| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Økonomisk værdisætning af spildevandsemissioner af nitrogen, fosfor og organisk stof

4 Værdisætningsmetoder

Der kan skelnes mellem to overordnede monetære evalueringsmetoder i relation til goder, som ikke har en markedspris (fx forurening): Adfærdsbaserede metoder⁴ og ikke-adfærdsbaserede metoder (Miljøstyrelsen 1994, Dubgaard et al. 2001).

Ikke-adfærdsbaserede metoder (eksempelvis alternativomkostningsmetoden) kan umiddelbart ikke give resultater, som kan beskrive, om befolkningens betalingsvilje står mål med omkostningerne ved en given politik. Derfor kan disse metoder principielt heller ikke give svar på spørgsmålet om, hvordan samfundets knappe ressourcer skal prioriteres i forhold til henholdsvis miljøhensyn og andre menneskelige hensyn (Dubgaard et al. 2001:31f). Det er de adfærdsbaserede metoder bedre til. Alternativomkostningsmetoden er dog i visse tilfælde en relevant analysemetode – fx hvis der er faste politiske mål på området (se fx Det Økonomiske Råd 2000:105f).

Adfærdsbaserede økonomiske værdisætningsmetoder, som der fokuseres på i nærværende studie, kan principielt deles op i to hovedkategorier: Direkte og indirekte approaches.

I de direkte approaches udspørges respondenterne direkte om deres betalingsvillighed for et miljøgode, mens man i de indirekte approaches afleder betalingsviljen af individernes adfærd på et marked for relaterede private goder (Navrud 1992a:39; se også Hardarson & Hardarson 2001; Miljøstyrelsen 1994).

De i kapitel 4 beskrevne økonomiske værdisætningsanalyser benytter sig af tre forskellige metodiske tilgange (jf. boks 1).⁵

Boks 1.
De mest almindelige adfærdsbaserede metoder til økonomisk at værdisætte forurening af vandmiljøet

Den hedoniske metode og rejseomkostningsmetoden er såkaldte indirekte metoder, mens den betingede værdisætningsmetode er en direkte metode. De indirekte metoder har den fordel, at de ikke bygger på subjektive tilkendegivelser, men i stedet er baseret på borgernes faktiske økonomiske adfærd på et relateret marked.

Rejseomkostningsmetoden lider dog lidt under, at forskellige modeller inden for denne metodologi producerer ret forskellige resultater (Garrod & Willis 1999:80).

Den hedoniske metode er velegnet til ex post vurderinger (ibid: 117), men kan ex ante kun anvendes i forbindelse med benefit transfer.

Den primære ulempe ved rejseomkostningsmetoden og den hedoniske metode er dog, at de kun værdisætter miljøgodets brugsværdi og ikke dets ikke-brugsværdi (se fx Dubgaard et al. 2001:33).

Brugsværdi er fx den pengeværdi, individerne vil give for at kunne sejle og fiske på en ren sø, eller for at kunne se på fugle ved søens bred. Der kan også være tale om mere indirekte former for brugsværdi, som fx værdien af engang i fremtiden at kunne benytte sig af søens muligheder (optionsværdi).

Ikke-brugsværdi er bl.a. den pengeværdi, som individerne er villige til at betale for godets blotte eksistens⁶ (eksistensværdi), eller det kan være den værdi, som individerne tillægger dét at kunne overdrage godet til kommende generationer (testamentarisk værdi) (Navrud 1992a:39f).

De direkte værdisætningsmetoder har den fordel, at de rammer en bredere vifte af værdier, idet de kan inkorporere ikke-brugsværdier. Deres ulempe er, at resultaterne har en mere hypotetisk karakter end de indirekte værdisætningsmetoders (Dubgaard et al. 2001:34).

Som nævnt har især den betingede værdisætningsmetode været meget omdiskuteret (hvilket dog delvis hænger sammen med, at den er meget anvendt). Det fremføres eksempelvis ofte, at respondenternes svar i høj grad afhænger af interviewerens spørgeteknik. Et andet problem er indlejringseffekter ("embedding"). Indlejringseffekter indebærer, at respondenterne har en større betalingsvilje, hvis de spørges om betalingsviljen for ét, og kun det ene gode, end hvis de spørges om betalingsviljen for det samme gode, samtidig med at de spørges om betalingsviljen for en række andre miljøgoder (Rutherford et al. 1998). Et tredje problem er, at respondenterne kan have en strategisk adfærd: Ved at udtrykke en høj betalingsvilje kan de måske medvirke til, at et miljøprojekt gennemføres; vel vidende at de aldrig vil blive afkrævet det beløb, som de har nævnt, idet projektet fx finansieres via skatten⁷. Omvendt kan respondenterne ved at udtrykke en betalingsvilje på nul måske forhindre, at et projekt gennemføres (Dubgaard et al. 2001:39).

I 1992 nedsatte den amerikanske National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) en arbejdsgruppe, ledet af de nobelprisvindende økonomer Kenneth Arrow og Robert Solow, hvis opgave var at vurdere pålideligheden af den betingede værdisætningsanalyse med hensyn til metodens måling af eksistensværdier (Mäntymaa 1997:15).

Arbejdet resulterede i en liste over kriterier for en pålidelig betinget værdisætningsanalyse, som der meget ofte refereres til i den internationale litteratur på området. De vigtigste kriterier på listen er (jf. Dubgaard et al. 2001:41f; se fx også Møller et al. 2001:119ff; Garrod & Willis 1999:134ff; Hardarson & Hardarson 2001:27f):

	Det anvendte betalingsviljeformat er dichotomous choice; dvs. at respondenterne skal svare "ja" eller "nej" til, om de vil betale et givet beløb. Årsagen er, at det er lettere for respondenterne at forholde sig til denne type spørgsmål fremfor åbne betalingsviljespørgsmål.
	Face-to-face interviews er at foretrække fremfor fx spørgeskemaer via posten.
	Responsraten skal være mindst 70 pct.
	Værdisætningsspørgsmålet skal vedrøre betalingsviljen (willingness to pay) – ikke kompensationskrav (willingness to accept) – da det resulterer i det mest konservative skøn.
	Der kontrolleres for indlejringseffekter ("embedding").
	Betalingsviljeresultaterne valideres gennem eksperimentelle tests. Hvis det ikke er muligt, reduceres skønnet med 50 pct.
	Respondenterne skal have fuld information om scenariet, og det kontrolleres, at de har forstået det.

Disse krav er det værd at have in mente, når det skal vurderes, om en betinget værdisætningsanalyses resultater er pålidelige og dermed et potentielt emne til benefit transfer.

I tillæg til dette er der en række generelle kendetegn for benefit-transfer-egnede værdisætningsanalyser (Desvouges et al. 1992 citeret i Dubgaard et al. 2001:44; se også Finansministeriet 2001:81):

	Der er udført regressionsanalyse af betalingsviljen som funktion af socioøkonomiske karakteristika.
	Respondenternes substitutionsmuligheder i de to områder er nogenlunde ens.
	De værdisatte ændringer i undersøgelsesområdet skal være af samme art som de ændringer, der forventes i ens eget projektområde.
	Undersøgelses- og projektområdet har nogenlunde sammenfaldende naturforhold og anvendelsesmønster.

I lyset af de ovennævnte metodologiske problemer er det måske muligt at finde en gylden middelvej, hvor resultaterne i økonomiske værdisætningsanalyser ikke tages alt for bogstaveligt, men hvor det anerkendes - under forudsætning af et gennemarbejdet undersøgelses-design - at analyserne kan være med til at belyse miljøaspekter, som det ellers ikke ville være muligt at få kendskab til. Én af de centrale pointer i Turner et al. 1994 er:

"economic (monetary) valuation of non-market environmental assets may be more or less imperfect given the particular asset together with its environmental and valuation contexts; but, invariably, some valuation explicitly laid out for scrutiny by policy-makers and the public, is better than none, because none can mean some implicit valuation shrouded from public scrutiny."⁸ (Turner et al. 1994:109)

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |