 补偿方式
从耕地保护的外部性的效益角度看，其主要的表现是吸纳农民就业，维持社会稳定，其二耕地是农民养老的保障，所以政府可以给农民缴纳失业保险，缴纳养老保险。
从成本效益角度来看，对耕地保护的外部性效益补偿，主要是两条途径，一是降低耕地保护成本，二是提高耕地保护收益。因此补偿方式也从这两个途径出发。
降低耕地保护成本，政府可以提供化肥、农药、种子、农业机械以及农田水利设施。
提高耕地保护的收益，最直接的是给予资金补偿，同时政府也可以开展技术服务，提供农业生产技术咨询和指导，以帮助提高粮食产量，增加农户收益。
参考文献
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耕地价值评估范文第7篇
1．1退耕还林工程生态效益评价指标体系
有关学者就退耕还林生态效益评价指标体系的研究概括出的主要生态效益类型有:水土保持效益、水源涵养效益、改良土壤效益、改善环境效益和提高植物多样性效益。主要的生态效益类型、权重和具体指标见表1。从表1可知，通过对生态效益评价指标体系的多年研究，我国学者在这领域上取得了较大进步。各个生态效益类型的主要具体指标大体一致，即使具体指标的数量有差异，但所占权重基本相同。在生态效益评价指标体系上，选取具体指标土壤侵蚀面积占区域面积百分比、土壤侵蚀模数，森林覆盖率、年径流系数、林地蓄水量，土壤容重、土壤总空隙率、土壤有机质含量，固定CO2量、释放O2量，丰富度指数、多样性指数和均匀度指数等已得到大多数学者的认可。每个大的主要生态效益类型所占的权重大致相同，这也说明了指标权重的大小可以反映其对生态效益的贡献状况。刘凯［13］等提出定期更新指标内容、核实校正指标权重来构建生态效益评价指标库，并阐述指标库的首要特点是动态更新性。近年来，改善气候效益逐渐被人们所关注，王晓光［3］和刘凯［13］等提出了在构建生态效益评价指标体系中增加了气候调节的效益。随着人们对环境和保健意识的增强，空气负氧离子作为一种重要的空气质量评价重要参数已越来越受到人们的重视［14］。因此，在改善环境效益上可以增加空气负氧离子指标来更好地反映其改善环境的效益［15］。在研究改良土壤方面，张曼夏等［16］为了弄清退耕还林工程实施后土壤团聚体粒径分布及其有机碳的变化，以成都市退耕还林工程实施中主要造林树种巨桉和水杉人工林为研究对象，探讨了不同土地利用变化对不同土壤层次团聚体稳定性及其结合有机碳分配与储量的影响，结果表明该区退耕还巨桉和水杉林增加了土壤团聚体的稳定性和有机碳储量，但与天然次生林土壤相比仍有差距。在研究提高物种多样性效益方面，国内学者大多选取反映植物多样性的具体指标，随着恢复生态学的发展，地上地下食物链中动物多样性越来越受到人们的重视。李涛［17］和门丽娜［18］研究了地下食物链中消费者、分解者土壤动物的多样性对退耕还林生态效益的影响，结果表明退耕还林在一定程度上丰富了土壤动物群落多样性，这和地上植被群落的多样性增加成正相关。此外，朱婷婷等［19］研究了四川盆地退耕还林主要树种麻竹、巨桉人工林对土壤线虫群落结构的影响，结果表明，麻竹造林可丰富土壤线虫群落的种类组成和维持较高的多样性，使土壤生态系统的结构和功能处于相对稳定状态，为协调该区域退耕还林后土壤生态系统的健康发展提供了科学依据。李科［20］等把成都退耕还林主要造林竹种麻竹林地坡中下部不同坡位凋落物的现存量、持水性纳入了反映生态效益的指标体系中，结果表明麻竹林地坡中下部的凋落物现存量持水性，以及土壤的持水能力都显著高于坡上部，3个坡位的土壤持水能力总体显著高于农耕地，麻竹作为主要造林竹种，生态效益显著，在水源涵养功能方面起着良好的作用。虽然研究退耕还林生态效益指标体系在逐渐深入，且很多学者尝试着利用人们关注和研究的热点增加了一些反映生态效益的具体指标，但很少把传统指标和新兴的具体指标结合起来，因此，综合传统指标和新兴指标来构建退耕还林生态效益评价指标体系是未来评价指标体系研究的重点。
1．2退耕还林工程生态效益评价方法
国际上有关生态效益评价方面的研究主要有以下两个学派:一是以Costanza等人为代表的“生态经济学派”，认为生态功能价值可以计算“总”价值，恰当的计量方法即市场价格法和替代成本法［21］;二是以Pearce等人为代表的“环境经济学派”，认为生态功能价值难以计算“总”价值，恰当的计量方法为支付意愿(WTP)法［22］。近年来，国内学者对退耕还林生态效益评价方法进行了广泛的研究，有关生态效益评价的方法主要有层次分析法(AHP)、环境经济学法、综合运用专家咨询、理论分析法、频度分析和模型分析法(整体扩散模型、灰色关联模型和多元线性模型)，并对这些评价方法进行了一定范围的实践应用计量。古丽努尔•沙布尔哈孜等［23］应用层次分析法(AHP)构建了塔里木河中下游退耕还林还草综合生态效益的评价指标体系和评价模型;杨婷婷等［24］用AHP法计算各指标权重，提出了“植被－风沙活动－土壤”指标体系;王晓光、王姝娜、孔忠东［3，4，25］等分别运用层次分析法确定了退耕还林生态效益评价的指标及其权重。杨建波［26］等用环境效益层析法，从坡耕地退耕还林后的涵养水源、固土保肥、纳碳吐氧、减免灾害和改善环境等着手，对生态效益的评价方法进行了探讨。用环境经济学方法中的市场价值法、机会成本法、恢复费用法、影子工程法来对退耕还林工程生态效益的价值进行核算的研究较多，如李蕾［27］等采用环境经济学方法估算了固原市原州区退耕还林还草工程的生态效益。郭亨孝［28］提出以生态系统服务功能如保持水土、涵养水源、吸碳放氧的经济价值作为生态补偿标准，侧面为退耕还林工程的生态效益评价提供了一种新思路。还有部分学者综合运用专家咨询、理论分析法和频度分析等构建了森林生态恢复与重建的生态效益评价指标体系［29，30］。郎奎建［31］等从森林生态效益计量角度出发，在界定森林涵养水源等10种生态效益的概念、性质和它们的相关关系的基础上，确定了独立自变量集、因变量集，构建了整体扩散模型，从而实现对我国林业生态工程的10种森林生态效益的初步估计。王宏兴等［32］将多目标灰色关联投影法运用于小流域水土保持生态工程建设综合效益评价，以期丰富生态工程建设评价方法;钟晓娟等［33］进一步证明了灰色关联投影法应用于退耕还林生态效益评价的科学性与可行性;李长胜等利用多元线性模型对我国森林的生态效益进行了估算，得出我国森林每年产生的生态效益为7238.16亿元［34］。
2我国退耕还林工程生态效益评价存在的问题
2．1在评价指标体系上，生态效益评价标准缺乏或不合理
现有的研究往往考虑某个退耕还林生态恢复区域的特点以及相应的数据获取情况来选取对应的指标，尚不能全面反映退耕区生态效益的实际情况。在利用指标数据进行评价时，缺乏生态恢复程度判断的参照系统和相应的评价标准，在直接效益评价方面，通常通过退耕还林工程实施后各指标所占权重来判断其成效，没有具体说明所占权重大小说明了什么问题以及退耕还林工程实施后恢复到了什么水平［4］。如今，通过研究地下生态学过程反映退耕还林工程所带来的生态效益越来越重要，国内很多学者大多研究了具体指标如土壤养分的变化，而通过研究地下食物链消费者中的土壤大型动物群落特征、土壤线虫结构与退耕还林的响应、以及土壤动物种类、数量、世代演替所起的作用来反映退耕还林工程所带来的生态效益国内较少报道［20，21］。
2．2在评价方法上，缺乏方法的创新和方法之间的对比
在生态效益的评价方法上，大多采用以经济学为基础来评价其产生的生态效益，如满明俊［35］运用生态经济学、环境经济学原理，以效益费用分析法为基础对陕西省退耕还林所产生的生态效益进行了估算，没有采用其本身的以生态学为基础的方法来评价其产生的生态效益，没有考虑不同地区经济发展水平的不同，如建立在生态系统、生态平衡、生态位为基础的生态学理论的评价方法很少。
3我国退耕还林工程生态效益评价研究展望
3．1完善评价指标体系及评价标准
建立具有系统性、兼容性、科学性的退耕还林工程生态效益评价指标体系。首先要考虑退耕区自然生态环境条件差异，经济发展水平，社会风俗等特殊情况，确定不同评价方面各指标使用的可行性，基于区域或特定的退耕还林区域建立相应的指标体系。评价标准方面，目前确定参照系统和评价标准主要有两种方法，即将同一生物地理区系内未受干扰或少受干扰的同一生态类型作为参照系，或将被评价系统在较少受到人类干扰条件下的系统状态作为参照系统和评价标准［36］。由于许多生态系统在破坏前常常缺乏相应的本底环境值监测资料，因此如何通过模拟、试验等方法寻找到一个适用范围广且科学合理的评价标准已成为今后退耕还林效益评价研究中的一个瓶颈。
3．2加强不同评价方法之间的横向对比和方法创新
在评价方法中，采用以生态学为基础的方法来评价其产生的生态效益，建立在生态系统、生态平衡、生态位为基础的生态学理论的评价方法，并且模糊数学［37］、人工神经网络、遗传算法等定量方法都可应用到生态效益评价中以提高评价的精确性和科学性，加强退耕还林生态效益评价与机理研究，强化国家尺度的退耕还林效益评估，为国家制定退耕还林成果巩固政策提供依据，为应对公众质疑提供基础数据。
3．3加强退耕还林效益监测
耕地价值评估范文第8篇
关键词：市场经济体制；土地估价；问题和策略
中图分类号：F301 文献标识码：A
农用地一般包括耕地、园地、林地、草地、养殖水面等，这些土地的作用主要是进行农业生产。下面针对农用地价格特点和土地特点展开分析：
价格特点：农用地是人类生产环境的组成部分，同时兼具生产资料和自然资源两个方面的特点，所以，农用地也就包含了无形价值和实际使用价值两个方面的价值，但是生态、文化和环境等因素并未在显示市场中得到体现。
土地特点：农用地的特点是影响估价的重要因素，农用地主要包含了几个方面的特点。第一是农用地对自然环境因素的要求比较高，但是其他非农业土地的收益却要远远高于农用地；第二是农用地可以有多个方面的用途，适应性较强，但是同样具有使用上的不可逆性；第三是农用地生态脆弱的特点，社会市场经济和自然条件两个因素使得农村土地具有生态脆弱性；第四是农用地对自然条件要求较高，排水灌水、土壤肥力和当地的气候条件对农用地都有重要影响。而随着我国经济的快速发展，对于土地需求的加剧，但是农用地数量有限，可以看到现今农用地资源数量正在快速缩减。
2 农用地估价的意义和问题
进行农用地估价，能够为农民的总资产评估工作提供帮助，因为农用地估价能够测算出农民的包括耕地在内的不动产的总价值，而且农用地估价能够为农业的可持续发展提供参考，帮助了解全国各个地区的耕地需求状况。耕地转移是农村土地使用权和所有权分离过程中必然发生的，进行农用地估价，能够帮助确定耕地转移费用的具体水平，发觉农用地的最大生产价值。随着现今城镇化进程的加快，农用地必然会转变为城市用地，这也就意味着农用地使用权和所有权的变更，而占用农用地必须进行补偿，农用地估价能够结合土地质量、社会保障等因素，确定合理的补偿金额。
由于我国的土地市场发展较为滞后，农用地的估价工作不可避免的会出现问题。首先就是我国缺乏统一的价格评估体系。我国在1951年制定了《县级土地评价技术规程》，但是规程所述方法主要是对农用地的自然环境因素进行评价，针对经济方面的评价较少；虽然各地开展的农民土地估价属于经济范畴，但是没有科学合理的评价依据；随着我国土地使用制度改革的普及，我国又颁布了诸如《农用土地分等级规划规程》，但是针对农用地估价仍然缺少法律法规，无法形成统一的农用地估价体系。
第二个问题，是我国的农用地估价无法和定级、分等工作很好的衔接。现今，我国的农用地的估价、定级、分等工作往往是单独进行，很少进行三者综合的评价，造成实际的评价结果不具参考性。可以看到，只有将农用地定级、分等工作和估价工作衔接起来，才能保证评价结果具有综合性和科学性。
3 农用地的估价方法
下面先对农用地的估价方法进行综合分析，首先是最基础的农用地等别基准地价的评估，结合农用地的的分等数据，可以得到计算平均条件下的标准粮实际总量的公式：标准粮理论总量×土地利用系数。例如水稻的价格为1.8元/千克，小麦的价格为0.8元/千克，权重分别为0.55和0.45，得到标准粮的平均加权价格：1.8×0.55+0.8×0.45=1.35元/千克；另土地的投入有劳动力投入和物质投入，计算纯收益的公式为：标准粮实际总量×价格-物质资金量-劳动力资金量。第二是农用地级别基准地价的估价，可以得到计算公式为：标准粮价格
由于农用地兼具质量价值和生产资料两个方面的特点，具有社会稳定价值、保障价值和环境价值，可以采取多种方法进行价值估算：
市场比较法：市场比较法是依据替代原则进行的估价方法，需要对比市场上情况相似、价值相同的土地交易的实例，进行农用地估价。修正影响土地交易的日期、区域和其他因素，得到待估土地的价值的估算方法。
收益还原法：这种方法是将待估农用地的正常纯收益，按照一定的收益还原比率还原为总收益的方法。相应的计算公式为p=a/（1+r）+a/（1+r）2+...+a/（1+r）na/r[1-1/（1+r）n]，如果n趋向于无穷大，可得到p=a/r，a是预算的土地净收益，r为土地还原比率，p为代表地价。
成本逼近法：这种方法是将产量较低农田进行改造的总花费作为依据，运用经济学原理，结合利息和利润，以及国家政策要求的税金和增值收益等数据，修正后作为农用地的估价。相应的计算公式为S=Aa+Ab+T+P1+P2+P3，其中P3增值数额，P2为利润而P1为利息，T是税金，Aa和Ab为土地的取得费和开发费用，P为土地价格。
环境价值估算法：一部分农用地还具有传统的文化特色或者具有独特的经营方法以及地方特色，这些也是具有一定价值的因素，所以要进行环境价值评估，主要方法有人力资本法、市场价值法等。
结语
由于我国城镇化进程的加快，但是农用地估价方法仍然不足，在进行土地估价时会产生问题，所以应该综合分析环境价值、社会价值等因素，运用市场比较、收益还原等方法，做好农用地估价工作。
参考文献
[1]郑湘梅.农用地分等定级估价成果的特点与应用[J].改革与理论，2003（12）：88.
耕地价值评估范文第9篇
关键词：土壤肥力；数据库；盘锦
中图分类号： S158 文献标识码： A 文章编号： 1674-0432（2013）-20-44-1
1 数据库资料准备
1.1 图件资料收集与处理
①地形图：收集盘锦市1∶5万用地形图，同时对水利、公路、规划、国土等部门联系收集有关最新图件资料，对地形图进行修正；②土地利用现状图：盘锦市电子图（ArcGIS等格式），比例尺分别为1∶5万和1∶1万；③土壤图：第二次土壤普查成果资料及土壤图（1∶5万）。在进行调查和采样点为确定时，可通过土壤图了解土壤类型等信息，同时土壤图也是各类评价成果展示的基础图件；④农田水利图：盘锦市农田水利分区图（1∶5万），以及当地耕地的灌溉条件、灌溉保证率、灌溉模数、排涝模数、抗旱能力、排涝能力等指标；⑤采样点点位图：根据制定地块采样计划，编制采样点点位图，进行土壤采样。
1.2 数据及文本资料收集与处理
①县、乡、村名编码表：参照《耕地资源管理信息系统数据字典》中编码规则，建立最新、最准、最全的市域内行政区划代码表，提供的所有资料中均采用本代码，已经有编码的资料应编写代码对照表；②土壤类型代码表：建立土壤类型代码表，保持土壤志中分类系统表、土壤图图例、典型剖面理化性状统计表、农化样数据表等资料的一致；③土壤肥力普查土壤采样点基本情况及化验结果数据。
2 数据库管理系统建立
2.1 数据库功能设计
2.1.1 数据管理 包括空间和属性数据管理两个部分，空间数据管理主要对盘锦市耕地土壤肥力评估所用到的相关矢量图层数据文件进行导入、导出及更新、修正；属性数据管理主要是对本数据库内部的土壤类型、耕地中各元素指标数据等进行管理。
2.1.2 数据处理 对空间数据和属性数据进行相关的数据操作处理。如对矢量图层进行空间查询、空间叠加分析、差值分析等，属性数据进行查询、统计等。
2.1.3 评价模型 根据相关评价中选用的各类数学模型（层次分析模型、隶属函数模型），对评价指标数据进行耕地的肥力质量评价等。
2.1.4 数据输出 对各指标数据及评价成果生成不同的专题地图、数据统计表、评价成果文本等进行输出和打印。
2.2 空间图形数据库的建立
数据内容主要包括基础地理信息数据和耕地资源专题数据。基础地理信息数据包括土地利用现状、道路、河流、等高线、行政区划等；耕地资源专题数据包括土壤类型图、耕地各指标元素含量数据等。空间数据库采用分层进行管理和组织。一个数据文件可划分不同的数据图层，分层原则完全独立于具体的应用模型，不同图件上的要素均按点、线、面进行归类，各层信息按数据库信息分类编码体系规范化分类进行编码。
2.3 指标属性空间数据库的建立
属性数据包括基础地理信息数据，土地利用数据，土壤类型数据，采样点数据，耕地各元素指标数据。本系统采用关系型数据库二维关系表的形式设计系统属性数据库结构，应用Access建立属性数据库。Access通过收集、处理、编辑数据，增加一个字段制作成表单的形式完成入库，依靠识别该字段来完成链接，同时也可以通过Code字段关联项来实现与空间数据库的连接[1]。其中：采样点调查数据包括采样点地理位置、自然条件、土壤情况、种植作物品种等；耕地各元素指标数据包括全氮、全钾、pH等，同时还有系统模型库所需要的参数及相关文献资料等。
2.4 评估模型数据库的建立
耕地土壤肥力评估采用的数学模型在数据库中一般表示形式是方程式，具体反映模型中变量之间的关系、约束条件及其目标。本数据库的评估模型的方程式形式不适合计算机求解，在计算机中一般是将求解方程的算法编为程序形式，包括源程序和目标程序[2]。因此通过建立本评价系统的模型数据库，用来存储所有模型以及模型与数据的匹配关系。
评估模型由模型字典库和模型文件库组成。模型字典是模型文件的索引，模型字典库的内容包括模型的编号、名称与模型文件等的说明；模型文件库是模型的主体，一个模型至少有2～4个模型文件。本系统的模型数据库是针对系统中耕地土壤肥力评价而建立的，也是由Access数据库管理系统来存储数据，模型库中主要包括评价所涉及的各因子的详细信息及各种数学模型。
3 结论
基于ArcGIS平台，实现了耕地土壤肥力评估的空间、属性数据及评价模型数据库三者无缝结合，从而能够很好的表达盘锦市耕地土壤肥力的空间与属性数据的关系，使盘锦市耕地土壤肥力评估的结果准确可靠，同时能够表达其空间分布和各肥力等级之间的规律。
参考文献
[1] 方秉望.ArcGIS 在土地利用规划数据库建设中的应用[J].现代农业科技，2013（2）：333-334.
耕地价值评估范文第10篇
[关键词]不动产税 税收负担 税费体系
一、我国不动产税费体系的现状分析
我国现行不动产税制涉及的税种主要有11种,其中直接以不动产为课税对象的有6种,即土地增值税、城镇土地使用税、耕地占用税、房产税、城市房地产税、契税;与不动产紧密相关的有5种,即营业税、印花税、城市维护建设税、企业所得税、个人所得税。从流通环节入手,把与不动产有关的税费分为开发、保有、交易三个环节:开发环节:土地增值税、耕地占用税、土地出让金。保有环节:城镇土地使用税、房产税、城市房地产税。交易环节:契税、印花税、营业税、城建税、所得税。目前,不动产税费体系中存在的问题主要表现在:
一是土地市场不够完善,且土地有偿使用方式单一。目前,在国有土地的出让方式中,招标拍卖所占的份额比较小,行政划拨和协议出让仍占很大比重,并且出让金偿付方式是土地使用权受让方一次性支付出让金的单一形式,在刺激地方政府靠“寅吃卯粮”搞建设的同时,又给了购地者极大的财政负担。
二是内外税制不统一。我国不动产税收政策实行“内外双轨制”,内外税制不一致既不利于企业间的公平竞争,与当前世界经济的发展越来越不相容。
三是计税依据不统一。我国现行不动产保有环节的税种以建筑面积、房产余值和租金为计税依据,这些计税依据都不能准确反映不动产的现值,也就不能很好的发挥调节经济的作用。
四是存在重复课税现象。对同一税基重复课税造成税负不公。
五是不动产征税面窄,减免税多。随着我国近年来农村非农经济的发展、城市住房制度的改革,使得陈旧的不动产税制受到挑战。现行的这种“窄税基,宽优惠”的税制,不仅使税收的调节收入分配功能受到很大限制,而且给管理带来一些弊端,影响了税收执法的严肃性。
二、不动产税制改革的新思路
1.统一计税依据,建立不动产评估征税体系。针对目前计税依据混乱的情况,建议采用以市场价值体系下对土地和建筑分开独立评估的评估价值作为计税依据,提出下面的计税公式作为参考:
不动产税应纳税额=土地价格×土地税率+[建筑净值×(1-20%)-免征额]×建筑税率
建筑净值=建筑价格-累计折旧
免征额=家庭人口数×人均免税额
上式中,土地价格指专业评估机构估出的地价,综合考虑区位、基础设施建设、公共服务状况;建筑净值扣除的20%为房屋的维护、修缮费用;人均免税额可由地方政府根据当地的房屋价格指数和居民收入水平来确定。 2.扩大征税面,实行普遍纳税。改革后的不动产税征税范围由城市扩大到农村,覆盖所有的个人自有住房,将城市机关、事业单位、社会团体的自用房产也纳入其中。这样可提高现有不动产的保有成本和住房的利用率,也为增加地方财政收入贡献了力量。当然我国还有部分农村地区处于贫困落后状态,可通过减免税予以解决。
3.对现有税种进行增减和调整。(1)取消土地使用税。土地出让金与按年缴纳的土地使用税的本质一样,都是对土地的使用收取一定的税费。因此,可以取消城镇土地使用税。(2)简并有关税种。①土地增值税在调节土地增值收益,规范土地交易秩序方面有一定的作用,但从实际上看,计征繁琐,征收效果差。因此可以考虑把土地增值所得并入一般所得额中计征所得税,从而减少征收成本。②将房产税与城市房地产税合并,统一按照市场价值计税,具体可参照前述的计税公式。这样有利于内外资企业的公平竞争,符合市场经济的基本要求。③将契税并入印花税。针对房地产产权转让签订的产权转移书据和契约,契税是对产权承受人征税,而印花税是对承受人和出让人双方征税,税基相同,因此可以只征收印花税,减轻承受人的负担。(3)增设新税种。为了促进土地充分利用,扼制过多保有土地的行为,可以开征土地闲置税;针对以短期炒卖土地盈利的投机商,建议开征短期转让土地税。通过开征此类税种可以在一定程度上鼓励土地规范化的开发利用。(4)提高耕地占用税的税率。应大幅度提高耕地占用税的税率,使使用耕地比使用非耕地成本更高,推进土地的集约和合理利用,真正达到保护耕地的目的。
4.不动产税制改革的配套工作。(1)土地出让制度的变革。土地购买者通过竞拍获得土地使用权,当期一次性支付土地出让金的50%,剩余部分在土地出让期限内以年租形式与不动产税一并缴纳。改革后就实现了“三赢”:对地方政府而言,既形成了长期稳定的财政收入来源,又在一定程度上降低了过度批地的刺激;对购地者来说,减轻自身财政负担的同时提高了土地使用效率;对居民而言,地价下降带动房价下降,使普通百姓更有能力购买住房。(2)建立一套适应于市场经济发展的不动产评估机构。依据我国目前的国情,最佳选择是在国土资源和房地产管理机构设置专门负责不动产评估的机构。一方面是由于不动产评估所需的土地、房屋登记资料都在房屋国土部门,有利于利用现有资料降低评估成本;另一方面是考虑到房屋管理部门在不动产评估领域的技术相对于其他部门具有优势。此外还有利于密切监测不动产税制改革对房地产市场的影响,从而可以在政策调整中及时提出建议。鉴于不动产的地域局限性和我国地区差异大的特点,在欠发达地区,不动产评估机构可由省级政府设立,而在发达地区,地级市政府能够独立承担设立评估机构的成本且其管辖范围较大,对于这些地方在市级政府设立不动产评估机构更具效率。(3)新、老房税收差别问题。目前,此问题最好的解决方案就是:老房老办法,新房新办法。由于老房的价款中已包含了原有房地产开发、取得环节的各种税费,对老房、新房从改革时起一同开征同比例的不动产税不合理。在此,建议对新房既收取土地出让金剩余部分在出让年限内分摊的年租,也征收不动产税,而对老房只征收不动产税,因为新老房的业主都享受着地方政府运用这些上缴的不动产税的税收收入提供的公共服务和基础设施等公共产品,这完全符合“受益原则”。
参考文献:
耕地价值评估范文第11篇
关键词 生态服务功能;生态退耕;土地利用变化;安塞县
中图分类号 F062.2 文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2010)03-0111-06 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2010.03.021
生态退耕(退耕还林还草)是1999年以来影响安塞县乃至整个西部地区土地利用变化的最重要的政策措施。利用统计资料和农户调查资料,在分析生态退耕引起的土地利用变化的基础上,采用生态价值估算的方法,定量分析了1999-2006年间该政策引起的土地利用变化对区域生态的影响,估算了安塞县区域生态服务价值储量以及生态服务功能变化情况,揭示了生态建设的土地利用变化生态效应,可为区域生态建设对农户生计的影响及其补偿机制研究提供依据。
1 区域生态服务价值的变化
生态系统服务价值是衡量生态系统服务功能的一个可公度的定量指标,它指人类从生态系统中获得的收益。生态建设促进了土地利用的变化,改变生态系统所提供的生态服务功能,造成区域生态系统服务价值的改变[1]。
1.1 估算方法
生态系统服务价值的估算需要确定单个生态类型的单位面积生态服务价值和生态/土地利用类型的面积。1997年,Costanza等[2]将生态系统服务功能划分为大气调节、气候调节、扰动调节、水分调节、水供应、侵蚀控制、土壤形成、营养物循环、废物处理、传粉、生物控制、栖息地、食物供应、原材料、基因资源、娱乐、文化等17类,并分别计算了不同类型生态系统的各类型生态服务的价值。之后,我国也相继开展了生态服务价值的评估,如陈仲新、张新时[3]和谢高地等[4]分别对中国陆地生态系统、青藏高原生态系统、中国草地生态系统等进行了连续多年的研究,提出了一套比较适合中国特点的计算参数。本文主要以Costanza的生态服务价值参数为基础,考虑陈仲新、张新时以及谢高地等人的研究成果,对耕地和水域的生态价值作了适当调整。
根据生态特征和生态服务功能的相似性,对安塞县的土地利用类型进行了重新归类,划分为以下7类:耕地(含田坎、农田水利用地);园地;林地;草地;居民工矿用地(包括城乡居民点和工矿用地,其他农用地中的畜禽饲养地,设施农用地,农村道路);水域(包括湖、河及水库水面等);未利用地(包括沙地、盐碱地、裸土地、裸岩石砾地等)。
1.2 安塞县1998-2005年生态服务价值的变化
根据土地利用变更调查数据,以生态服务价值作为生冉圣宏等:生态退耕对安塞县土地利用及其生态服务功能的影响中国人口•资源与环境 2010年 第3期表1 安塞县1998-2005年基于生态服务类型的生态服务功能的变化(万元)
Tab.1 Changes of ecosystem service value based on different ecosystem service types in
Ansai County from 1998 to 2005 (104 Yuan)
年份
Year199819992000200120022003200420051998-2005年
的变化率(%)
Change rate from1998-2005大气调节
Gas regulation1 277.31 288.71 300.01 343.71 380.21 471.21 517.61 523.219.25气候调节
Climate regulation4 370.94 543.74 621.85 001.45 402.86 549.07 262.17 351.468.19扰动调节
Disturbance regulation10 447.510 478.010 551.010 802.010 988.611 407.111 580.311 600.911.04水分调节
Water regulation9 461.49 418.19 422.89 431.59 444.19 472.89 485.29 486.70.27水供应
Water supply7 680.57 620.77 653.77 709.27 690.87 525.87 336.97 312.3-4.79侵蚀控制
Erosion contro land
sediment retention1 947.51 937.01 960.42 016.02 028.41 999.01 931.31 922.3-1.30土壤形成
Soil formation592.0610.6619.0660.0703.3826.9903.7913.354.26营养物循环
Nutrient cycling152.2155.5156.3161.9169.0190.9205.8207.636.44废物处理
Waste treatment14 674.114 734.714 904.815 445.915 791.216 460.116 633.516 652.613.48传粉
Pollination3 580.13 588.83 593.03 618.33 645.63 724.13 774.03 780.05.58生物控制
Biological control3 478.33 447.63 415.13 304.53 220.23 024.92 939.02 928.1-15.82栖息地
Refugia1 248.61 284.91 305.31 396.31 486.11 733.51 880.61 898.952.08食物供应
Food production11 031.111 029.111 004.510 954.310 944.910 978.811 048.411 056.60.23原材料
Raw materials1 377.21 424.81 446.81 553.01 664.61 982.12 178.92 203.560.01基因资源
Genetic resources141.2144.1144.8149.5155.7175.0188.2189.934.49娱乐
Recreation2 795.42 859.92 898.63 064.93 225.93 664.33 920.63 952.641.40文化
Cultural839.8838.0848.0870.6875.6864.2836.8833.3-0.78合计
Total75 095.075 404.275 846.077 482.978 817.182 049.683 622.983 813.111.61态系统服务功能的定量评价指标,计算了安塞县1998-2005年生态服务功能的变化。表1是基于生态服务功能类型的安塞县生态服务价值的变化。
从表1可以看出,安塞县1998-2005年间,其生态服务价值总体增加了11.61%,其中增加最快的生态服务类型为气候调节、原材料供应以及土壤形成价值,而生物控制和水供应功能则略有下降。
根据各主要土地利用类型的生态服务价值的变化看,农用地(耕地、园地、林地和草地)的生态服务价值有较大的提高,1998-2005年间增加了8 833.3万元,是安塞县生态服务功能增强的主要原因;而其他类型的生态服务功能则略有下降。
2 坡地退耕对安塞生态服务功能的影响
2.1 生态服务价值的修正
在大尺度上研究不同土地利用类型的生态服务价值时,为了简化计算,可将同一土地利用类型(对应同一生态系统)的单位面积生态服务价值视为一个常数。但在小尺度上,不同耕地类型的生态服务价值有较大的差别。例如,旱地与水田的生态服务功能就有很大差别,不同坡度旱地的生态服务功能也各不相同,对安塞县而言,陡坡耕地比缓坡耕地更容易导致水土流失。因此,在对安塞县耕地的生态服务价值进行研究时,应针对不同坡度的耕地类型,对其单位面积的生态价值指数进行修正。
在本研究中,主要对耕地的扰动调节(例如控制洪水等)、水分调节(例如农业灌溉等)、水供应(存储和保存水分)、侵蚀控制(主要指土壤侵蚀等)、食物供应(例如粮食产量)5类生态服务价值指数进行了修正。依据有关黄土丘陵沟壑区耕地坡度与水土流失相关关系的文献对安塞县耕地扰动调节、水分调节、水供应和侵蚀控制的生态服务价值指数的修正;对不同坡耕地食物供应能力的修正,则主要是耕地实地调研和农户调查数据,根据不同坡耕地的平均粮食产量来进行。不同坡耕地单位面积生态服务价值的修正值见表2。
根据相关文献和实地调研结果,安塞县在实施生态退耕政策之前的1998年坡耕地分布情况如表3。由表3可知,实施生态退耕前,安塞县15°以上的坡耕地占总耕地面积的44.5%,是导致该区域水土流失严重的重要原因之一[5-6]。
根据实地调研,在1998-2002年间,纳入安塞县生态建设范围的退耕坡地坡度基本都大于15°,其中15°-25°坡耕地占退耕总面积的49%,大于25°陡坡耕地占退耕总面积的50.9%,沙化耕地占退耕总面积的0.1%;2003年之后,陡坡耕地基本全部退耕,一些小于15°的生产力不高的缓坡耕地也陆续开始进入生态建设的范围,逐步转化为林地或草地。
在生态建设过程中,安塞县的坡耕地退耕后,主要转化为生态林、经济林和草地,由于经济林的生态服务功能更接近于园地,因此本研究在计算生态服务价值时,将经济林归入园地类。由于安塞县生态建设的主要措施就是
表2 安塞县不同坡耕地单位面积的生态服务价值
修正值(元/hm2•a)
Tab.2 Amended values of ecosystem service value of
unit sloping cultivated land in Ansai County
坡耕地类型
The type of sloping farmland缓坡耕地(
Slight sloping farmland中坡耕地(15°-25°)Middling slopingfarmland陡坡耕地(>25°)Steep slopingfarmland大气调节
Gas regulation12.3912.3912.39气候调节
Climate regulation000扰动调节
Disturbance regulation41.3020.600水分调节
Water regulation0-1.21-2.42水供应
Water supply0-19.19-38.38侵蚀控制
Erosion control and
sediment retention0-21-42土壤形成
Soil formation4.134.134.13营养物循环
Nutrient cycling4.134.134.13废物处理
Waste treatment000传粉
Pollination115.64115.64115.64生物控制
Biological control198.24198.24198.24栖息地
Refugia000食物供应
Food production446.04327.10237.89原材料
Raw materials4.134.134.13基因资源
Genetic resources4.134.134.13娱乐
Recreation000文化
Cultural000合计
Total830.13649.086497.878
坡耕地转换为林地、草地和园地,因此将园地、林地、牧草地生态服务功能的增加值之和作为生态建设对区域生态服务价值增加的贡献。于是可以得到安塞县退耕还林还草政策导致的生态服务功能的变化。
表3 1998年安塞县坡耕地分布
Tab.3 Sloping cultivated land distribution in Ansai
County in 1998
项 目
Items坡耕地分布
Distribution of sloping cultivated land 坡度Slope(°)0-1515-25>25面积Area(hm2)54 22132 39111 129比重Percentage(%)55.533.111.4注:根据文献[5]和实地调研资料整理而得。
2.2 退耕导致的生态服务价值的变化
根据安塞县不同坡耕地单位面积的生态服务价值修正值及不同坡地的退耕面积,计算了1998-2006年期间,安塞由退耕还林还草政策导致的生态价值的变化(表4)。由计算结果看,坡地退耕使安塞县园地、林地和草地生态服务价值增加了8 771.8万元。若考虑因耕地面积减少而导致的耕地生态服务价值的减少等因素,则在1998-2006年期间,安塞县生 态服务价值净增加7 100万元,农用地生 态服务价值增幅达13.3%。
退耕还林还草政策对不同类型生态服务价值变化的 影响是不一样的,由表4可知,生态建设政策对安塞县气候调节的积极影响最大,其气候调节功能增强了38.23%; 其次是原材料供应和土壤形成功能。退耕还林还草政策导致的不同类型生态服务价值的变化见表5。
2.3 不同类型坡耕地还林还草对生态服务变化的贡献率根据安塞县不同坡地的退耕面积及其退耕去向,可计算不同类型坡耕地还林还草政策对区域生态服务价值变化的贡献率,见表6。由表6可知,对区域生态服务价值增加值贡献最大的是15°-25°的中坡耕地,达48.19%,这是由于该类耕地在安塞县分布范围广,退耕面积最大。实际上,大于25°陡坡耕地在2002年即已经基本退耕完毕,它们对安塞县生态服务价值的贡献率也高达27%。
3 讨 论
3.1 坡耕地生态价值指数的修正及其对计算结果的影响目前大多数关于生态服务价值的研究都是以Costanza等学者的工作或者以联合国资助下的千年生态系统综合评估(Millennium Ecosystem Assessment)所定义的4大类25小类生态服务功能类型作为重要参考的[7]。在以上文献中,任何生态系统都具有生态服务功能,因此不同生态系统的生态服务价值都大于零,且将同一生态系统的生态服务价值视为一个常数。在大尺度尤其是全球尺度上估算生态系统的价值时,这样处理不仅是合理的,也是必要的。但在中小尺度上,同一类型的生态系统由于其结构不完全相同,其生态服务功能具有较大的差别,例如耕地对水土流失的影响,就与耕地坡度密切相关。在本文的研究中,对不同坡耕地的生态服务价值进行了修正,依据耕地坡度与水土流失相关关系对安塞县耕地扰动调节、水分调节、
表4 安塞县退耕还林还草导致的生态服务价值的变化(万元)
Tab.4 The changes of ecosystem services values resulting from replacing agriculture with forestation policies in Ansai County
土地利用类型
Land use types缓坡耕地(
Slight sloping farmland中坡耕地(15°-25°)
Middle sloping farmland陡坡耕地(>25°)Steep sloping farmland园地
Gardenland林地
Forest land牧草地
Grass land合计
Total19984 503.1 2 099.9 554.81 882.3 19 283.1 25 054.6 53 377.8 19994 503.1 2 067.7 529.02 055.2 19 397.5 25 062.7 53 615.3 20004 503.1 1 735.8 264.72 338.3 21 522.2 25 700.3 56 064.5 20014 503.1 1 707.4 242.02 361.3 21 784.6 25 709.0 56 307.3 20024 503.1 1 593.4 151.22 432.0 22 920.1 25 709.0 57 308.9 20034 490.2 1 394.0 0.0 2 518.0 24 954.9 25 709.0 59 066.2 20044 439.1 1 355.5 0.0 2 536.9 25 344.5 25 709.0 59 385.0 20054 295.3 1 247.3 0.0 2 582.9 26 449.9 25 709.0 60 284.4 20064 263.1 1 223.0 0.0 2 622.8 26 659.8 25 709.0 60 477.9 变化(%)
Change-5.33-41.76-100.0039.3438.262.6113.30
表5 安塞县退耕还林还草导致的不同类型生态服务价值的变化(万元)
Tab.5 The changes of different kinds of ecosystem services values resulting from replacing
agriculture with forestation policies in Ansai County
年份
Year199819992000200120022003200420052006变化率(%)
Change rate大气调节
Gas regulation1 127.8 1 133.4 1 190.9 1 196.8 1 221.4 1 264.8 1 273.1 1 296.7 1 301.7 15.41气候调节
Climate regulation4 363.6 4 411.1 4 901.2 4 960.1 5 211.1 5 655.3 5 740.7 5 982.0 6 032.0 38.23扰动调节
Disturbance regulation6 296.8 6 332.6 6 702.1 6 737.0 6 879.5 7 129.3 7 175.0 7 303.9 7 331.9 16.44水分调节
Water regulation328.1 330.5 354.4 356.7 366.1 382.6 385.6 394.2 396.0 20.69水供应
Water supply2 853.1 2 864.3 2 979.7 2 984.2 2 997.6 3 018.8 3 020.7 3 025.9 3 028.3 6.14侵蚀控制
Erosion control and
sediment retention1 827.2 1 837.9 1 947.5 1 954.8 1 982.1 2 028.7 2 035.2 2 053.6 2 058.2 12.64土壤形成
Soil formation592.0 597.2 650.2 656.5 683.6 731.6 740.8 766.9 772.3 30.44营养物循环
Nutrient cycling150.0 150.6 157.8 158.8 163.0 170.5 172.0 176.0 176.9 17.95废物处理
Waste treatment12 636.3 12 706.5 13 430.6 13 494.3 13 750.9 14 200.3 14 287.0 14 531.0 14 585.2 15.42传粉
Pollination3 580.1 3 583.2 3 616.1 3 620.1 3 637.2 3 667.5 3 673.3 3 689.8 3 693.2 3.16生物控制
Biological control3 478.3 3 464.2 3 318.4 3 304.2 3 246.1 3 143.7 3 124.0 3 068.5 3 056.4 -12.13栖息地
Refugia1 226.3 1 237.7 1 355.9 1 369.4 1 426.7 1 527.9 1 547.4 1 602.4 1 613.9 31.61食物供应
Food production10 329.1 10 339.0 10 442.1 10 453.1 10 499.0 10 576.9 10 579.6 10 587.6 10 588.9 2.52原材料
Raw materials1 360.4 1 373.7 1 511.0 1 527.4 1 597.3 1 721.0 1 744.8 1 812.0 1 825.9 34.21基因资源
Genetic resources140.1 140.7 146.7 147.5 151.2 157.7 159.0 162.5 163.2 16.51娱乐
Recreation2 344.2 2 365.2 2 581.8 2 606.3 2 709.5 2 891.9 2 927.0 3 026.1 3 046.8 29.97文化
Cultural785.2 788.2 819.1 820.9 827.3 838.2 840.3 846.3 847.8 7.97合计
Total53 418.7 53 656.1 56 105.3 56 348.0 57 349.5 59 106.8 59 425.7 60 325.1 60 518.6 13.29表6 1998-2006年间不同类型坡耕地还林还草
对生态服务变化的贡献率
Tab.6 Contribution rates of different kinds of sloping
cultivated land's replacing agriculture with forestation policies
on regional ecosystem service values from 1998 to 2006
坡度Slopingfarmland减少值(万元)
Decrease增加值(万元)
Increase区域净增加值
Net increase values贡献率(%)
Contribution rate25°554.82 469.01 914.326.96水供应和侵蚀控制的生态服务价值指数进行了修正,将坡耕地对生态具有破坏作用的生态服务类型的价值赋以一 个负值,例如陡坡耕地对水土保持具有不利影响,因此将陡坡耕地的侵蚀控制价值修正为-42元/hm2•a等,这也正是本文与以往相关研究的不同之处。当然,随着人们对生态系统结构和功能认识的不断深入,基于实验技术的生态系统功能监测与评估才是估算生态系统服务价值的科学基础。
3.2 坡耕地退耕对安塞县主要生态服务功能的影响安塞县属典型的黄土高原沟壑区,长期以来,该区域粗放的农业经营方式使得该区域土地利用/覆被变化剧烈,区域生态环境问题尤其是水土流失严重。在实施生态建设措施以前,安塞县生态服务功能持续下降。实施退耕还林还草的生态建设措施后,其气候调节、原材料供应、动 物栖息地和土壤形成功能等均超过30%。其中气候调节、动物栖息地和土壤形成功能增强的主要受益者已经不仅 仅是当地居民,而是更大范围的利益相关者甚至是全社会。作为社会代表的政府成为最大的受益方,也就理所当然地成为生态建设的最大投资主体,承担了大部分生态效益的成本,以补贴的形式使得当地农民实际收入上升。 4 结 论
1999年实施的生态退耕政策极大地改变了安塞的土地利用结构,突出表现为坡耕地面积的减少和林地、果园面积的增加。土地利用方式的改变,明显地改善了安塞的生态条件,使区域的生态服务价值增加。根据估算,1998-2006年,由于土地利用结构的调整,使区域生态服务价值提高了近12%,主要得益于坡地退耕和植树造林面积的增加,其贡献率接近于50%。 (编辑:李 琪)
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Impacts of Ecological Croplandconversion on
Land Use and Ecosystem Service Functions in Ansai County
RAN Shenghong LV Changhe WANG Qian
(Institute of Geographical Sciences and Natural Resources Research,CAS, Beijing 100101, China)
耕地价值评估范文第12篇
[关键词]不动产税 税收负担 税费体系
一、我国不动产税费体系的现状分析
我国现行不动产税制涉及的税种主要有11种,其中直接以不动产为课税对象的有6种,即土地增值税、城镇土地使用税、耕地占用税、房产税、城市房地产税、契税;与不动产紧密相关的有5种,即营业税、印花税、城市维护建设税、企业所得税、个人所得税。从流通环节入手,把与不动产有关的税费分为开发、保有、交易三个环节:开发环节:土地增值税、耕地占用税、土地出让金。保有环节:城镇土地使用税、房产税、城市房地产税。交易环节:契税、印花税、营业税、城建税、所得税。目前,不动产税费体系中存在的问题主要表现在:
一是土地市场不够完善,且土地有偿使用方式单一。目前,在国有土地的出让方式中,招标拍卖所占的份额比较小,行政划拨和协议出让仍占很大比重,并且出让金偿付方式是土地使用权受让方一次性支付出让金的单一形式,在刺激地方政府靠“寅吃卯粮”搞建设的同时,又给了购地者极大的财政负担。
二是内外税制不统一。我国不动产税收政策实行“内外双轨制”,内外税制不一致既不利于企业间的公平竞争,与当前世界经济的发展越来越不相容。
三是计税依据不统一。我国现行不动产保有环节的税种以建筑面积、房产余值和租金为计税依据,这些计税依据都不能准确反映不动产的现值,也就不能很好的发挥调节经济的作用。
四是存在重复课税现象。对同一税基重复课税造成税负不公。
五是不动产征税面窄,减免税多。随着我国近年来农村非农经济的发展、城市住房制度的改革,使得陈旧的不动产税制受到挑战。现行的这种“窄税基,宽优惠”的税制,不仅使税收的调节收入分配功能受到很大限制,而且给管理带来一些弊端,影响了税收执法的严肃性。
二、不动产税制改革的新思路
1.统一计税依据,建立不动产评估征税体系。针对目前计税依据混乱的情况,建议采用以市场价值体系下对土地和建筑分开独立评估的评估价值作为计税依据,提出下面的计税公式作为参考:
不动产税应纳税额=土地价格×土地税率+[建筑净值×(1-20%)-免征额]×建筑税率
建筑净值=建筑价格-累计折旧
免征额=家庭人口数×人均免税额
上式中,土地价格指专业评估机构估出的地价,综合考虑区位、基础设施建设、公共服务状况;建筑净值扣除的20%为房屋的维护、修缮费用;人均免税额可由地方政府根据当地的房屋价格指数和居民收入水平来确定。
2.扩大征税面,实行普遍纳税。改革后的不动产税征税范围由城市扩大到农村,覆盖所有的个人自有住房,将城市机关、事业单位、社会团体的自用房产也纳入其中。这样可提高现有不动产的保有成本和住房的利用率,也为增加地方财政收入贡献了力量。当然我国还有部分农村地区处于贫困落后状态,可通过减免税予以解决。
3.对现有税种进行增减和调整。(1)取消土地使用税。土地出让金与按年缴纳的土地使用税的本质一样,都是对土地的使用收取一定的税费。因此,可以取消城镇土地使用税。(2)简并有关税种。①土地增值税在调节土地增值收益,规范土地交易秩序方面有一定的作用,但从实际上看,计征繁琐,征收效果差。因此可以考虑把土地增值所得并入一般所得额中计征所得税,从而减少征收成本。②将房产税与城市房地产税合并,统一按照市场价值计税,具体可参照前述的计税公式。这样有利于内外资企业的公平竞争,符合市场经济的基本要求。③将契税并入印花税。针对房地产产权转让签订的产权转移书据和契约,契税是对产权承受人征税,而印花税是对承受人和出让人双方征税,税基相同,因此可以只征收印花税,减轻承受人的负担。(3)增设新税种。为了促进土地充分利用,扼制过多保有土地的行为,可以开征土地闲置税;针对以短期炒卖土地盈利的投机商,建议开征短期转让土地税。通过开征此类税种可以在一定程度上鼓励土地规范化的开发利用。(4)提高耕地占用税的税率。应大幅度提高耕地占用税的税率,使使用耕地比使用非耕地成本更高,推进土地的集约和合理利用,真正达到保护耕地的目的。
4.不动产税制改革的配套工作。(1)土地出让制度的变革。土地购买者通过竞拍获得土地使用权,当期一次性支付土地出让金的50%,剩余部分在土地出让期限内以年租形式与不动产税一并缴纳。改革后就实现了“三赢”:对地方政府而言,既形成了长期稳定的财政收入来源,又在一定程度上降低了过度批地的刺激;对购地者来说,减轻自身财政负担的同时提高了土地使用效率;对居民而言,地价下降带动房价下降,使普通百姓更有能力购买住房。(2)建立一套适应于市场经济发展的不动产评估机构。依据我国目前的国情,最佳选择是在国土资源和房地产管理机构设置专门负责不动产评估的机构。一方面是由于不动产评估所需的土地、房屋登记资料都在房屋国土部门,有利于利用现有资料降低评估成本;另一方面是考虑到房屋管理部门在不动产评估领域的技术相对于其他部门具有优势。此外还有利于密切监测不动产税制改革对房地产市场的影响,从而可以在政策调整中及时提出建议。鉴于不动产的地域局限性和我国地区差异大的特点,在欠发达地区,不动产评估机构可由省级政府设立,而在发达地区,地级市政府能够独立承担设立评估机构的成本且其管辖范围较大,对于这些地方在市级政府设立不动产评估机构更具效率。(3)新、老房税收差别问题。目前,此问题最好的解决方案就是:老房老办法,新房新办法。由于老房的价款中已包含了原有房地产开发、取得环节的各种税费,对老房、新房从改革时起一同开征同比例的不动产税不合理。在此,建议对新房既收取土地出让金剩余部分在出让年限内分摊的年租,也征收不动产税,而对老房只征收不动产税,因为新老房的业主都享受着地方政府运用这些上缴的不动产税的税收收入提供的公共服务和基础设施等公共产品,这完全符合“受益原则”。
参考文献:
耕地价值评估范文第13篇
关键词：农用地；分等定级
Abstract: this paper studies the agricultural land classification and grading results of land use and the application of national economic construction.
Keywords: agricultural land; gradation
农用地分等定级估价是一项基础性、战略性和公益性的工作，也是一项全新的工作。
根据发展的要求，我区在耕地占补平衡考核、土地整理质量评定、土地利用总体规划修编等领域就如何应用农用地分等定级估价成果开展了深入的实践探索。这些试点和研究，为全省的工作起到了很好的示范作用。
我们紧密围绕管理和改革开展工作，为制定相关政策提供了工作基础和技术支撑。根据国土资源大调查工作及成果的特点，农用地分等定级估价就是要为国土资源管理和改革提供基础支持和服务，为政策的制定和科学决策提供支持。通过此次农用地分等定级工作，其成果已经具备了作为制定国土资源政策工作基础和技术支撑的条件。
坚持统一工作框架和技术路线，有计划、按步骤分期分批实施项目；坚持行政主导、各有关部门协作，专业单位承担项目，分级负责、加强指导，提高了工作效率。
农用地分等定级估价工作是一项涉及领域广，理论性、技术性、基础性和应用性都很强的工作，区政府用管部门、国土资源管理部门、项目承担单位以及参加工作的专家学者，通过对农用地分等定级估价的理论依据、技术方法、工作实践和成果应用等方面深入广泛的探索和研究，锻炼了队伍，培养了一批业务技术骨干，造就了一批高水平的专家，为今后继续深入开展这项工作提供了人才保障。
农用地分等定级成果为土地利用总体规划与管理提供了新的科学依据。土地利用总体规划的两个重要任务，一是划定建设用地的范围，一是划定基本农田保护范围。按照农用地分等定级的初步评价结果，及其自然、社会的属性，对等级较低的耕地或者规划期内难以保护的耕地规划为建设用地。同时将数量、质量稳定、分布集中连片的耕地规划为基本农田，可以有效地避免耕地生产能力的下降，达到耕地保护的目标。
农用地分等定级估价为严格执行占用耕地补偿制度奠定了新的基础。只有具备了科学、客观和可操作性强的分等结果，才能做到按等折算，落实占用耕地补偿制度。
为了全面贯彻科学发展观，落实土地基本国策，促进我区耕地保护由数量管理为主向数量、质量、生态管护相协调转变，新一轮土地利用总体规划修编在坚持节约集约用地原则，控制建设用地规模和土地供应总量的同时，亟须解决如何进一步加强耕地保护的重大问题。
列入国土资源大调查项目的农用地分等定级估价工作，以土地利用现状调查和变更调查为基础，依靠信息技术手段建立农用地等、级、价体系，全面掌握和科学量化农用地质量和价值状况。这些成果为土地利用总体规划修编奠定了坚实的基础。
农用地分等成果对土地利用总体规划中的土地利用现状分析、土地开发潜力分析、耕地需求量预测、基本农田保护区划定等方面具有支撑作用。
在土地利用现状分析方面，土地利用总体规划修编需要对土地的数量、质量、布局及利用程度等进行系统分析。农用地分等成果提供了各等别农用地的分布、面积，以及各单元的自然、利用、经济属性等，以此可以核算出各行政区的农用地生产能力以及潜力，这些均可作为土地利用现状分析的基础资料。其中，在土地质量结构状况方面，农用地分等成果反映了土地自然质量等状况，提取了各评价单元耕地的限制因素，发现灌溉保证度、坡度、土层厚度是主要限制因素，为今后中低产田改良提供了重要依据。在土地生产能力状况方面，农用地分等成果提取了农用地等别图中的样点属性，并结合样点调查资料求出各等别耕地粮食播种面积的单产水平，由此汇总出不同等别耕地的粮食生产能力。
土地开发潜力是在对现状未利用地资源进行适宜性评价的基础上确定的。土地适宜性评价的步骤为：划分适宜性分类系统―确定评价单元―选择参评因素―拟定分级指标―评定适宜性及质量等级。农用地分等成果根据自然条件和未利用地的特性，选取农用地分等和定级的因素，如土层厚度、土壤质地、土壤有机质含量、坡度、水源条件等自然因素，作为未利用地适宜性评价的参评因素。
耕地需求量预测要在农产品需求量预测、耕地单产预测、耕地复种指数的基础上确定。其中，耕地单产预测应根据提高单产的能力即农用地利用潜力来确定。在农用地分等成果中，农用地自然质量等与利用等之间的差即为农用地利用潜力。运用农用地分等中间成果进行预测，可以根据耕地自然质量等、利用等、综合等之间的内在关系，发现耕地自然质量等与利用等之间的差即为耕地利用潜力，耕地利用潜力最大提高值可根据耕地利用潜力最大提高率确定。
农用地分等成果在基本农田保护中的应用体现在基本农田数量的确定和空间布局。基本农田质量状况基于基本农田保护的质量要求，可以以耕地综合等别图为依据，将其与基本农田保护规划图叠加，把高等别耕地优先划为基本农田，将不同等别的基本农田标注不同颜色，可以使耕地质量等别更加直观。
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耕地价值评估范文第14篇
土地利用变化是目前人地系统研究中的一个重要方面，它对环境和生态的作用在全球环境变化研究领域受到高度重视。土地利用的生态服务价值首先表现在它不仅是农业和畜牧业发展的重要物质基础，而且还具有生物多样性保护、涵养水源、防风固沙等重要生态功能。同时，土地利用是人类最基本的经济活动，它的不断变化也会引起生态系统结构和功能的变化，从而导致生态服务价值的改变，因此，研究土地利用变化下的生态系统服务价值具有重要意义。目前，我国对于土地利用驱动下生态服务价值的变化做了大量的研究，主要体现在：欧阳志云、王伟等对生态系统服务的概念、内涵和价值评估方法进行了阐述；谢高地等对中国自然草地和青藏高原高寒草地的生态系统服务价值进行了评估，并根据Costanza提出的核算理论利用专家打分法制定了中国生态系统服务价值当量因子表。此后，以中国生态系统服务价值当量因子表为基础，结合不同研究区土地利用变化的生态系统服务价值评估大量展开。此外，基于遥感和GIS技术研究土地利用/覆盖变化背景下区域生态系统服务价值变化的研究也逐渐增多，并对草地、森林、流域等生态系统服务价值进行评估。这些研究主要对当年的价值进行静态分析，且依赖于经济学理论，而缺乏对生态系统自身规律的分析。关于土地利用结构和格局与生态服务价值的内在联系的定量研究较少。由于生态系统的服务功能与生态系统自身的结构与过程有关，且极易受到不同区域地理、气候的影响，因此，能够进行土地利用格局变化、生态系统结构、生态过程与服务功能的关系分析，可进一步为生态服务功能评价提供相对可靠的生态学基础，也成为目前研究的一个方向。本研究基于土地利用——陆地生态系统耦合模型（TESim_R模型），通过对气象、植被、土壤以及控件属性等参数的输入，得到不同土地利用模式下的生态过程数据，并在此基础上依据不同的生态服务功能，对土地利用的生态服务价值进行评估。
1 研究区概况
中国北方农牧交错带是分隔我国北方东部农区与西部天然草地牧区的生态过渡带，斜贯东北-西南，北起大兴安岭西麓的呼伦贝尔，西至青海东部，南至宁夏南部，总面积约为72.6万km2，包括有10省205县（旗），总人口约6 000多万，在地理上具有很强的过渡性，同时该地区自然资源条件多样和相当脆弱，使得该研究区成为我国一个重要的生态脆弱区和生态过渡带。此外，随着人类活动长期以来的超强度利用和干扰，该区域的土地利用强度与空间格局发生了巨大变化，严重影响了生态服务功能的发挥。因此，以中国北方农牧交错带为研究对象，研究土地利用数量结构和空间格局变化对于陆地生态系统服务价值的影响具有重大实际意义。
2 研究方法
2.1 数据来源及处理
（1）土地利用数据：本文中使用的土地利用数据有4期，20世纪70年代的土地利用数据来源于中国科学院地理与资源研究所1992年的1∶400万土地利用空间分布图，其他3期的数据来源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遥感影像的解译结果。
（2）气象、地形数据：来源于中国科学院地理科学研究所1992年的1∶400万数字地图中的中国地貌图、中华人民共和国国家测绘局1995年编制的1∶25万地形高程数据库。气候资料数据来源于中国气象局气象站点数据，选择了中国北方农牧交错带及其周边地区133个站点的数据，时间范围为1976—1999年。
（3）统计数据：包括1976—1999年的全国统计年鉴，中国北方农牧交错带10省统计年鉴，每年林业统计年鉴、最近时期的调查数据。价格数据来源于中国统计年鉴以及实际调研数据。
2.2 土地利用——生态系统耦合模型
土地利用——陆地生态系统耦合模型（TES-LUC模型），该模型包括几个大的模块，土地利用动态过程模块、净第一性生产力模块、水分运动模块、土壤侵蚀模块、碳氮元素循环模块，模型的驱动因素为气象、植被、土壤以及地理空间属性和不同植被的相关生理参数等。利用不同的输入参数，可以得到不同土地利用空间格局下的生态系统过程数据。针对研究区的土地利用实际情况，使用实际气象数据资料作为驱动，各种空间属性、植被以及土壤等相关参数，以及相关变量的初始值形成输入文件，驱动土地利用——生态过程耦合模型TES-LUC，在模型进行多次迭代运算之后，得到4期土地利用现状下研究区不同格点的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，以及区域整体平均的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，随后进行各个格点以及研究区整体生态服务价值的计算。
2.3 生态系统服务价值评价方法
根据Costanza等人的分类方法，考虑到研究区的地理地貌特征和植被土壤类型，本文将研究区生态系统服务价值划分为初级生产、气候调节、养分循环、水源涵养、侵蚀控制五大类评价指标，以土地利用—生态系统耦合模型模拟的净初级生产力（NPP）输出值为基础，分别计算5个类别的生态服务价值，各类别指标服务价值的评估方法如下。
2.3.1 初级生产价值 净初级生产力（NPP）和生物量是反映有机物质生产的两个重要指标，生物量是反映物质的储存量，而初级生产力是反映某一时间段（如一年）所生产的有机物质量，利用 TES-LUC模型 模拟的净初级生产力（NPP），根据有机物质的单位质量价值，换算得到研究区内生态系统初级生产的价值，具体计算公式为：
Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）
式中，Vn为初级生产的生态系统服务价值（元），NPP（x）为每个栅格内的NPP模拟均值，Pn（x）为单位有机物价值。
2.3.2 气候调节价值 在评估生态系统固定CO2和释放O2两项服务功能时，根据光合作用与呼吸作用的反应方程式，推算每形成1 g干物质需要的CO2的量（一般取1.62 g）和释放O2的量（一般取1.2 g）；然后利用碳税法估算吸收CO2的功能价值，工业制氧法估算释放O2的功能价值， 计算公式为：
Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr
Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po
式中，NPP（x）为TES-LUC模型模拟的每个栅格内的NPP，Pr、Po分别为碳税法中CO2的单位质量价值和工业制氧法中的工业制氧价格，CO2的单位质量价值借用瑞典碳税率0.15美元·kg-1（C）来计算，换算成吸收CO2的税率为3.36×10-4美元·g-1（CO2）； O2的工业制氧价为4×10-4元·g-1 （O2）。
2.3.3 养分循环价值 生态系统中的植被在生长过程中，能够同时固定其他养分物质，这些营养物质通过复杂的食物网而循环再生，并成为全球生物地化循环不可或缺的环节。评估生态系统在养分循环中的作用时，以TES-LUC模型模拟的NPP为基础，估算其重要营养物质氮、磷、钾在生态系统中的年吸收量。根据统计资料，氮、磷、钾肥的平均价格分别为400，350，350元·t-1；对应的纯氮、磷、钾元素的折算率分别为79/14，506/62，174/78，即：
Vu=Vun+Vup+Vuk
Vun=∑∑NPP（x）×Rn1×Rn2×Pn
Vup=∑∑NPP（x）×Rp1×Rp2×Pp
Vuk=∑∑NPP（x）×Rk1×Rk2×Pk
式中，Vu为区域生态系统在一时间段内吸收的营养物质价值；Vun、Vup、Vuk分别为吸收的氮、磷、钾元素价值；Rn1、Rp1 、Rk1分别为各类生态系统中氮、磷、钾元素在有机物中的分配率（表1）；Rn2、Rp2、Rk2为纯氮、纯磷、纯钾分别折算为氮肥、磷肥、钾肥的比例；Pn、Pp、Pk分别为区域时间段内氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。
2.3.4 水源涵养价值 涵养水源是生态系统的一个重要功能，可以参照李金昌等的研究方法来评价生态系统对涵养水源的间接经济价值。通过TES-LUC模型模拟水分的垂直运动得到不同土壤层的土壤体积含水量。而土壤涵养水源类似于水库蓄水，因此，通过建立需水量为1 t的水库的费用来估算涵养水源的价值，查阅工程造价成本可知，中国每建设1 m3库容的平均成本花费为0.67元。
Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）
式中，Q（x）为TES-LUC模型模拟的土壤含水量，Pw（x）为建成单位库容的花费成本，S（x）为对应的面积。
2.3.5 土壤侵蚀价值 根据水利部颁布的《土壤侵蚀分级分类标准》，土壤侵蚀包括减少土地损失面积的价值、减少土壤肥力损失的价值和减少泥沙淤积的价值，可通过TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量和土壤有机质对这一价值进行计算。
（1）土地面积减少量。主要根据土壤侵蚀量和土壤耕作层的平均厚度来计算，以我国土壤耕作层的平均厚度（0.3 m）作为土层厚度，采用土地的机会成本法估算土地面积减少的经济价值，计算式为：
Vss（x）=×OC（x）
式中，Vss（x）为每个栅格处在一段时间内减少的土地面积损失价值，E（x）为TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量，OC（x）为土壤生产的机会成本（元·m-2）。其取值是根据不同的生态系统类型来确定的，如表2所示。
（2）土壤肥力损失量。保持土壤肥力主要包括减少有机质损失，氮、磷、钾损失，分别由以下公式计算：
Vfec（x）=E（x）×U（x）×Pfc
Vfec（x）=E（x）×N（x）×Pfn
Vfep（x）=E（x）×Cp（x）×Pfp
Vfek（x）=E（x）×Ck（x）×Pfk
Vfe（x）=Vfec（x）×Vfen（x）×Vfep（x）×Vfek（x）
式中，Vfec（x）、Vfen（x）、Vfep（x）、Vfek（x）分别为减少N、P、K损失的功能价值，E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；U（x）为TESim模型模拟的单位土壤有机质含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分别为土壤的纯N化肥当量，纯P化肥当量和纯K化肥当量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分别为柴薪、氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。土壤中的氮元素、磷元素和钾元素含量则参考研究区的文献数据北方农牧交错区 部分（表3）。
（3）泥沙淤积价值。通常，土壤侵蚀会导致部分泥沙淤积于水库、江河、湖泊等处，并直接造成其需蓄水量的下降，从而在某种程度上加剧干旱、洪涝等灾害的发生。生态系统减少的这部分损失的价值可以近似根据蓄水成本来计算：
Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）
式中，Vst（x）为生态系统在一段时间内减少淤泥损失的价值；E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；Ltr（x）为总侵蚀量中会造成淤积的泥沙比例；Pre（x）为平均库容工程费。
综合上述3项因子价值，最终可得土壤侵蚀功能价值为：
Usr=Vss+Vfe+Vst
2.4 价格参数的处理
由统计资料不难发现，物价水平在1976—2000年的模拟期间，有着显著的上升趋势。由于生态效益评估涉及到不同年份间生态系统服务价值的比较，根据区域生态资产计算的特点，且受限于价格数据的来源，因此，必须对不同年份的价格变量进行转换和折算。本研究采用消费物价指数（Consumer price index，CPI），以1978年为货币基准年，近似处理不同年份得到的价格数据（图1），从而纳入统一的评估框架。
将所有价格数据和中间参数小结如下，表4展示了评估框架中，价格参量的数值、单位、数据来源和涵义。
3 结果与分析
3.1 不同土地利用数量结构下的生态服务价值
表5给出了从20世纪70年代—2000年研究区土地利用类型数量结构变化的统计结果。从表5中可以看出，我国北方农牧交错带土地利用结构以草地和耕地为主，分别占到总面积的33.26%（2000年）和41. 63%（2000年），合计达到74.89%。自20世纪70年代到2000年，土地利用结构发生了较大变化，从总体趋势来看，可以分为两个阶段，第一阶段为20世纪70年代到20世纪80年代后期，土地利用数量结构剧烈变化。其中，耕地、草地所占面积急剧增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面积则大幅下降，产生原因可能是由于社会经济的快速发展和人口的急剧增加，大量的林地转化为可用于耕种的耕地和可用于放牧的草地。另一阶段是1980年代后期到2000年，土地利用变化方向产生一定转变，且土地利用变化程度减缓，其中，耕地保持平稳上升趋势，林地经过小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趋势。表明土地利用类型逐渐由林地向耕地和草地转化。另外，为了防风固沙、保持水土，一些防护林工程也陆续开始实施，使得1980年代后期的林地所占面积有所回升。
运用前文所述方法，对研究区生态服务价值进行计算，结果见表6。从表中可以看出，从生态服务价值总值来看，中国北方农牧交错带的生态服务总价值变化，大体上可以分为两个阶段，从20世纪70年代到20世纪90年代，生态服务总价值由1 434亿元下降到1 291亿元，这是因为土地利用变化总体趋势为耕地和草地大量增加，林地减少。而耕地和草地的单位生态服务功能价值指数远远小于林地。从20世纪90年代到2000年，生态服务总价值开始回升，这也与土地利用数量变化程度减缓和生态环境效益改善有关系。从不同土地利用类型所占的生态服务价值的数量比例来看，草地由于其面积较大，它所占的比重最高，平均每年占总生态服务价值的40%以上；林地的面积比例尽管下降，但其生态服务价值比例却逐渐升高；而耕地的生态服务价值所占比例相对稳定，为30%左右。不同生态系统所占的生态价值比例也充分体现了该区域土地利用以农业和牧业用地为主的显著特点。随着土地利用变化的加剧，不同生态系统生态价值也随之变化。
3.2 不同土地利用空间格局下的生态服务价值
由前文所述方法运用GIS软件得到中国北方农牧交错带不同时期生态服务价值空间分布图（图2）。从图2中可以看出，研究区生态服务价值受土地利用类型的影响相当明显，总体上呈现从东北向西南递减的趋势，由于研究区东北部主要分布着森林植被，其生态服务价值比较高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部为内蒙古高原向黄土高原过渡区，分布着较多的草地和耕地，生态服务价值约在3 000元·hm-2左右，南部为青藏高原向黄土高原过渡区，生态服务价值偏低，多低于1 000元·hm-2。从20世纪70年代—20世纪90年代期间，大量的林地向耕地和草地转移，研究区的生态服务价值呈现整体降低趋势，中西部地区尤为明显。其中，20世纪70年代—20世纪80年代年间，生态服务价值在中西部小部分地区略有下降；20世纪80年代—20世纪90年代期间，研究区全区生态服务价值有一定程度的减弱，其中以中西部地区最为明显，耕地和草地的生态环境进一步恶劣；20世纪90年代—2000年间，区域生态服务的空间变化趋势减缓，从图中较难看出明显差异，这与之前的数量分析结果相对应。
进一步对全区生态服务价值进行分级，并统计各级栅格个数（表7），可以看出，20世纪70年代研究区生态服务价值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的区间，共占了生态服务总值的58%，生态服务功能价值较高；20世纪80年代，全区生态服务价值分布在1 000～3 000元·hm-2之间的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例显著下降，表明高生态服务价值区逐渐减少；20世纪90年代，生态服务价值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之间，其中低于1 000元·hm-2的面积比例明显增大，而高于4 000元·hm-2比例继续减少，表明区域生态服价值继续降低；2000年，全区生态服务价值在低于1 000元·hm-2之间的分布最多，达39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生态服务价值两极分化日趋严重。
4 结论与讨论
参照前人研究成果，结合研究区实际情况，我们确定了研究区土地利用生态服务价值的计算方法。并利用土地利用——生态系统耦合模型的模拟数据作为基础数据，通过GIS等手段实现对中国北方农牧交错带生态服务价值的时空格局变化的研究。本研究基于生态系统过程，然后将直接和间接市场价值引入生态系统服务评价体系，从而把生态系统过程和社会经济紧密联系起来，使评价结果更加客观和可靠。
耕地价值评估范文第15篇
一、基本情况
福建省龙岩市上杭县总人口50.81万人，农业人口40.61万人，占79.9%，农户12.55万户，农业劳动力26.37万人；全县土地总面积2854平方公里，大致呈“八山一水一分田”的经济地理结构，耕地面积42.24万亩，其中水田面积38.1万亩，旱地面积4.1万亩，山林面积322.2万亩。近年来，上杭县高度重视农村土地资源的保护和利用工作，通过开展灾后重建、整村推进等造福工程及新农村建设试点工作，以推进集中成片的土地整合、农业综合开发和种养殖业规模经营。此外，由于农民重新修建和扩建大批房屋，农村房屋交易活动呈现上升趋势，农村出现了宅基地使用权流转现象。耕地流转工作不断推进，现流转面积15.58万亩，涉及农户5.43万户，其中流转5年及以上的有0.95万亩。规模种植的专业户在50～100亩的有432户、100～300亩的有110户、300亩以上的有20户。林地使用权登记发证面积277.74万亩，占上杭县应登记发证面积318.44万亩的87.2%；林木所有权与使用权登记发证面积279.12万亩，占87.6%。2014年，“三农”综合保险、水稻保险、商品林保险、烟叶保险等涉农保费收缴2510.46万元，保障金额达1702.4亿元。全县用农村承包经营权及地上附属物产权抵押贷款的几乎没有。目前，在县农商行办理了一笔300万元间接用承包经营权作为抵押贷款的例案，它是由汀江国有林场对林农担保，林农将林权反担保给汀江国有林场的方式。这些工作的开展，为上杭县农村承包经营权抵押贷款试点工作中起到了基础保障作用。
二、农村土地承包经营权抵押贷款的重要意义
（一）盘活土地资源，发挥土地潜能
开展农村土地经营权抵押贷款，有利于盘活农村“沉睡”的土地资源、使得“沉睡”的土地资源变为实实在在的资产，有利于让农户意识到不能只把土地作为一种基础生存资源，它还是融资过程的重要要素，一方面提高了农户对土地的保护意识，另一方面，在农村经济发展中提供强大的资金支持，使土地的潜能得到充分释放。
（二）创新工作机制，促进土地流转
开展农村土地经营权抵押贷款，有利于促进农村地区加快对耕地承包经营权证的颁发进度、保护农村耕地流转的市场化和推动农业风险防范机制等方面的农村体制机制的建设和创新，并不断强化农业生产经营过程中的组织化，从而推动现代化农业发展，实现耕地向集约化和规模化方向发展，最终实现城乡经济社会一体化发展。
（三）探索融资渠道，拓宽信贷模式
有助于创新涉农金融机构在发展农村金融产品、提供农业服务的方式，加快构建农村现代金融体制，“而引导金融机构转变单一信贷模式，即以小额信用贷款和联保贷款为主，这有赖于两权”抵押贷款的提出，这在解决贷款中的抵押问题，引资过程具有重要作用。
（四）解决担保问题，推进产业发展
由于经营主体在农业生产过程中成本较高，资金短缺，因此迫切需要信贷资金支持，利用土地经营权抵押信贷的方式，有利于经营主体顺利进行生产种植活动，便于土地集中利用，有利于对已抛荒土地重新使用，并且提高了土地利用率。
三、存在的问题
（一）相关法律制度不健全
耕地承包经营权抵押贷款与现行法律的有关规定冲突，没有相关法律规定通过家庭承包取得的耕地承包经营权是否可以抵押。我国《担保法》规定：“耕地、宅基地、自留地、自留山等集体所有的耕地使用权不得抵押”。而《土地承包法》规定的是：“通过家庭承包取得的耕地承包经营权可以依法采取转包、出租、互换、转让或者其他方式流转。若对农村土地承包经营权进行抵押，也只是通过招标、拍卖、公开协商等方式承包的荒山、荒滩等农村土地，在发包方同意之后，并依法登记取得耕地承包经营权证或林权证书的，方可设立抵押。
（二）缺乏风险防范机制构建
农村土地经营权向商业化方向发展过程中，需要由中介机构和相应的风险方法机制进行保护，农业容易受到自然灾害的影响，农业保险机制尚未发挥有效作用，在遭遇严重自然灾害或市场因素变化的影响时，若借款主题无法及时还本付息时，银行通常将土地经营权这一抵押物进行流转以此收回资金，然而，土地经营权在流转过程中，常因为市场体制不健全，交易主体、客体等缺乏机制保障使得经营权变现出现问题。
（三）对土地评估缺乏专业性
目前上杭县没有机构和人员对土地经营权价值进行专业评估，政府部门也没有针对土地经营权价值评估制定标准和操作程序，影响土地经营权价值的因素主要包括：土地承包经营的时间、土地经营效益、自然状况、生产经营项目等，由于影响因素主客观原因，评估机构很难对土地经营权的价值进行有效分析，据此评估的价值与实际的土地经营权价值存在较大差距。
（四）抵押登记成本较高
农户取得土地承包经营权抵押贷款的成本（包括利息、土地承包经营权抵评估费、农业保险费）由于涉及环节较多，收费增多，手续也比较繁琐。银行、农户普遍反映远不及农户信用贷款、保证贷款低廉便捷。如果无相关优惠政策，加上农民由于经济水平较低无法支付高额贷款成本，从而导致土地承包经营权抵押贷款缺少实用性，影响土地承包经营权抵押贷款业务的推广应用。
（五）抵押贷款办理程序繁琐
金融部门设立了防范信贷风险的有关措施，以此保护自身利益取得，并最大程度地降低金融风险，而抵押贷款需要土地经营承包权人提出贷款申请，提供相关资料如：土地承包合同、村集体允许抵押证明、土地经营权价值评估等材料，手续繁杂。再加上农民普遍存在文化素质较低的情况，在实现土地承包经营权抵押贷款还是存在许多问题，部分经营主体更愿意选择利息较高的商业贷款或民间融资等便捷的方式进行资金筹集，从而影响了农户参与该项业务的积极性。
四、对策及建议
（一）提高认识，增强工作的主动性和积极性
土地承包经营权抵押贷款，是对土地承包经营物权进行资本化和商业化进行转化的方式，对打破农业和农村经济发展过程中融资和资金不足等问题起到了关键作用。当前，上杭县正处于由传统农业加速向现代农业转变的阶段，土地流转的基本条件已经具备，现代农业经营主体对土地流转需求正逐步加大，资金需求也不断增加。要充分认识引导农村土地承包经营权流转、促进农业规模经营的重要意义，正确把握上杭县推进现代农业发展的总体要求和工作措施，进一步增强工作的主动性，加大对土地流转的金融服务。
（二）加快立法，破除农村承包经营权抵押障碍
推广农村耕地承包经营权抵押贷款，首先要加快立法建设，不断完善农村土地法律框架，从法律上明确农村土地经营权和使用权抵押担保的范围和种类、权利和义务。通过法制保障农民土地承包权益，赋予农民完整适用的权利保护自己合法的土地承包经营权，明确农村耕地承包经营权抵押范畴。重视农户对土地的占有、使用、收益、处分等权益在相关法律法规和政策中的制定，建议将耕地承包经营权和宅基地使用权作为抵押。健全和完善承包经营权登记和承包经营权证书制度，通过登记，实现将权力完整并真正赋予到农户手中，落实到土地上去，提高政府公信力和法律权威性，为农地的相关金融制度建立和金融业务的开展奠定坚实的产权基础。
（三）开拓创新，建立健全评估抵押登记体系
深入贯彻科学发展观，统筹规划并解决农村土地流转过程中的市场体制机制问题，发挥农村土地经营抵押作用，推动农村融资进程。明确负责耕地承包经营权和宅基地使用权证抵押登记的管理部门，建立专业评估机制、设立专业评估机构，建立土地流转中介服务机构，建立评估、资产管理、技术规范等有关法律和业务准则保障机制，为金融机构的农村土地承包经营权抵押贷款业务进行合理的土地评估和服务。耕地管理部门或农业行政管理部门可以设立土地流转评估和登记中心，培养和接收专业的评估人员，保证土地承包经营权价值评估的真实性和有效性，并为其提供具有法律效力的证书文件，为金融机构开展土地承包经营权抵押贷款提供便捷高效的平台。
（四）风险防范，设立专项贷款损失补偿机制
风险防范和控制是土地承包经营权抵押贷款的主要难点之一。在稳步探索的同时要注意把握风险，坚持因地制宜、循序渐进，着力做好土地流转信息的采集整理、农业政策法规的咨询业务、流转合同的备案审查等，采取有效措施防范风险，保证土地承包经营权抵押贷款的顺利开展，从社会总体来看，应建立多重风险保障补偿机制，包括政策法规保障、政府贴息、基金补偿等，政府对那些确实因为风险规避不足而导致的损失进行严格的审查之后进行相应的补偿，金融机构本身也应该建立符合自身利益的损失补偿机制，在土地承包经营权抵押贷款发生违约、抵押权实现上出现问题时，可以实施风险补偿机制，弥补可能出现的不良贷款和损失。
