第一章 导论
1.1 研究背景
人类自古依水而居，流域同时向人类提供使用价值和非使用价值。流域具有直接使用价值，如生活用水供应、农业及工业用水供应、水力发电、内陆航运、水产品生产等。流域还蕴藏着巨大的生态旅游价值，是人们休憩旅游的理想之地。不仅如此，流域还提供间接使用价值和非使用价值，主要的间接使用价值包括调蓄洪水、疏通河道、水资源蓄积、土壤持留、净化环境、固定碳、提供生境等功能
，作为一种自然生态系统，还具有重要的生物多样性价值，如长江流域就是白鳍豚、扬子鳄、中华鲟等珍稀水生生物的栖息地。此外，流域还是人类文明的起源地与发展地，如中华文明就源于黄河文明和长江文明，因此流域作为民族的文化历史传承，具有重要的存在价值、馈赠价值和利他价值等非使用价值。
改革开放以来，“唯GDP”增长模式导致我国流域环境污染问题日益严重，长江流域接纳了全国近三成的污染物，导致其生态系统濒临崩溃。化工业是流域主要污染物废水、化学需氧量和氨氮等的主要排放源，早在2009年国家环保部的调查数据就显示：全国20000多家化工企业约有一半沿江河分布。在总投资近万亿元的7555个化工、石化建设项目中，81%布设在江河水域，包括生活（生产）水源取水口或自然保护区、重要渔业水域和珍稀水生生物栖息地等环境敏感区。以重化工为主导的产业结构特征，使各流域水环境安全压力和污染风险日益增大。环保部发布的《2013环境统计年报》显示：2013年重点流域的废水排放总量为463.7亿吨，占全国废水排放总量的66.7%；化学需氧量排放总量为1656.1万吨，占全国化学需氧量排放总量的70.4%；氨氮排放总量为171.4万吨，占全国氨氮排放总量的69.8%。根据《重点流域水污染防治“十二五”规划》中的流域分区，我国重点流域包括松花江、辽河、海河、黄河中上游、淮河、长江中下游、太湖、巢湖、滇池、三峡库区及其上游、丹江口库区及其上游等。其中长江流域（含长江中下游和三峡库区及其上游）废水、化学需氧量和氨氮的排放量分别占重点流域的40.1%、34.6%和41.6%，是污染物排放最多的流域，其主要原因在于长江流域沿江分布着五大钢铁基地（上海、武汉、攀枝花、马鞍山、重庆），七大炼油厂（上海、南京、安庆、九江、岳阳、荆门、武汉），以及上海、南京、仪征等地的石油化工基地。长江流域各省市在未来的发展规划中，仍将重化工业作为发展重点，并且这些项目大都沿江布局。长江流域污染问题日益严峻：20世纪90年代以来，长江水质迅速退化，如2012年劣Ⅲ类水的河长占总评价河长的29.6%（其中劣V类水质高达12.1%），而1998年前这个数字仅为18.9%。世界自然基金会和农业部联合颁发的《2013长江上游联合科考报告》显示，长江特有物种有一半以上已经消失。以长江为代表的日益严峻的污染形势破坏了流域的生态平衡，严重威胁到流域经济社会的可持续发展，更是对人类自身生存问题的极大考验，对后代的健康和环境影响深远。
忽视生态系统非市场价值、非使用价值的环境决策是自然资源枯竭、生态系统破坏的根源。人类过度开发自然资源和破坏生态系统的背后，究其根源，无不同自然资源“无价值”一类观念流行有关，而自然资源无价值观念又同马克思的劳动价值论互为表里（晏智杰，2004）。按照马克思劳动价值理论对商品价值的基本判断，天然存在的自然资源因为不是劳动产品，没有人类的劳动物化其中，所以不具备马克思意义上的价值内涵。其直接后果是，在很长一段时间内，人类对自然资源的认识仅仅停留在资源使用费用上，而忽视了资源的修复和可持续利用，忽视了自然资源所拥有的巨大社会效益和生态效益。在实践中，必然造成对自然资源的枯竭式利用，从而危及人类社会的可持续发展（张志强等，2001）。人类对自然资源的过度开采和不合理利用，致使自然系统遭受巨大冲击与破坏；而自然系统的退化甚至失去生态平衡，又会以更为残酷的方式回馈人类社会。在缺乏环境意识的年代，人们对自然资源价值的认识仅仅局限在经济价值上，通常以市场上能够换来的价值作为资源的全部价值，成本分析和收益率计算仅仅考虑经济效益，没有综合考虑社会效益和生态效益。流域所提供的产品和服务中，有些是具有交易市场的（如农业灌溉等），但更多的产品和服务在现实中很难建立起实际交易市场（如生物多样性等）。在环境决策中，如果忽视非市场价值以及非使用价值，那么就很容易导致一些重要的自然资源被漠视、浪费甚至破坏，造成供给不足。
条件价值法（Contingent Valuation Method, CVM）是迄今唯一能够获知与环境物品（如流域生态系统）有关的全部使用价值和非使用价值的方法（张翼飞，2008），虽关于其不乏批评与质疑，但其在公共政策制定方面所起到的作用越来越大。条件价值法以效用理论为基础，通过构建虚拟的交易市场，以问卷调查的方式直接询问人们对自然资源或服务的支付意愿（Willingness to Pay, WTP）或受偿意愿（Willingness to Accept, WTA）。在过去的五十多年里，CVM在西方国家获得了长足发展，大量研究成果被广泛运用于环境项目的成本收益分析以及环境污染损害的价值评估中，在环境政策制定以及政策效应评估中发挥着巨大的作用。与此同时，由于其所构建的市场是假想的，因此针对CVM的各种质疑和批评从未停止过。1989年美国阿拉斯加州发生了埃克森石油泄漏事件，环境经济学家们依据CVM对污染所造成的非使用价值损失进行了评估，在CVM发展史上具有里程碑式的意义。之后，围绕着CVM能否有效、可靠地评估非市场价值，学术界展开了白热化的讨论。批评者认为，由于缺乏实际消费经历，受访者在假想的市场下很难形成明确的偏好，其后果会造成“假想偏差”“范围不敏感”“WTP/WTA不对称”等违背新古典经济学推断的悖论（Diamond and Hausman,1994）。批评和质疑的声音客观上促使学术界将更多的注意力转移到对CVM的可靠性和有效性研究上来。在Arrow等（1993）的报告之后，关于CVM的研究不仅没有减少，反而如雨后春笋般在许多应用领域取得了突破性进展。此外，CVM又在一定程度上促进了心理学、实验经济学、行为经济学等交叉学科的发展。无论如何，正如Portney（1994）所总结的那样，“不管你喜不喜欢它，一个不可争辩的事实是，CVM在公共政策制定方面所起到的作用越来越大”。
关注流域污染治理与水质保持是全球范围内流域生态系统恢复价值CVM评估的主流趋势，且研究中关注评估结果的有效性、可靠性及良好的政策可行性。许多研究并不止于获得一个估值结果，而是进一步评估这一估值结果是否有效、可靠与政策可行。美国在此领域的研究直接源于1972年美国国会通过的《清洁水法案》（CWA），该法案是美国保护水质的框架性法律，为管理水污染物排放确立了基本的架构，并明确了“到1985年消除污染物对国家水体的排放”以及“到1983年7月1日时达到‘可渔猎’‘可游泳’的水质标准”两个目标。由于这两个目标当时并未达到，因此引起了批评者对环境治理投入所带来的收益能否弥补其成本的怀疑。在此背景下，CVM在对水质改善所带来的社会价值、生态价值的评估中的运用得到了发展（Gramlich,1977; Greenley,1982; Schultz, 1990）。欧盟于2000年通过了《欧盟水框架指令》（WFD），其基本目标是到2015年各成员国水质至少达到“良好的生态状态”（Good Ecological Status）。为了全方位评估水污染治理的成本和收益，近10年来CVM在欧洲许多国家的应用也变得普及（James,2003）。而发展中国家则或因流域上游地区社会经济发展而导致水源污染（包括工业污染和农业面源污染）日益严重，或因流域上游地区森林过度采伐而导致水土严重流失（Steven,2007），从而引发了对流域水质净化与水质改善及其成本收益的关注。
由于政治体制、意识形态、文化背景和社会习俗等方面的差异，我国CVM的应用起步较晚，在研究的规范性和科学性上与发达国家尚存在较大差距。我国CVM的首次运用是20世纪90年代中后期的事情，2002年之后更为系统、规范的研究成果才陆续出现。总体上看，国内目前的CVM研究层次还停留在模仿和探索阶段，多数国内研究缺乏对CVM有效性和可靠性的系统性讨论，更缺乏与实验经济学、心理学、社会学等其他学科的交叉研究。在有关流域生态系统恢复价值CVM评估方面，对研究结果的有效性和可靠性关注程度不高导致其政策支持的作用较小。
当前我国正处于经济结构和社会结构双重转型的特殊时期，社会矛盾不断，环境（包括流域污染）问题空前严峻。在这样特殊的背景下，对我国流域生态系统恢复价值的CVM评估能否照搬国外既有的研究范式？CVM在我国的应用是否会表现出或者怎样表现出其特殊性？如何提高CVM研究的有效性和可靠性，并最终提高流域水质治理与水质改善相关政策的可行性？本研究旨在对这些问题展开研究：通过分析CVM有效性和可靠性问题及其在我国流域生态系统恢复价值评估的案例研究中所表现出来的特殊性，揭示提高有效性和可靠性的一般性原则；通过对案例地流域水质治理与水质改善政策的情景模拟与可行性分析提出相应的地方政策主张，并据此推广到全流域生态系统治理与恢复政策等的设计、完善和实施中。