第一章 導論

1.1 研究背景

人類自古依水而居，流域同時向人類提供使用價值和非使用價值。流域具有直接使用價值，如生活用水供應、農業及工業用水供應、水力發電、內陸航運、水產品生產等。流域還蘊藏著巨大的生態旅游價值，是人們休憩旅游的理想之地。不僅如此，流域還提供間接使用價值和非使用價值，主要的間接使用價值包括調蓄洪水、疏通河道、水資源蓄積、土壤持留、凈化環境、固定碳、提供生境等功能，作為一種自然生態系統，還具有重要的生物多樣性價值，如長江流域就是白鰭豚、揚子鱷、中華鱘等珍稀水生生物的棲息地。此外，流域還是人類文明的起源地與發展地，如中華文明就源于黃河文明和長江文明，因此流域作為民族的文化歷史傳承，具有重要的存在價值、饋贈價值和利他價值等非使用價值。

改革開放以來，“唯GDP”增長模式導致我國流域環境污染問題日益嚴重，長江流域接納了全國近三成的污染物，導致其生態系統瀕臨崩潰。化工業是流域主要污染物廢水、化學需氧量和氨氮等的主要排放源，早在2009年國家環保部的調查數據就顯示：全國20000多家化工企業約有一半沿江河分布。在總投資近萬億元的7555個化工、石化建設項目中，81%布設在江河水域，包括生活（生產）水源取水口或自然保護區、重要漁業水域和珍稀水生生物棲息地等環境敏感區。以重化工為主導的產業結構特征，使各流域水環境安全壓力和污染風險日益增大。環保部發布的《2013環境統計年報》顯示：2013年重點流域的廢水排放總量為463.7億噸，占全國廢水排放總量的66.7%；化學需氧量排放總量為1656.1萬噸，占全國化學需氧量排放總量的70.4%；氨氮排放總量為171.4萬噸，占全國氨氮排放總量的69.8%。根據《重點流域水污染防治“十二五”規劃》中的流域分區，我國重點流域包括松花江、遼河、海河、黃河中上游、淮河、長江中下游、太湖、巢湖、滇池、三峽庫區及其上游、丹江口庫區及其上游等。其中長江流域（含長江中下游和三峽庫區及其上游）廢水、化學需氧量和氨氮的排放量分別占重點流域的40.1%、34.6%和41.6%，是污染物排放最多的流域，其主要原因在于長江流域沿江分布著五大鋼鐵基地（上海、武漢、攀枝花、馬鞍山、重慶），七大煉油廠（上海、南京、安慶、九江、岳陽、荊門、武漢），以及上海、南京、儀征等地的石油化工基地。長江流域各省市在未來的發展規劃中，仍將重化工業作為發展重點，并且這些項目大都沿江布局。長江流域污染問題日益嚴峻：20世紀90年代以來，長江水質迅速退化，如2012年劣Ⅲ類水的河長占總評價河長的29.6%（其中劣V類水質高達12.1%），而1998年前這個數字僅為18.9%。世界自然基金會和農業部聯合頒發的《2013長江上游聯合科考報告》顯示，長江特有物種有一半以上已經消失。以長江為代表的日益嚴峻的污染形勢破壞了流域的生態平衡，嚴重威脅到流域經濟社會的可持續發展，更是對人類自身生存問題的極大考驗，對后代的健康和環境影響深遠。

忽視生態系統非市場價值、非使用價值的環境決策是自然資源枯竭、生態系統破壞的根源。人類過度開發自然資源和破壞生態系統的背后，究其根源，無不同自然資源“無價值”一類觀念流行有關，而自然資源無價值觀念又同馬克思的勞動價值論互為表里（晏智杰，2004）。按照馬克思勞動價值理論對商品價值的基本判斷，天然存在的自然資源因為不是勞動產品，沒有人類的勞動物化其中，所以不具備馬克思意義上的價值內涵。其直接后果是，在很長一段時間內，人類對自然資源的認識僅僅停留在資源使用費用上，而忽視了資源的修復和可持續利用，忽視了自然資源所擁有的巨大社會效益和生態效益。在實踐中，必然造成對自然資源的枯竭式利用，從而危及人類社會的可持續發展（張志強等，2001）。人類對自然資源的過度開采和不合理利用，致使自然系統遭受巨大沖擊與破壞；而自然系統的退化甚至失去生態平衡，又會以更為殘酷的方式回饋人類社會。在缺乏環境意識的年代，人們對自然資源價值的認識僅僅局限在經濟價值上，通常以市場上能夠換來的價值作為資源的全部價值，成本分析和收益率計算僅僅考慮經濟效益，沒有綜合考慮社會效益和生態效益。流域所提供的產品和服務中，有些是具有交易市場的（如農業灌溉等），但更多的產品和服務在現實中很難建立起實際交易市場（如生物多樣性等）。在環境決策中，如果忽視非市場價值以及非使用價值，那么就很容易導致一些重要的自然資源被漠視、浪費甚至破壞，造成供給不足。

條件價值法（Contingent Valuation Method, CVM）是迄今唯一能夠獲知與環境物品（如流域生態系統）有關的全部使用價值和非使用價值的方法（張翼飛，2008），雖關于其不乏批評與質疑，但其在公共政策制定方面所起到的作用越來越大。條件價值法以效用理論為基礎，通過構建虛擬的交易市場，以問卷調查的方式直接詢問人們對自然資源或服務的支付意愿（Willingness to Pay, WTP）或受償意愿（Willingness to Accept, WTA）。在過去的五十多年里，CVM在西方國家獲得了長足發展，大量研究成果被廣泛運用于環境項目的成本收益分析以及環境污染損害的價值評估中，在環境政策制定以及政策效應評估中發揮著巨大的作用。與此同時，由于其所構建的市場是假想的，因此針對CVM的各種質疑和批評從未停止過。1989年美國阿拉斯加州發生了?？松托孤┦录h境經濟學家們依據CVM對污染所造成的非使用價值損失進行了評估，在CVM發展史上具有里程碑式的意義。之后，圍繞著CVM能否有效、可靠地評估非市場價值，學術界展開了白熱化的討論。批評者認為，由于缺乏實際消費經歷，受訪者在假想的市場下很難形成明確的偏好，其后果會造成“假想偏差”“范圍不敏感”“WTP/WTA不對稱”等違背新古典經濟學推斷的悖論（Diamond and Hausman,1994）。批評和質疑的聲音客觀上促使學術界將更多的注意力轉移到對CVM的可靠性和有效性研究上來。在Arrow等（1993）的報告之后，關于CVM的研究不僅沒有減少，反而如雨后春筍般在許多應用領域取得了突破性進展。此外，CVM又在一定程度上促進了心理學、實驗經濟學、行為經濟學等交叉學科的發展。無論如何，正如Portney（1994）所總結的那樣，“不管你喜不喜歡它，一個不可爭辯的事實是，CVM在公共政策制定方面所起到的作用越來越大”。

關注流域污染治理與水質保持是全球范圍內流域生態系統恢復價值CVM評估的主流趨勢，且研究中關注評估結果的有效性、可靠性及良好的政策可行性。許多研究并不止于獲得一個估值結果，而是進一步評估這一估值結果是否有效、可靠與政策可行。美國在此領域的研究直接源于1972年美國國會通過的《清潔水法案》（CWA），該法案是美國保護水質的框架性法律，為管理水污染物排放確立了基本的架構，并明確了“到1985年消除污染物對國家水體的排放”以及“到1983年7月1日時達到‘可漁獵’‘可游泳’的水質標準”兩個目標。由于這兩個目標當時并未達到，因此引起了批評者對環境治理投入所帶來的收益能否彌補其成本的懷疑。在此背景下，CVM在對水質改善所帶來的社會價值、生態價值的評估中的運用得到了發展（Gramlich,1977; Greenley,1982; Schultz, 1990）。歐盟于2000年通過了《歐盟水框架指令》（WFD），其基本目標是到2015年各成員國水質至少達到“良好的生態狀態”（Good Ecological Status）。為了全方位評估水污染治理的成本和收益，近10年來CVM在歐洲許多國家的應用也變得普及（James,2003）。而發展中國家則或因流域上游地區社會經濟發展而導致水源污染（包括工業污染和農業面源污染）日益嚴重，或因流域上游地區森林過度采伐而導致水土嚴重流失（Steven,2007），從而引發了對流域水質凈化與水質改善及其成本收益的關注。

由于政治體制、意識形態、文化背景和社會習俗等方面的差異，我國CVM的應用起步較晚，在研究的規范性和科學性上與發達國家尚存在較大差距。我國CVM的首次運用是20世紀90年代中后期的事情，2002年之后更為系統、規范的研究成果才陸續出現。總體上看，國內目前的CVM研究層次還停留在模仿和探索階段，多數國內研究缺乏對CVM有效性和可靠性的系統性討論，更缺乏與實驗經濟學、心理學、社會學等其他學科的交叉研究。在有關流域生態系統恢復價值CVM評估方面，對研究結果的有效性和可靠性關注程度不高導致其政策支持的作用較小。

當前我國正處于經濟結構和社會結構雙重轉型的特殊時期，社會矛盾不斷，環境（包括流域污染）問題空前嚴峻。在這樣特殊的背景下，對我國流域生態系統恢復價值的CVM評估能否照搬國外既有的研究范式？CVM在我國的應用是否會表現出或者怎樣表現出其特殊性？如何提高CVM研究的有效性和可靠性，并最終提高流域水質治理與水質改善相關政策的可行性？本研究旨在對這些問題展開研究：通過分析CVM有效性和可靠性問題及其在我國流域生態系統恢復價值評估的案例研究中所表現出來的特殊性，揭示提高有效性和可靠性的一般性原則；通過對案例地流域水質治理與水質改善政策的情景模擬與可行性分析提出相應的地方政策主張，并據此推廣到全流域生態系統治理與恢復政策等的設計、完善和實施中。