三 生态系统服务价值理论及评估方法
（一）价值理论回顾
早在公元前3世纪，希腊哲学家色诺芬就提出，财富是具有使用价值的东西；英国古典经济学家威廉·配第在《赋税论》中用商品中包含的劳动来确定价值；法国古典经济学家布阿吉尔贝尔认为，财富是组成快乐和奢华的一切东西；重农学派把土地作为财富的唯一源泉；亚当·斯密明确区分了商品的使用价值和交换价值，认为使用价值是效用，而交换价值是购买力；英国经济学家萨伊认为，物品的效用是价值的基础；马克思提出了劳动价值理论，认为价值是凝结在商品中的无差别的一般人类劳动。尽管有关价值的研究有许多理论和学说，但最具影响力的主要有劳动价值论、效用价值论和生态价值论。
1.劳动价值论
英国的古典经济学家威廉·配第在《赋税论》中第一次明确提出了商品价值来自劳动的思想，并且最先区分了“自然价格”（即价值）、“政治价格”（即交换价值）和“真正的市场价格”（即价格）。亚当·斯密（Adam Smith）在他的经典著作《国民财富的性质和原因的研究》，即《国富论》（1776年）一书中区分了使用价值和交换价值。他认为，价值一词有两种不同的含义，有时它指的是一个特定物品的有用性，有时指的是用这件物品购买其他物品的能力。前者叫作使用价值，后者叫作交换价值。具有很大使用价值的东西常常具有极小甚至没有交换价值；相反具有很大交换价值的东西常常没有或有极小的使用价值。没什么东西比水更有用，能用它交换的东西却非常有限，很少的东西就可以换到水。相反，钻石没有什么用处，但可以用它换来大量的商品。这就是著名的“钻石与水的悖论”或称之为“价值悖论”。同时，他将商品价格分为“名义价格”和“实际价格”。前者是指商品的价格，后者是指商品的价值，斯密认为，商品的价值是由购买或支配的劳动决定的，他提出了生产成本理论，认为工资、利润和地租分别是劳动、资本和自然资源三种要素的交换价值。即著名的“三位一体”的价值公式。
大卫·李嘉图（David Ricardo）在是否应对重要谷物增加关税问题上，支持斯密的自由贸易观点，反对增加关税。同时，他在《政治经济学及赋税原理》（1817年）一书中，批评斯密把耗费的劳动决定价值和购买的劳动决定价值混为一谈，他认为商品的价值取决于其生产所必需的相对劳动量，从而发展了价值理论。
马克思在李嘉图价值理论的基础上，进一步区分了使用价值和价值以及具体劳动和抽象劳动，创立了科学的劳动价值论。马克思认为，价值是凝结在商品中的无差别的一般人类劳动。商品具有两因素，是使用价值和价值的统一。价值是商品的本质属性。商品的两因素是由生产商品的劳动二重性决定的，即商品的使用价值和价值是由生产商品的具体劳动和抽象劳动决定的。具体劳动创造使用价值，抽象劳动形成价值。价值作为抽象劳动的凝结，在质上是相同的，只有量上的差别。商品的价值量应该由生产它的抽象劳动的量来计量，而劳动量的自然尺度是劳动时间。生产同一商品的个别劳动时间是有差别的，计量商品价值量的只能是社会必要劳动量或社会必要劳动时间，即价值量的多少由生产商品的社会必要劳动时间决定。马克思用劳动价值论对“价值悖论”进行了解释：因为钻石在地壳中很稀少，所以发现钻石要花很长时间。因此，小小的一块钻石却意味着很大量的劳动。而水在自然界却很多，用很少的劳动就能够获得大量的水。正是因为钻石中凝结的一般人类劳动大大多于等量的水，所以钻石的价值也远远高于水。同时，马克思批判了萨伊的生产费用价值论，认为如果商品的价值取决于生产费用——资本、土地和劳动，而这些费用又取决于供求，那也就是说，根本不存在什么价值规定。
2.效用价值论
效用价值论是历史上多个学派相关价值论演变发展形成的，从需求或效用、供给或生产，或者二者相结合的角度解释价值决定问题。19世纪70年代，英国的杰文斯、奥地利的门格尔、法国的瓦尔拉斯在前人的基础上，几乎同时提出了具有深远影响的效用价值理论。该理论首先从价值理论开始，然后深入生产理论和分配理论，进而引发了西方经济理论的变革。他们认为，价值具有主观性，进而把经济财物的价值归结为主观价值，并提出了主观价值（即对人类福利的重要性）和客观交换价值（即购买力）来代替使用价值和交换价值，并认为主观价值决定客观交换价值。奥地利学派在考察价值尺度或主观价值量的测量时，引申出边际效用量决定财物价值的规律。边际效用学派认为，价值不取决于生产商品所耗费的社会必要劳动量，而是取决于物品的效用和稀缺性，取决于消费者主观心理上感觉到的边际效用。效用价值论包括基数效用论和序数效用论两种测度方法。在帕累托之前，边际效用学派都是建立在基数的概念上。帕累托第一次清楚地区分了基数效用和序数效用，并系统地提出了序数意义上的效用理论。序数效用论假设商品的效用可以用第一、第二和第三这样的序数来计量，使得边际效用理论摆脱了“主观感觉不可计量的批评”。
效用价值论是在马歇尔供求决定论对各种相关价值理论综合的基础上最终形成的。马歇尔在《经济学原理》（1890年）一书中创立了供求决定论。他承认价值，并直接把交换价值看成价值。马歇尔将效用价值论当作需求的基础，通过需求价格的引入将边际效用递减规律转化为边际需求价格递减规律，推导出需求曲线；他将生产费用当作供给的基础，把实际生产费用看作劳动的“反效用”和资本的“等待”的总和，通过货币生产费用的引入在边际生产成本递减的基础上推导出供给曲线。马歇尔认为，价值是由供求双方达到均衡时的价格所决定的，即如果商品的价格使购买者对其需求量和生产者对其销售量相等的话，市场上的供给和需求处于均衡状态，此时的价格是均衡价格，即商品的价值。
美国经济学家萨缪尔森提出，效用作为一种主观心理状态虽然不能被观察到，但是消费者的行为是可观察的。当消费者选择了某一消费品时，他的“偏好”就被“显示”了，因此，经济学家可以通过消费者的行为来观测推断消费者内在的行为规范，即所谓的“显示偏好理论”。萨缪尔森用均衡价格理论回答了“价值悖论”。他认为，一方面，自然界中的水非常的充裕，因此水的边际成本非常低；另一方面，水的充裕使其边际效用很低，较低的边际成本与边际效用使得水的均衡价格处在一个较低的水平，甚至可能没有价格。相反，自然界中的钻石很稀少，因此钻石的边际成本较高，所以它给人带来的边际效用也较高，较高的边际成本和边际效用使得钻石的均衡价格处在一个非常高的水平上。
3.生态价值论
生态价值论是环境哲学的重要范畴，霍尔姆斯·罗尔斯顿认为，生态价值是由自然系统的结构决定的一种性质，其主要观点如下。①自然作为进行的整体，是产生价值的源泉。价值在自然演替的等级中增加，不断地出现在有顺序的价值序列中。这个系统是有价值的，能产生价值，人类评价者也是其产物之一。自然系统在进化过程中维护着它所产生的价值，并不断促使它进一步发展。②自然的网络是多种价值的转换器。内在的、个体的、以自身为目的的局部的价值，是外在的、集体的、工具的和整体价值的组成部分。这种内在价值和工具价值在自然网络系统转换器的作用下，在生态系统中运动，一切事物的价值职能在这个整体中存在。③自然价值的存在不依赖评价主体，也不总是随着人们的评价表现出来。在没有人类带来价值观念之前，自然界本身早就存在价值。人产生之后，自然的价值就与人的利益发生了关系，因而人类往往以自己的利益来评价自然。
生态价值论认为，环境资源具有内在价值，这种价值不能为人类所评判。该观点将环境资源的内在价值体系置于人类自身的价值体系之上，认为资源环境具有“超价值”或“无价”（即价值无穷大）。这一观点存在片面性。因为任何决策都意味着为了获得某物而必须放弃另一物。在现实中，我们也要面对选择那些被称为“超价值”或“无价”的东西，所以我们必须计算它们的价值。所谓“超价值”实际上是对资源环境价值的歪曲。
效用价值论是从人对物的评价中抽象出来的，本质上反映了人与自然的关系，同时注重对人类福利和商品效用关系的研究，因此更适合于研究生态环境问题。因此，本书选择效用价值论作为生态系统服务价值评价的主要理论基础。
4.现代的价值概念
现代的价值概念主要是由杜佩特（Dupuit，1844）和马歇尔（Marshall，1879）建立完成的。杜佩特这样表述：每一个消费者为获得某个物品愿意放弃的最大金额就是该物品效用的测度。马歇尔定义一项满足的经济测度为：一个人恰好愿意为拥有任意满足而支付的金额。这两个定义强调需求与供给的区别，即价值的衡量是某样东西对个人的价值，而不是它的成本是多少。某个物品可能生产起来比较便宜，总成本比较低，但对主人而言相当有价值，也就是说对于主人的总价值很大。
现代的价值概念是用权衡来定义的。如果一个经济学家说，对某个人而言1单位X具有50单位Y的价值，这就意味着，这个人不多不少愿意用50单位Y交换1单位X，Y是价值标准。这个价值标准可以是货币也可以是某些特定的物品。权衡不只限于市场物品，它还可以是一个人从中获得满足的任何物品，也不管它们是否有市场价格。
这一理论已经越来越多地用于解释诸如环境质量和健康之类的公共物品和其他的一些非市场物品和服务。该理论假设，人们对于可供选择的物品集具有精确的偏好，包括各种各样的可以在市场上交易和不能在市场上交易的物品。同时还假设，人们很清楚地了解自己的偏好，这些偏好在该物品集中都有其替代物。也就是经济学家所说的偏好的可替代性，即如果在个人物品集中有一种物品的数量在减少，就会有其他某种物品的数量增加，以使得这种变化不会导致个人福利的降低。换句话说，后一种物品数量的增加替代了前一种物品数量的减少。可替代理论是经济学价值概念的核心，因为它在人们需要的各种物品之间建立了一种相应的替代率。
当人们在选择的时候，可能会减少对某种物品的需求，增加对另外一种替代物的需求，这种权衡本身就反映了人们对于这些物品的评价。如果某一物品具有一个具体的货币价值，那么这种权衡所反映的价值也就是它的货币价值。能够在市场上进行交换的物品的货币价格仅仅是这种替代率的一个特例。我们购买物品集中的1单位物品所需支付的货币价格代表着因为该购买而必须减少的该物品集中其他一种或者多种物品的购买数量。
5.现代价值的测度方法
希克斯（Hicks，1939）和亨德森（Henderson and Quandt，1980）在价值概念的框架下发现了另外一种描述权衡的方法。当人们说，一个人愿意用1单位X交换50单位Y时，这可能有以下几种含义：要么这个人愿意放弃（支付）50单位Y去获得1单位X，要么这个人愿意接受50单位Y而放弃1单位X。前者使用最大支付意愿（WTP）来作为价值的测度，也就是杜佩特和马歇尔提到的方法。后者是亨德森提出的一种新的测度方法，这种方法使用最小受偿意愿（WTA）来测度价值。希克斯（Hicks，1943）分析了在价格发生变化的情况下这两种测度方法之间的联系，并且得出它们的收入效应是不同的结论。因此，我们可以用两种可能的方法来建立交换：WTP方法和WTA方法。关于这两种方法的严谨的证明是由马勒（Mäler，1974）完成的。马勒表明，当Y是货币时，希克斯的分析以及根据对偶理论得出的现代分析框架可以从市场物品的价值评估延伸至非市场物品。
支付意愿（WTP）和受偿意愿（WTA）可以根据人们愿意用来替换被评价物品的其他任何物品来确定。支付意愿（WTP）指的是人们为了得到类似环境舒适性等物品而愿意支付的最大货币量，而当人们把这些货币用在其他方面时，他们不会关心是花钱得到这个改进还是放弃这个改进。受偿意愿（WTA）指的是人们要求自愿放弃原本可以体验到的改进时所获得的最小货币量，当人们得到这笔额外的货币时，他们不会在乎是得到这个改进还是放弃这个改进。这两种价值计量方法都是以偏好的可替代性的假设作为基础，但它们对福利水平采用的参考点不同。支付意愿以没有改进作为参考点，受偿意愿则以存在改进作为福利的参考点。在原则上，支付意愿和受偿意愿不必相等。支付意愿受个人收入的限制，但是当人们因放弃改进而要求补偿时，它的数量却没有上限。在此基础上，形成了消费者剩余的概念，即消费者愿意支付的价格和实际支付价格的差额。生态系统服务价值评估就是采用支付意愿或受偿意愿评价这些不在市场上交易的物品和服务的价值。
（二）生态系统服务及其价值构成
1.生态系统服务概念的产生
生态系统对人类社会发展具有很好的支持作用，并在很早以前就开始被人们所认识。早在19世纪60年代，美国学者George Perkins Marsh（1864）便在Man and Nature一书中指出：由人类活动所致，地中海附近山区中的森林消失了很多，水土流失也变得严重，过度地开采水资源也使得草场开始退化，附近的河流也因此断流。他意识到生态系统还可以提供动植物残骸的分解这一服务功能，并指出，水和土壤甚至空气都是自然生物赐予的。Leopold（1949）提出的土地伦理指出，人类只是自然界普通一员而非原有认知中的统治者，而人类自身活动也不能够替代自然生态系统的服务与功能。Osborn（1948）则进一步认识到，水资源、耕地、动植物是人类赖以生存和社会发展的基础条件，综观绝大多数适宜农业生产和人类居住的区域几乎都具备上述几点要素。1935年，英国植物生态学家Arthur Tansley指出，生态系统不仅是由多种生物组成的一个复合系统，而且生物所赖以生存的基础自然环境因素也应该被纳入生态系统的构成之中，同时他还指出，有关生态系统的类型和空间尺度变化较为复杂。
进入20世纪70年代，生态学和生态经济学领域开始出现一个研究生态系统服务与功能的分支。SCEP（Study of Critical Environmental Problems）在Man’s Impact on the Global Environment中，首次使用了“Service”一词。该书中列出了人类从生态系统中获得的“服务与功能”，例如，物质的循环、土壤的形成、害虫防治、鱼类资源、地表植被减少水土流失、洪水防控、昆虫为植物传粉、气候调节及大气形成等（SCEP，1970）。Westman（1977）提出了“自然的服务”的概念和价值评估问题。
1997年，美国生态学会成立了生态系统服务与功能研究小组，Gretchen Daily教授为负责人，并发表了论文集《自然的服务——社会对自然生态系统的依赖》。Daily（1997）认为，生态系统服务（Ecosystem Services）指的是自然生态系统和组成的物种用以维持与满足人类生命环境的条件和过程，以及维持生物多样性及生态系统产品的生产。自然生态系统是人类存在的物质基础，它向人类提供了一切所需的资源和环境。其中，不仅包括实物型生态产品，如各种食物，以及工农业产品，如木材、药材等，还包括非实物型生态产品，这些非实物型的生态产品和服务能给人类带来巨大的福利，具有重要的经济价值。
2.生态系统服务的类型
根据Costanza等（1997）在《自然》杂志上发表的《全球生态系统服务价值和自然资本》一文，把全球生物圈划分为16个生态系统类型。[1]进一步，他们又把生态系统服务分成17个类型，包括气体调节、气候调节、扰动调节、水调节、水源供给、控制侵蚀和保持沉积物、土壤形成、养分循环、废物处理、传粉、生物控制、避难所、食物生产、原材料、基因资源、休闲、文化。然后，应用价值评估方法计算了每一类生态系统的价值，得出全球生态系统服务的总价值在16万亿～54万亿美元（约33万亿美元），是全球GNP（1997年）的1.8倍。
由联合国等多个全球性部门联合推出的千年生态系统评估（Millennium Ecosystem Assessment，MA）（2005）将全球生态系统划分为海洋、海滨、内陆水域、森林、旱区、岛屿、山地、极地、垦殖、城镇10种生态系统。同时，MA将生态系统划分为供给服务（Provisioning Services）、调节服务（Regulating Services）、文化服务（Cultural Services）和支持服务（Supporting Services）四大类。生态系统的供给服务是其所提供的食物资源、基因资源、植物纤维、燃料、化学品、药材、装饰品和饮用水等各类产品。生态系统的调节服务是其对气候条件、空气质量、水资源分布、水资源质量和废弃物等外部生存环境的各类调节作用，并最终为人类社会带来福利。生态系统的文化服务是其为人类社会提供的非物质收益，能够使人类获得精神上的满足与认知方面的发展，为人类提供休闲娱乐、美学享受等，具体如多元性的文化价值、精神与宗教价值、知识系统、教育价值、灵感、美学价值、社会关系、地方感、文化遗产价值、消遣和生态旅游等。生态系统的支持服务是其提供的其他服务所必需的基础服务，它与其他生态系统服务的差别是，其他服务对人类社会通常具有短期的直接影响，而这一服务的影响往往表现出长期性与间接性（张永民，2012）。支持服务的例子包括初级生产力、土壤形成与保持、大气中氧气的产生、养分循环、水分循环和提供栖息地等。
在Degroot等（2002）的研究中，将生态系统服务细分为23种服务，而这23种服务最终又被归总为4个大类，包括生产服务、调节服务、栖息地服务和信息服务。其中，食物、基因、装饰、原料和医药产品提供5类服务被归纳为生产服务；调节大气、水资源、气候与土壤等11类服务被归纳为调节服务；保育和庇护2类服务被归纳为栖息地服务；休闲娱乐、美学、文化、精神享受和科教5类服务被归纳为信息服务。
3.生态系统服务的价值构成
Pearce和Moran（1994）提出了生态系统服务的总经济价值（Total Economic Value，TEV）概念，他们认为生态系统服务的总经济价值包括使用价值（Use Value，UV，包括直接使用价值和间接使用价值）、存在价值（Existence Value，EV）和选择价值（Option Value，OV，包括本人将来可能的使用价值、利他价值和馈赠价值）。McNeely等（1990）将生态系统服务的价值分为直接使用价值（Direct Use Value，DUV）和间接使用价值（Indirect Use Value，IUV）。Turner（1991）在分析湿地生态系统时，将湿地生态系统服务的总经济价值也分为了使用价值和非使用价值（Nonuse Value，NUV），并阐述了各类价值的评估方法。Pearce和Turner（1990）、McNeely等（1990）以及Turner（1991）关于自然资源的价值分类研究构成了生态系统服务价值分类研究的基础。
通常将生态系统服务的总经济价值（TEV）分成使用价值（UV）和非使用价值（NUV）两类（见表2-2）。使用价值是与生态系统的实际使用相联系的经济价值，比如通过参观河流等舒适性景点或者观察原始野生生物群落等活动所获得的价值。使用价值包括直接使用价值（DUV，即直接实物价值和直接服务价值）、间接使用价值（IUV，即生态功能价值）和选择价值（OV，即潜在的使用价值）。其中，能够被直接利用的生态产品与服务的价值，如食物和原材料、休闲娱乐等被定义为直接使用价值，这些产品与服务往往与个人效用直接相关；人们能够从相关生态产品与服务中间接获得的价值被称为间接使用价值，如生态平衡、气候调节、基因库维持等；而某些生态产品或服务等虽然目前尚未被直接或间接利用，但在未来的时间里可能会给人类带来的价值被称为选择价值或期权价值，但前提是它能够在将来的某段时间或某个时间点为人类带来使用价值。
非使用价值是独立于人们当前使用的生态系统价值，它包括存在价值（Existence Value，EV）和遗赠价值（Bequest Value，BV）两部分。其中，存在价值（或称为内在价值，Intrinsic Value，IV）是人们会因为保持它的存在而对其具有一定的支付意愿，即便人们现在不使用它，是介于生态价值和经济价值之间的一种过渡性价值。它是非使用价值的主要形式，而生态学家和经济学家的价值观也因此得到统一。遗赠价值是指人们为了保护某种生态环境资源，将其留给后代享用其使用价值和非使用价值而产生的支付意愿。
因此，生态系统服务的总经济价值为：
TEV=UV+NUV=（DUV+IUV+OV）+（EV+BV）
表2-2 生态系统服务价值构成
总经济价值可以被看成个人对于保护或维持当前状态的资源的支付意愿（WTP）。当总经济价值大于使用价值时，两者之差即为非使用价值。首次将“非使用价值”这一概念引入主流经济学著作的是约翰·V.克鲁泰勒（Krutilla，1967），他在《自然保护的再认识》中提出能够使人类精神得到舒适的自然资源被称为舒适性资源，而相应的服务被称为舒适性服务，并且他还指出，即便存在价格歧视的情况下，自然资源的垄断者有可能下调对相应生态系统的支付意愿，不能为获得持续的经济价值而消耗资源。
（三）生态系统服务价值评估模型
在对生态系统服务价值概念进行分析时，消费者所获得的效用是一个重要的指标。通常将消费者剩余（Consumers’ Surplus，CS）定义为，消费者因消费一定量商品而得到的效用与其因此而放弃的货币所代表效用的差额。但这需要假定收入的边际效用为常数，生态系统服务是一种奢侈品，其需求收入弹性大于1，因此这并不是一条成立的假定。同时也表明，从理论层面来看，普通消费者的消费者剩余不能用于精确地衡量其效用的变化。
20世纪40年代，Hicks使用补偿变化（Compensation Variation，CV）和等价变化（Equivalent Variation，EV）来作为福利计量标准从而体现价格变化，并提出了假定收入的边际效用不是常数的补偿性或希克斯需求函数。他定义，当价格变化时，能够使个人保持原来的效用水平的货币收入变化量（最大支付意愿）即为补偿变化；而能够使个人的效用保持在价格变化之后的效用水平的货币收入变化量（最小接受补偿意愿）即为等价变化。
此外，一方面，消费者不能通过生态系统所提供服务的质量的优劣变化而调节消费水平；另一方面，生态系统服务又具有不可分割性和非排他性。所以，CV和EV不能直接应用于计量生态系统服务这类非市场化的价值，但从Hicks的研究出发，后期学者又提出了用于精确计量生态系统产品或服务的非市场价值的两个概念：补偿剩余（Compensating Surplus，CS）和等价剩余（Equivalent Surplus，ES）。
基于上述分析，这里首先探讨一下考察消费者个人偏好和需求的基本效用模型，从而明确生态系统服务变化对消费者个体的影响情况。相应的模型中，生态系统服务q是效用函数u的一个自变量。为了估算人们对q的需求，需要分析各种不同类型效用函数的含义。
某一个体的效用是它从消费私人物品和生态系统服务中获得的总效用，即：
u=u（X，q） （2-12）
其中，X是私人物品数量的向量，X=x1，…，xi，…，xn，生态系统服务的数量用q来表示。这里假定个体能够感受到生态系统服务变化的影响，即q的变化会影响其行为。
假定使个体效用最大化的预算约束方程是：
∑pi·xi=M （2-13）
其中，M是货币收入。个体将q看作给定的，不需要为生态系统服务的改善支付费用。通过求解上述问题我们可以得到如下需求函数：
Xi=Xi（P，M，q） （2-14）
其中，P表示的是私人物品的价格向量，q是私人物品需求函数的一个自变量。
由对偶原理可得，上述效用最大化问题可以转化为：在约束条件下，当效用水平大于等于某一特定效用水平（设为u0）时的支出最小化问题。通过求解可获得其支出函数为：
e（P，q，u0）=M （2-15）
通过支出函数对某一特定商品的价格求偏导，可以得到该商品的希克斯补偿需求函数，即：
∂e/∂pi=hi（P，q，u0） （2-16）
令式（2-16）对q求偏导变形之后，我们可得到对q的边际支付意愿，或希克斯补偿的反需求函数。
设定Wq为对q的边际需求价格，或边际支付意愿，则有：
Wq=-∂e（P，q，u0）/∂q （2-17）
令间接效用函数的全微分等于0，进一步通过求解与q的希克斯收入补偿变化，则可以得到另一种边际支付意愿（NWTP）的表达形式：
式（2-18）至式（2-20）中，设dP=0，若可以通过实际观测值求出式（2-17）右边的导数值，则就可以对q的边际支付意愿进行估算，得到q的边际支付意愿函数。设W为供给q的非边际增加所带来的个人效益，则W可以表示为上述函数的积分：
生态系统服务的全价值就应该等于∑W，即等于所有个体支付意愿的总和。
（四）生态系统服务价值评估方法
1.生态系统服务价值评估方法的三种类型
绝大多数的环境物品、服务以及舒适性产出的价值往往被低估，甚至被忽略，其原因就在于这些产品或服务的价值不能通过市场交易体现出来，因此通过常规的市场机制评价方法很难估计出生态产品或服务的确切经济价值。理论界对生态系统服务功能和价值评估发展了一系列特有的方法。
目前较广泛采用的一种分类方法是将生态系统服务价值评估方法分成三种类型：直接市场评估法（常规市场法，Conventional Market Approach）、替代市场评估法（揭示偏好法，Revealed Preference Method）和假想市场评估法（陈述偏好法，Stated Preference Method）。具体划分依据主要有两个方面：一是看量化方法采用的是直接货币化技术，还是借助于观察人类活动的间接货币化技术；二是看支付的货币是真实发生的，还是在假想情景下模拟发生的（孙发平、曾贤刚，2008）。以上三类评估方法的定义、优点、不足和常用方法举例如表2-3所示。
表2-3 生态系统服务价值评估方法
2.选择实验法的原理与优势
首先，选择实验法的原理。
选择实验法（Choice Experiments，CE）属于一种典型的联合分析技术（Conjoint Analysis）。[2]它的理论基础是兰卡斯特的特征价值理论和随机效用理论。兰卡斯特认为，个人是从商品的特征中获得效用而不是直接从商品本身获得，即任何物品都可以用一组特征要素和其不同状态值来描述。随机效用理论将效用描述成一个系统的、可观测的部分和一个隐含的、随机误差部分，即U=V+ε。
在选择实验中，人们会做出一个选择j，当且仅当：
Vj（Aj，y-pjcj，εj）＞Vi（Ai，y-pici，εi）；∀i≠j （2-22）
其中，V是个人间接效用函数，y是收入，p是某一情景的价格，c是所有相关选择情景，A是物品属性，ε是随机扰动项。
写成概率的形式，就是：
P{选择j}=P{Vj（Aj，y-pjcj，εj）＞Vi（Ai，y-pici，εi）；∀i≠j} （2-23）
如果随机扰动项是以加法形式进入间接效用函数的，则式（2-23）可以写成如下形式：
P{选择j}=P{Vj（Aj，y-pjcj）+εj＞Vi（Ai，y-pici）+εi；∀i≠j} （2-24）
如果随机扰动项独立且服从Gumbel分布，那么式（2-24）可以写成：
其中，μ是规模参数，通常假定为1。
式（2-25）可以用多项式Logit模型估计（McFadden，1974），这里假定选择服从“独立不相关选择”（Independence from Irrelevant Alternatives，IIA）性质，即一个选择集中任何两个选项的选择可能性比率完全不受选择集中其他选项系统效用的影响。
选择实验法通过构建模拟市场来调查人们对于环境质量改善的最大支付意愿（WTP），或者忍受环境质量损失希望获得的最小受偿意愿（WTA）。在选择实验法中，环境物品被定义为一系列属性，其中包含一个价格属性，即改变现状需要支付的费用。人们需要在假定场景下某一个选择集中的不同选项之间选择自己最偏好的选项，而且受访者通常要完成一系列选择。每一个选项是由某一环境物品的不同属性组成的。当人们做出选择的时候，其是在一个选择集中不同选项之间的不同属性状态值中进行权衡，以此获得大量个体对环境物品偏好的信息，运用计量模型就可以分析出不同属性的边际支付意愿和不同属性状态组合而成各种方案的价值估计。选择实验法可以突破一些传统方法的限制并产生符合福利经济学的评估结果，特别是利用该方法不仅可以对支付意愿或受偿意愿进行评估，进而对一项政策的各个要素的相对重要性进行排序，还可以得到由多个政策要素同时改变时导致的价值变化，从而有助于政策制定者对政策进行调整，所以近年来得到了较为广泛的应用（翟国梁等，2007）。
其次，选择实验法的优势。
作为一种假想市场评估法，相对于条件价值评估法（Contingent Valuation Method，CVM），选择实验法在对生态系统服务的价值进行评估时，在理论层面至少具有以下六个方面的优势。
第一，选择实验法努力地减少陈述偏好法固有的潜在偏差，从受访者处获取更多信息以及验证内部一致性（Alpizar et al.，2001）。在CVM中，一次通常只能解决环境物品的某一种状态变化所引起的福利变化，受访者必须陈述其支付意愿（开放式CVM），或是对于一个物品的给定成本选择“同意”或“不同意”（两分式CVM）。然而，环境物品通常都具有多重属性，决策者可能更关心环境物品的某种属性变化和整体质量状况变化的价值估计。选择实验法可以在一份问卷中让受访者在环境物品的多种属性中进行综合考虑和权衡。
第二，选择实验法可以比较方便地估计出环境物品每种属性的边际价值。管理部门的决策通常是要考虑改变其属性状态值时的影响而不是整个获取或失去这个环境物品。在选择实验中，每一种属性及其状态值都被清晰地列在问卷中，受访者必须在三个备选选项中进行取舍。因此，选择实验法能使人们对物品不同属性的权衡有更深的理解（Adamowicz et al.，1998；Jin et al.，2006）。相对而言，CVM方法更擅长估计某一环境物品整体状况变化的价值。
第三，选择实验法通过改进问卷设计使获取的数据更真实。在选择实验法中，通常一份问卷会包括现状和两个改善方案三个选项，在每一个选项中又会有很多不同属性值的组合。因此，在一个选择实验设计中，受访者会不断地有机会表达他们的环境偏好，从而使问卷获得的数据更真实（Haab and McConnell，2002）。在选择实验法中，受访者要进行策略行为会更加困难。
第四，选择实验法对范围更加敏感（Foster and Mourato，2003）。国外有关CVM 实证研究文献指出，通过CVM得到的同一种物品的WTP或WTA 并不唯一，取决于调查方案、问卷内容等因素，即具有“范围不敏感性”。在这方面，选择实验法比CVM具有更强的范围敏感性。
第五，选择实验法更适用于效益转移（Johnston，2007）。在设计选择实验时，先要考虑该环境物品包括哪几个主要的属性，每一个属性包括几个状态值，怎样描述每一个属性及状态值。一般情况，属性中必须包括一个代表环境物品价格的属性。因此，如果可以将环境物品分解成几个可用货币价值来衡量的属性，再在模型中加入一些经济变量，就可以利用选择实验法计算环境物品的效益转移效应，而且选择实验法能够允许环境物品属性和受访者的经济社会特征的不同改变，这样就更加适于对效益转移的估计。
第六，当评估多属性的项目时，因为选择实验法只需要一份问卷就能够得到所有需要的信息，因此在很多场合下，选择实验法比条件价值评估法实施起来花费要少得多，更为实用（Bateman et al.，2008）。