生态价值评估的选择实验法：原理与国内应用

秦彦强，余亚亮，刘瑞涵,2

（1北京农学院经济管理学院，北京 102206；2北京新农村建设研究基地，北京 102206）

0 引言

政府为了确保环境工程的经济性，保证工程带来正的外部性，会进行成本收益衡量。其中环境的非市场价值包含了市场以外的环境效益，其价值衡量能够为环境的投资成本或者环境政策的制定提供参考依据。环境的非市场价值评估的一种方法是通过调查人们愿意为环境改善提供的税收进而对区域生态总价值进行核算，这种方法被称之为条件估值法。近年来，作为条件估值法的一种补充性的研究方法：选择实验法(Choice Experiment Method,CEM)提供了一种重复调查个体需求，估算生态系统非市场价值的技术。国内对于CEM的研究也在逐渐增加，但是由于其区域生态价值估计研究往往较为孤立，区域之间的生态价值横向比较则较为缺乏，这使得生态价值估计难以得到可比的结果，使得研究的可信度变得模糊。本研究在回顾CEM原理的基础上，对国内有关CEM估值的区域间研究进行了整理，以求为CEM在环境估值方面的研究提供一定的参考。

1 环境非市场价值的估计方法

人们生存的环境的优化与破坏会影响到所在区域的居民的利益，由于环境给不同个体带来的影响不同，因此需要个体层面的调查评估环境的非市场价值。1989年3月美国埃克森公司的“瓦尔迪兹”号(Valdez)邮轮号搁浅导致了原油泄漏事故，事故不仅造成了当地渔业的损失，生物多样性的退化，也影响了人们的正常生活[1]。环境产品（服务）是公共的，其无法通过市场价格进行价值估计，因此西方学者借助效用理论对其进行评估。

分析非市场价值的两类方法分别为显示偏好法(revealed preference,RP)与陈述偏好法(stated preference,SP)。其中，SP通过将市场中成本收益的对称转换解释为效用的正负转换，进而将效用货币化。为了使消费者的效用达到均衡状态，当环境改善给消费者带来正的效用时通过意愿支付(WTP)带来的负的效用进行抵消；当环境破坏带来负的效用时利用意愿受偿(WTA)带来的正的效用进行抵消。对于一种环境产品与服务的优化带来的效用和由于环境破坏损失的效用可以通过直接调查消费者WTP与WTA找到其环境产品对应的货币价值[2]。条件估值法(contingent valuation method,CVM)和CEM是估计生态价值的两种代表方法。

2 条件估值法

CVM直接调查某种环境变化时消费者的WTA或WTP。但是直接调查本身就会影响这两者的估值：Carson等发现如果分别询问A与B的WTP，其WTP的和会大于直接询问AB为一个整体的情况下的WTP，而WTA则会表现出相反的情况，这意味着仅仅通过改变AB的顺序就能改变福利的最终估计；如果调研的环境物品发生数量变化的时候，消费者似乎难以感知到这些数量的变化，给出相近的WTP值（范围迟钝scope insensitivity)，Carson认为范围迟钝问题的存在可能是由于过高的环境产品的数量使得人们怀疑其供给的能力，所以将较多的WTP分配给较少数量的环境产品，而将较少的WTP分配给了较多数量的环境产品导致的[3]。

不仅如此，CVM进行环境估值面临的问题还在于其在对环境多种属性发生变化时进行估值时存在较大的困难，由于环境工程常常做不到仅仅改变环境的某一种属性。因此选择实验法成为了替代CVM的一种有效的方法。

3 选择实验模型以及环境价值估计

CEM通过效用函数进行环境非市场价值的估计。其通过被试者对问卷进行重复选择，解决了环境多属性变化时的货币衡量问题。

3.1 效用函数

西方学者通过效用解释人们的行为，其中Thurston建立了刺激在心理学中的地位，Marschak将心理学领域中的“刺激”解释为了效用，这种效用被称为随机效用[4]，McFadden的随机效用理论将个体间接效用分解为了可观测的部分与未观测到的部分[5]。可观测的部分会影响直接效用，进而影响间接效用；而未观测的随机部分对间接效用函数没有直接影响，因此其均值为0且遵循独立同分布。数学描述见式(1)。

与传统经济学认为效用由同种商品数量决定所不同，Lancaster认为商品的属性与数量同时决定了商品带给人的效用[6]。因此，直接效用函数由环境属性和环境属性的水平表示见式(2)。

由于εn中含有个体n的特定因素，如果这些因素对于间接效用的影响是固定的，即可通过固定替代常数ASC进行抽离。参数向量β代表各环境属性的边际效用值，有时将β视为常数，主要观察总体对于各个属性的偏好，有时将β视为变量，认为存在着深层的个体因素影响每个个体之间的偏好，有时会将β视为随机数，认为个体偏好有一定的倾向，但存在随机变化[7]。

3.2 概率函数

CEM一般应用条件logit模型计算参数，而logit模型中存在无关选项不相关(Independence from Irrelevant Alternatives IIA)的特征[8]，IIA的固定替代特征源于logit模型的特殊形式：logit模型假定误差项服从Ⅰ型极值分布，其替代选项之间的概率比为式(3)。

IIA意味着两个选项之间的概率比例固定，两选项的概率比例不会受到其他选项的干扰。而在著名的“红蓝巴士”问题中指出了选项之间固定替代的弊病[9]。为了摆脱IIA假定，改进logit模型的替代模式，衍生出嵌套logit模型为代表的广义极值模型族，以对各个选项的概率分配重新指定[10]。

Probit模型假定效用函数的误差项服从正态分布，其概率函数形式使其本身不存在IIA问题。因为当参数为服从正态分布的随机参数，其参数随机项会与误差项合并，这使得probit模型允许个体异质性的存在。混合logit模型能够近似任何形式的随机效用模型[11]，其选择概率函数为式(4)。

其中 f(β)为参数的密度函数。当 β=b且 f(β)=1时(4)式就会成为多元logit模型；当 β有多个不同的值每个值对应不同的比例时，就会成为潜在类logit模型[12-13]，模型形式见式(5)。

在混合logit模型中，随机参数可假定的分布有正态分布，对数正态分布，均匀分布，瑞利分布和三角分布等。这些分布的假定基于研究者对应消费者偏好特征的理解。

3.3 福利的估计

计算消费者福利通常通过WTP和WTA的形式调整收入以保持总体效用不发生改变。由于效用函数纳入了消费或收入属性，所以直接求解效用最大值并通过价格或收入系数进行货币转换即可得到某个方案的消费者剩余。属性之间的交叉弹性可以得到他们之间的替代比例，如利用属性与价格属性的交叉弹性可以获得某属性的MWTP值。

在线性形式的效用函数情况下，对于某一属性的MWTP值，可通过某属性与价格属性的交叉弹性进行估计，进而得到每个属性的不同MWTP值，进而对不同属性的分配比例提供依据，某一属性的MWTP可通过式(6)估计。

价格属性参数为β，某一替代方案的WTP则可以通过某备择选项与现状之间的效用差计算，见式(7)。

4 CEM评估生态价值的国内研究情况

虽然国外对于CEM的研究已经逐渐成熟，但国内研究相对较少。2013年樊辉等[14]对国内相关方向提及的5篇文章基础上，本研究从资源科学，生态学报，生态经济，自然资源学报，西北农林科技大学学报，干旱区资源与生态，生态科学，北京大学学报等杂志中获得相关文献59篇，其中包括博士论文18篇，期刊论文41篇。论文发表趋势见图1。

图1 CEM应用于资源估值的论文数量

早期应用CEM进行环境价值评估的文献为徐中民等[15]对于额济纳旗的生态恢复价值的估计和金建军[16]对于澳门固体废弃物的管理价值的研究，CEM在2013到2018年快速增长并达到顶峰，最多发文量在2017年和2018年。在41篇期刊论文中，不同期刊的论文发表情况见图2。

图2 可见，资源科学，干旱区资源与环境和生态学报对于CEM的应用相对发文较多，而其他杂志发表相对较少。

图2 CEM应用于资源估值的期刊发文结构

5 CEM估计生态价值的应用

CEM在环境估值的国内应用方向主要包括了补偿额度的核算，环境资源价值估计，环境治理成本估计，环境友好型技术补贴成本核算，生态系统服务价值估计，生物保护价值估计，水资源保护价值估计，环境政策设计和城市管理等方面。

因为对于相对封闭的景区来说，游客是景区环境改善的受益者，因此一般通过调研游客的效用估计景区改善的收益，而对于相对开放的区域生态环境而言，其受益者主要是区域内部的居民。因此本研究利用环境相关利益主体将生态价值估计研究分为了两种：景区价值估计与区域生态价值估计。

5.1 景区价值估计

景区生态价值的研究中根据游客对景区风景的实际偏好和意愿支付价格对不同方案的价值进行估算，不同生态主体与研究者不同的关注点与对景区价值的理解会很大程度上影响结果的估计。例如王喜刚和王尔大[17]，王尔大等[18]聚焦于景区的旅游资源和管理价值，他们认为景区的功能性景观的价值（自然价值）与维护成本（管理价值）是其生态旅游价值的体现；而王乙等[19]关注的是景区的特色景点与游客的出行方式，王乙等认为景区的生态旅游价值可以由游客的游憩价值所代表。许荔珊等[20]则聚焦于景区的生态价值与娱乐价值，认为景区旅游价值由游客的游憩价值与景区的生态价值构成。陈钦等[21]，程秋旺等[22]则将景区价值分为了自然因素，管理因素和社会因素。其中景区的最优方案价值估计情况见表1。

表1 景区环境价值估计的研究

景区环境价值核算中，以门票价格核算得到的景区环境价值在7.78～127.12元/人次；旅行花费得到的景区环境价值在265.51～1381.38元/人次，说明旅行花费核算得到的环境价值大于门票价格核算得到的环境价值。如果研究者将游客的整体旅行花费核算在内作为景区价值参照，则会得到较高的人均意愿支付，而使用门票价格作为景区价值参照，则会得到较低的人均意愿支付。这反映了学界的两种观点：如果认为旅游地管理改善能够给旅客整个旅行带来正的效用，则货币属性应该以旅行成本为标准；如果认为旅游地管理独立于旅客的其他旅行成本，则应该通过门票价格变动作为景区环境改善的标准。

5.2 区域生态价值的估计

区域生态系统价值的研究可以为环保工程的实施和环保政策的制定提供理论依据。学者估计生态价值的普遍做法是将研究对象的功能特征作为生态价值的构成或者将生态系统的构成作为其价值的构成。在耕地价值的估计中：马爱慧等[23-24]将耕地面积，耕地肥力和周边景观作为耕地的价值构成，他们的研究中耕地的功能决定了其价值；杨欣等[25]研究的农地价值包含了农地，河流，空气与生物等主体，他们的研究中农地价值是以农地为主的生态系统的全价值。在湿地价值的估计中：李京梅等[26]，苏红岩等[27]，高琴等[28]毛碧琦等[29]研究的湿地价值包括了植被，水，生物等主体，他们湿地价值为以湿地为核心的生态系统的价值。流域生态系统价值的估计中：蒋毓琪等[30]的研究中流域生态系统的价值则包含了调节水量，净化水体，改善城市小气候等，他们的研究中，流域生态系统的价值也是通过其功能实现的；王奕淇等[31]的流域价值中则包含了水质，河流，物种，水土流失情况，他们认为流域生态系统的价值由损害的价值和现有的价值构成。樊辉等[32-33]的流域生态价值则包括了自然景观，沙尘天数，森林，草地，旱生植物和水质等。城市生态系统价值的估计中，石春娜等[34]将城市生态服务功能作为了城市生态价值的构成。滨海生态系统价值的研究中，单菁竹等[35]将滨海景观，水质，生物等作为滨海生态价值的构成。

选择实验法也应用于环保政策的优化与实施。其思路是通过农户对环保项目方案的权衡，进而确定最佳环保项目的方案。李皓等[36]设计“稻改旱”的环保项目合同方案，以避免政府与农户之间产生利益矛盾；高扬等[37]设计了绿色防控技术的政策方案，以改善相关政策。颜俨等[38]将污染天数作为空气资源价值的实现方式，通过人们避免空气污染的需求确定空气治理的效益。徐涛等[39-40]研究了现行两型技术补贴政策，并通过设计不同的政策方案确定补贴的形式，标准与内容，保证政策的实施。赵正等[41]则对北京市林业政策的改进方案进行了相应的设计。

除此以外还有对于特定资源价值的研究。水资源价值的研究中，万伦来等[42]将富营养程度，长江引水量和湖泊自然景观作为了水资源的价值构成，其将游憩价值与水污染作为了水资源的价值实现方式。物种价值的研究中，张殷波等[43]通过物种的利益相关者的诉求确定了物种的价值属性。他们的研究将利益相关者的需求作为了物种价值的实现方式。徐涛等[44]将水、耕地和农产品质量作为技术效益的构成。区域生态价值量核算结果可见表2。

由表2可见，区域生态价值核算普遍以个人WTP、家庭WTP为基础进行核算，以WTA进行核算的研究则较少；以个人WTP核算的环境价值在23.77～1066.99元/（人·年），而以家庭WTP核算的环境价值在21.77元～769.42元/（户·年）；同一研究区内，城镇居民所给出的平均意愿支付相较于农村居民更多。张晨等对于城乡之间的支付差异分解的研究认为，城乡居民的不同偏好是导致差异的基本原因，其中收入是其最为主要的因素[45]。

表2 区域生态价值估计的研究

续表2

除了在特定选择方案中核算最优环境策略的价值，CEM仍有其他方面的应用。例如城市环境管理的改善[46]，生态利益主体的区分[47]，生态利益主体的选择偏好[48-49]，环境政策的设计[50-51]，生态价值的不同核算方式[52]等。

6 结论

本研究对国内有关选择实验法的59篇文章进行了分析，结果发现：国内CEM应用分为了景区生态价值和区域生态价值的研究，其中区域生态价值的研究包括了为环保工程的实施和环保政策的制定、环保政策的优化与实施与特定资源估值的研究。以门票价格核算得到的景区环境价值在7.78～127.12元/人次；旅行花费得到的景区环境价值在265.51～1381.38元/人次，说明旅行花费核算得到的环境价值大于门票价格核算得到的环境价值。两种不同核算方式得到的价值存在较大差异，因此应重视对于两者选择的考虑。区域生态价值核算普遍以个人WTP、家庭WTP为基础进行核算，以WTA进行核算的研究则较少；以个人WTP核算的环境价值在23.77～1066.99元/（人·年），而以家庭WTP核算的环境价值在21.77元～769.42元/（户·年）。以个人WTP得到的价值量之间的差异大于以家庭WTP得到的价值量，说明个人为单位核算的价值量具有一定高估的风险，应当重视不同核算方式之间的区别。