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

Værdisætning af pesticidanvendelsens natur- og miljøeffekter. Bilagsrapport

Del 2. Grundlaget for økonomisk værdisætning samt hidtidige erfaringer

Økonomisk værdisætning

Baggrund

I Bicheludvalgets arbejde blev der peget på, at det er væsentligt at få identificeret de miljø- og naturværdier, der kan værdisættes i Danmark, samt hvilke der ikke kan værdisættes. Målet med at udarbejde værdisætningsstudier er at foretage en monetær prissætning af eksempelvis natur- og miljøeffekterne af et påtænkt tiltag i pesticidpolitikken. Dette gør det bl.a muligt at sammen-ligne gevinsterne ved forskellige initiativer og der er yderligere den mulighed at lade resultaterne indgå sammen med omkostningerne i cost-benefit analyser. Den miljøøkonomiske forskning i Danmark såvel som i udlandet har i høj grad været koncentreret om analyser af reguleringsmuligheder og omkostninger for samfundet og enkeltsektorer som følge af restriktioner, fx på pesticidanvendel-sen, og i langt mindre grad rettet mod opgørelse af benefits.

I Danmark er der hidtil ikke gennemført egentlige værdisætningsstudier i relation til pesticidanvendelsen, og som sådan er området ganske nyt. Ej heller i udlandet er der mange eksempler brede studier, idet eksisterende værdisætningsstudier typisk fokuserer på værdisætning af enkeltelementer, som forskellige typer af skov, landskabselementer eller vandkvalitet (se fx Garrod & Willis, 1999). Eksemplerne på værdisætning af effekterne af mere komplicerede og sammensatte årsags-virknings kæder som pesticidanvendel-sen repræsenterer, er således meget sparsom.

Anvendelse af værdisætningsstudier

Det helt overordnede formål med økonomisk værdisætning er, med henblik på komparative studier, at fastsætte en konsistent størrelsesorden for forskellige naturgoder baseret på en fælles monetær skala. Målet er således at skabe en situation svarende til den værdiansættelse, som sker for markedsomsatte goder, hvor prisen under visse omstændigheder er et mål for en vares nytte.

Fra et teoretisk-økonomisk synspunkt, er hensigten med at værdisætte ikke-markedsomsatte goder, at bibringe et grundlag for at opnå en velfærdsøkono-misk optimal ressourceudnyttelse. Økonomisk optimalitet må dog i praksis betragtes som en abstraktion snarere end et reelt kriterium for prioriteringer mellem målsætninger og politikker. Men værdisætning kan alligevel bidrage væsentligt til grundlaget for miljøpolitiske prioriteringer. Pearce & Seccombe-Hett (2000) nævner i en oversigtsartikel vedrørende anvendelsen af værdisæt-ningsstudier i miljøpolitiske beslutninger i Europa især opgørelse af benefits i cost-benefit analyser og omkostningseffektivitets-analyser, samt bidrag til fastsættelse af grønne afgifter og prispolitikker. Endelig nævnes også den betydning selve deltagelsen har for respondenterne i et værdisætningsprojekt, idet de opnår et øget kendskab til afvejningsproblemerne mellem miljøgoder og omkostninger. Det sidste aspekt, de såkaldte participatoriske forhold, kan således have afledt betydning på meningsdannelse og engagement i befolkningen.

Værdisætning kan også spille en væsentlig rolle som prioriteringsgrundlag i sammenhæng med opgørelse af miljøindikatorer, der inddrager befolkningens præferencer (Møller, 1996; Møller & Christensen, 2001). Endvidere er værdisætningsstudier anvendt som grundlag for udmåling af erstatninger i miljøsager, hvilket er en del af USA‘s miljølovgivning. Dette er nok det mest konkrete anvendelsesområde, som dog ikke har fundet anvendelse i europæiske retssystemer.

En formentlig central anvendelse af værdisætning i dansk målestok er bidraget til cost-benefit analyser, som giver muligheder for at sammenligne effekterne på forskellige goder i form af en entydig monetær opgørelse, dels for at sammenligne samfundest gevinst med gevinsten ved de markedsomsatte goder og ikke mindst for at sammenligne samfundest gevinst af forskellige miljøpolitiske tiltag. Opgørelsen af gevinster og omkostninger indgår ved afvejning af afgrænsede projekter og mere overordnede og sammensatte politiktiltag. Cost-benefit analyse af enkeltstående projekter er kendt fra en lang række studier, og er i Danmark bl.a. beskrevet i Møller et al. (2000) samt i den nyligt gennemførte analyse af Skjern å projektet (Dubgaard et al., 2001). Den projektrelaterede cost-benefit analyse er både relevant i forbindelse med ex post og ex ante analyser – dvs. analyser af hhv. gennemførte og fremtidige projekter. I policy-sammenhæng er der nok særligt ved prioritering mellem forskellige projektforslag, at cost-benefit analysen har et stort potentiale.

En parallel anvendelse af resultaterne fra økonomisk værdisætning er i forbindelse med omkostningseffektivitets-analyser, hvor forskellige strategier til at opnå et givet miljøpolitisk mål vurderes ud fra deres velfærdsøkonomiske omkostninger. I den forbindelse kan værdisætning indgå i fastsættelsen af samfundsøkonomisk effeciente reguleringsstrategier. Såfremt det ønskes at realisere miljøpolitiske målsætninger til de lavest mulige omkostninger og derved opnå en efficient ressourceudnyttelse, er denne type analyse helt central (se fx Hasler et al., 2000; Schou et al., 2001). Denne type analyse er i administrativ sammenhæng anvendt i et tværinstitionelt udredningsprojekt inden for Miljø - og Energiministeriet vedr. opnåelsen af Danmarks forpligtigelser på klimaområdet (Energistyrelsen, 2001).

Som nævnt kan værdisætning også anvendes til effecient udformning af afgifts- og prispolitikken på miljøområdet. Målet med grønne afgifter er, at få afspejlet omkostningerne i form af natur- og miljøpåvirkninger i de enkelte aktørers beslutninger og derved lede til en økonomisk optimal ressourceanvendelse. Dette er udgangspunktet for den såkaldte Pigou-afgift, som tilsiger, at størrelsen af grønne afgifter skal fastsættes svarende til de marginale skadesomkostninger ved en given aktivitet; se bl.a. Schou (1998) for en nærmere diskussion af afgifter i miljøreguleringen. Derfor udgør værdisætning en central forudsætning for anvendelsen af Pigou-afgiften, idet værdisætningen ideelt set muliggør at de marginale skadesomkostninger kan opgøres som grundlag for fastsættelsen af afgiftsniveauet.
Pigou-afgiften refererer dog til en ideel situation, og det er sjælden muligt at fastlægge denne afgift i praksis. Værdisætningsstudier kan alligevel have stor betydning for fastlæggelsen af grønne afgifter, fordi værdisætning muliggør en samlet opgørelse af de natur- og miljømæssige effekter af forskellige aktiviteter, og kan derved give et grundlag for at vægte effekterne mod hinanden i prioriteringerne. Tilsvarende gælder for afgifter på anvendelsen af produktionsfaktorer med en flersidig miljøeffekt, idet værdisætningstudier i tilknytning til de enkelte effekter kan bruges til en indbyrdes afvejning af de enkelte effekter og derved til at konstruere en afgiftsmodel der er inddrager præferencer (se eksempelvis Mourato et al., 2000).

Formål og indhold af gennemgangen

Givet alle de foran omtalte anvendelsesmuligheder er der også en række problemer knyttet til værdisætning af natur- og miljøgoder. Formålet med dette arbejde er, at beskrive og strukturere den eksisterende viden om præmisser for - og metoder til - værdisætning af miljø - og natureffekter. Dette gøres dels bredt og dels mere specifikt i forhold til pesticidanvendelsen i landbruget. Endvidere sammenholdes denne eksisterende viden med de tilgængelige naturvidenskabelige studier, som kan tænkes anvendt som grundlag for fremtidige værdisætningsstudier. Derved fås et grundlag for at kvalificere de effekter, som p.t. er tilstrækkeligt velbeskrevne til at kunne indgå i værdisætningsstudier, samt hvilke værdisætningsmetoder, som er relevante at bringe i anvendelse. Endelig er det også formålet, at beskrive og vurdere problemer og evt. løsninger på disse problemer i rela tion til værdisætning af pesticidanvendelsens effekter.

Rapporten indledes med ikke-teknisk gennemgang af det økonomisk/teoretiske grundlag for værdisætning. Gennem denne præsentation, som opsummerer de relevante og væsentlige økonomiske forudsætninger, søges at indkredse en ramme for diskussionen af natur som et økonomisk gode (eller en vare) som der kan knyttes en værdi til. I denne sammenhæng præsenteres også de væsentligste forhold og problemer som må imødeses ved værdisætningen af reduceret pesticidanvendelse og den deraf følgende effekt på natur og biodiversitet. Dette efterfølges af en præsentation af de forskellige metoder til værdisætning af naturgoder, med vægt på potentialer, legitimitet og kritik af disse metoder, inklusive opsummering af den meget omfattende litteratur på området.
Litteraturgennemgangen starter med studier af generel teoretisk relevans, dvs. hvad der tidligere er værdisat, hvordan og hvilke problemer er er der mht. fx skala og usikkerhed. Præsentationen fortsætter med studier der har en mere snæver metodemæsig og/eller empirisk relevans. Da der er meget få eksempler på studier der omfatter værdisætning af pesticidpolitikkens effekter på natur- og biodiversitet i den internationale litteratur, er der lagt vægt på at beskrive de få relevante bidrag der er på dette område. Endvidere er der udført en analyse af mulighederne for anvendelse af såkaldt benefit transfer. Sidstnævnte omfatter analyse af mulighederne for at generalisere resultaterne fra eksisterende værdisætningsstudier til brug for en bredere politikanalyse, og omvendt også at opstille kriterier for, hvordan værdisætningstudier bedst skal udformes for at danne baggrund for senere benefit transfer til andre områder. Dvs. at disciplinen benefit transfer udnyttes til at stille krav til fremtidige værdisætninger på pesiticidområdet for at opnå en vis generaliserbarhed på resultaterne.

Afslutningsvis konkluderes på mulighederne for gennemførsel af kommende værdisætningsstudier af effekterne af pesticidanvendelsen i Danmark, herunder hvilke præmisser, som skal opfyldes, og hvilke metoder, der kunne bringes i anvendelse.

Den økonomiske ramme for værdisætning

Grundlæggende antagelser ved økonomisk værdisætning

Grundlæggende bygger værdisætning på antagelsen om, at det er muligt og rimeligt at knytte en værdi til miljøgoder på samme måde som for markedsomsatte goder. Under visse omstændighder er prisen på et markedsomsat gode et udtryk for den marginale gevinst der er ved forbrug og forskellige goder bidrag til samfundets velfærd kan sammelignes gennem prisen. Accepteres denne form for monetarisering af miljøet betyder det dels, at forskellige naturgoder kan sammenlignes med hinanden, dels at de kan sammenlignes med værdien af markedsomsatte varer og dermed også at værdien af goderne kan sammenlignes med omkostningerne ved at fremskaffe dem.

Der knytter sig en række grundlæggende antagelser til værdisætning af miljøgoder. Et spørgsmål er, om det overhovedet giver mening at lade beslutninger om miljøpolitiske tiltag være helt eller delvist baseret på en betragtning om naturgoder som en vare. Såfremt dette accepteres knytter et andet væsentligt spørgsmål sig til, hvordan værdisætningsstudier kan gennemføres med henblik på at give en sikker fortolkning. I forhold økonomisk værdisætning knytter disse spørgsmål sig til nogle grundlæggende forudsætninger og antagelser, som skitseres i det følgende.

Naturgoder som en vare

Ideen bag værdisætningsstudier er, at natur tillægges en værdi på samme måde som markedsomsatte goder. Der er blot ikke etableret noget marked for de pågældende goder, enten fordi det ikke er muligt eller fordi regulering eller traditioner forhindrer markedet i at opstå. Men hvis der kunne etableres et velfungerende marked, vil der opstå en pris som var identisk med marginalnytten af de enkelte goder. Rationalet er her, at gode- og nyttebegrebet i økonomien ikke er afgrænset til private markedsomsatte goder men også rummer ikke-markedsomsatte goder, som fx naturgoder. Det centrale forhold er, at ved værdisætning opfattes natur på linie med andre varer: naturgodernes værdi opstår i kraft af, at den giver den enkelte person nytte.

Resultaterne fra værdisætningsstudier kan gives forskellige fortolkninger. Dels kan de fortolkes i relation til markederne for omsatte private goder og ved en lade værdierne indgå i cost benefit analyser for man en rangordning mellem forskelleige projekter. Dels kan resultaterne fortolkes i forhold til ideen om et politisk marked. I denne sammenhæng har værdisætningsstudierne altså det formål at de skal erstatte direkte valg.

Helt generelt handler økonomisk analyse om at få mest muligt ud af knappe ressourcer. Ressourcebegrebet omfatter bredt produktionsfaktorerne arbejdskraft, jord, kapital, mineraler vand, mv., men også naturen som et direkte forbrugsgode i form af rekreative ydelser, økosystemydelser, stilhed og lignende. Natur, eller mere præcist naturressourcer som produktionsfaktorer, spillede en væsentlig rolle i den klassiske økonomi. Det implicitte natursyn i den klassiske økonomi var, at naturen har værdi som produktionsfaktor i kombination med arbejdskraft. Naturressourcen jord blev anset som den begrænsende faktor, og selv om produktionen ville stige med væksten i befolkningsgrundlaget ville stigningen være aftagende, og produktionen per capita ville derfor falde over tid. Det vil sige, at der forventedes aftagende marginalprodukt som indebærer, at successivt øget input af for eksempel arbejdskraft i kombination med en fast faktor (fx jord) medfører at merproduktionen er aftagende. Antagelsen om aftagende marginalprodukt er en central forudsætning i den neo-klassiske økonomi, som udgør teorigrundlaget for økonomisk værdisætning.

Økonomisk analyse bygger således på marginalresonnementer. Den marginale omkostning viser hvad det koster i form af mistede andre forbrugsmuligheder at tilvejebringe yderligere én enhed af en vare. Den marginale nytte af en vare angiver tilsvarende den enkelte forbrugers gevinst ved at anvende yderligere en enhed. Der er således ikke alene fokus på produktion og udbud, idet efterspørgslen efter goder spiller en lige så central rolle, og efterspørgslen efter private goder beskrives gennem et nyttebegreb.

Selv om der ligger en række væsentlige forudsætninger til grund for fortolkningen af priser i relation til marginalomkostninger og marginalnytte er pointen altså, at for frit omsatte varer gælder det under visse vilkår, at markedsprisen angiver den enkelte forbrugers betalingsvillighed i forhold til andre varer. De væsentligste forudsætninger bag denne tese er for det første, at forbrugeren har en komplet rangordning af værdien af forskellige goder. Det vil sige, at den enkelte aktør har vel definerede præferencer i forhold til alle varer, også dem han ikke nødvendigvis forbruger. For det andet antages, at forbrugeren har det som kaldes for transitive præferencer. Dette indebærer, at han udviser konsistens i sit forbrugsvalg: hvis vare A foretrækkes frem for vare B, og vare B foretrækkes frem for vare C, vil vare A foretrækkes frem for vare C. Endelig antages det, at forbrugeren foretrækker mere fremfor mindre, dvs. at 2 enheder af en vare foretrækkes frem for 1 enhed.¹

Når disse vilkår er opfyldt, kan markedsprisen altså opfattes som et mål for den marginale værdi, som det pågældende gode tillægges af den enkelte forbruger. Det er ret trivielt, at forbruget af almindelige varer, som for eksempel biler, kan beskrives ved et nyttebegreb. Varen giver brugeren nytte gennem en ydelse, der er subjektiv. Dvs. at forskellige aktørers præferencer principielt ikke kan betvivles. Værdisætning af naturgoder bygger tilsvarende på, at et gode har en nytte for en eller flere forbrugere, fx fordi det giver en naturoplevelse eller fordi dets blotte eksistens indgår positivt nyttefunktionen. Det er således afgørende, at det er muligt at beskrive naturens ydelser ved en nyttefunktion som principielt ikke adskiller sig fra dem, som anvendes for traditionelle varer.

Betragtningsmåden er grundlæggende antroposentrisk, idet der fokuseres på menneskets velfærd og ikke direkte tages hensyn til dyrs velfærd og arters overlevelse og rettigheder. Disse kan dog indgå i den enkelte persons nyttefunktion, hvorfor natur ikke opfattes som et direkte gode med en selvstændig værdi, men alene som et gode, der har værdi i kraft af menneskets præferencer for den. Præferencerne kan være knyttet til rekreative værdier, eksistensværdier, fremtidige genrationers velfærd, etc., men stadig i forhold til et nyttesynspunkt.

Metoder til økonomisk værdisætning

Som det fremgår af den foregående tekst er en helt grundlæggende forudsætning for økonomisk værdisætning, at de naturgoder, som ønskes værdisat, kan opfattes på linie med konventionelle goder og indgå i substitution med disse samt med hinanden. Der findes nogle nye retninger, for eksempel den gren som kaldes ”økologisk økonomi”, hvor forestillingen om at natur og forbrugsvarer er substitutter ikke accepteres. Men inden for rammerne af konventionel økonomisk teori opfattes det som ukontroversielt, i det mindste på abstrakt plan, at tillægge miljø- og naturgoder en værdi på linie med markedsomsatte varer.

I forlængelse heraf skal det nævnes, at ved værdisætning i forbindelse med diffuse miljø- og naturgevinster (for eksempel med hensyn til artsbevarelse, påvirkning af menneskers syge- og dødelighed) vil økonomiske betragtninger fortsat være relevante selvom de typisk opfattes som sekundære. Pointen er her, at der en begrænset mængde ressourcer til rådighed, hvorfor tildeling af ressourcer til et projekt eller område derfor udelukker at et alternativ tilgodeses. Beslutninger på miljøområdet involverer altså en afvejning mellem forskellige alternativer som netop den økonomisk metode er rettet mod at håndtere.

I det følgende gennemgås metoder som kan anvendes til empirisk at opgøre værdien af ikke-markedsomsatte goder, ligesom deres acceptabilitet og pålidelighed diskuteres. Forud for gennemgangen af værdisætningsmetoder skal det omtales, at værdien af et gode i økonomiske analyser opdeles i eksistens- og brugsværdier. I forhold til forbedringer af miljøkvalitet kan der være tale om en direkte forøgelse af brugsværdien i form af bedre rekreative muligheder. Der kan også være tale om forøgelse af eksistensværdien, altså en værdi der ikke er motiveret i noget forbrug her-og-nu, men som fx kommer til udtryk i form af optionsværdier for fremtidig rekreativ anvendelse eller testamentariske værdier – dvs. hensynet til kommende generationer. Skelnen mellem eksistens- og brugsværdier er væsentlig i forbindelse med valg af værdsætningsmetode, idet de forskellige metoder har deres styrke i forhold til opgørelse af de forskellige typer værdier.

I tabel 2.1 er foretaget en opdeling af metoder til økonomiske værdisætning på direkte og indirekte metoder samt om metoderne er baseret på observeret adfærd eller hypotetiske markeder (efter Mitchell og Carson, 1998).

Tabel 2.1
Karakteristik af metoder til økonomisk værdisætning

Indirekte værdisætningsmetoder

Ved de indirekte metoder baseres værdisætningen af et miljøgode på individernes adfærd på markedet for et relateret markedsomsat gode. De indirekte metoder, som er baseret på observeret adfærd, er et forsøg på at udnytte eksisterende markedsdata. Der kan være tale om historisk adfærd, hvor erfaringerne fra andre markeder bruges til at vurdere gevinsten ved, in casu, forbedret miljø. Der kan også være tale om at simulere et marked for eksempel jagtrettigheder. Ideen bag indirekte metoder er, at aktører med deres adfærd på beslægtede markeder afslører for eksempel den rekreative værdi af naturområder.

Metoderne omfatter bl.a. rejseomkostningsmetoden og hedonisk prisfastsættelse, der er en metode som tager udgangspunkt i observerede prisforskelle. Rejseomkostningsmetoden er i Danmark bl.a. anvendt af Dubgaard (1996) i forbindelse med undersøgelser af værdien af Mols Bjerge, medens husprismetoden er anvendt af Jordal-Jørgensen(1995) i forbindelse med opgørelse af, hvilken negative og positive værdier befolkningen tillægger nærhed til vindmøller. Endvidere er husprismetoden anvendt i Hasler et al. (2000) til værdisætning af retablerede søer i landbrugsområder, skovnærhed og skovrejsning.

Værdisætning baseret på indirekte metoder har den fordel, at de baserer sig på faktuelle (historisk observerede) markedsforhold, hvorfor de ikke, som det er tilfældet med de direkte metoder, sætter den enkelte respondent i en kunstig skabt valgsituation. De indirekte metoder vil være velegnede, hvis der er et stort element af brugsværdi i godet, og der findes relevante data fx i form af tilknyttede markeder. Omvendt er de mindre velegnede, hvor det må forventes, at eksistensværdier eller testamentariske værdier er betydende.

Direkte værdisætningsmetoder

Alternativt til de indirekte metoder kan anvendes direkte værdisætning. Ved denne type analyser udspørges et repræsentativt udvalgt antal respondenter om, hvor meget de ville betale for forskellige typer miljø - og/eller naturforbedringer, hvis et marked faktisk havde eksisteret, eller hvis andre betalingsformer, for eksempel skat, kunne anvendes til at tilvejebringe disse. De direkte værdisætningsmetoder baserer sig således på hypotetiske markeder (hvorfor de også kaldes for "hypotetiske værdisætningsmetoder") og må anses for særligt relevante, hvis eksistensværdien udgør en stor del af den samlede værdi.

Anvendelsen af hypotetiske værdisætningsmetoder indebærer, at undersøgelsen kan rettes direkte mod værdisætning af både eksistens- og brugsværdierne, som er knyttet til natur- og miljøgevinsterne af et givet initiativ. Hypotetisk værdisætning er den værdisætningsmetode, der er mest hyppigt anvendt både indenfor litteraturen og i policysammenhæng (fx i USA). Metoden er anvendt til et bredt spekter af problemstillinger, og har tidligere fundet anvendelse i studier af rekreative goder (Dubgaard, 1992), dyrevelfærd (Bennett og Larson, 1996), truede dyrearter (Jakobsson og Dragun, 1996) og transportsikkerhed (Jones-Lee et al., 1985) for at nævne nogle eksempler.

De direkte metoder kan enten tage udgangspunkt i spørgsmål om betalingsvillighed (Willingness To Pay) eller spørgsmål om den kompensation, der gør en given (negativ) natureffekt acceptabelt (Willingness To Accept). Der er en række metodiske problemer med hensyn til den praktiske anvendelse af de direkte metoder som omtales herunder.

I flere studier har det vist sig (se for eksempel Levy et al. (1995), Diamond og Hausmann (1993), Milgrom (1993)) at WTP og WTA er forskellig. Der findes en række teoretiske forklaringer på forskellen, men den væsentligste forklaring kan findes i den såkaldte indkomsteffekt (se Mitchell og Carson, 1988, pp.30-41). Hvis betalingen eller kompensationen udgør en stor del af respondenternes samlede indkomst kan dette forklare forskellen. Men i de fleste studier er der tale om at WTP og WTA er neglicible i forhold til indkomsten, hvorfor de to mål bør være ens i forhold til metodens fundering i økonomisk teori (se Diamond og Hausmann (1993) og Milgrom, 1993). Krutilla (1967) og Hanemann (1991) argumenterer dog for, at der kan være stor forskel på de to mål såfremt det betragtede gode ikke har tætte substitutter. Hanemann (op cit.) giver en persons liv som eksempel. WTP for at undgå at miste livet vil udgøre den tilbagediskonterede indkomst, medens WTA for at miste livet vil være uendelig.

Et andet væsentligt teoretisk problem er den såkaldte indlejringseffekt. Denne term beskriver det forhold at en række studier viser ens WTP selvom de i forhold til de underliggende antagelser om præferencer og nyttefunktioner skal være forskellige (Diamond og Hausman, 1994). Et eksempel er at WTP for naturbeskyttelse. Diamond et al. (1993) viser at WTP for beskyttelse af to naturområder er forskellig fra summen af WTP for hver enkelt naturområder – dvs. at resultatet bryder med den basale antagelse om additivitet af værdien af forskellige goder. Der er givet en række bud på hvorfor indlejringseffekten opstår (Diamond og Hausman (1993); Milgrom (1993)). Hovedpointen i disse forklaringer implicerer, at respondenter, når de deltager i værdisætningsstudier, ikke afslører betalingsviljen for naturværdier som et privat gode, men er styret af en række motiver som ikke er i overensstemmelse med metodens teoretiske grundlag.

Det er endelig et problem, at miljøgoder på mange måder er meget upræcist afgrænsede goder, fordi anvendelsen af nyttebegrebet forudsætter at der er klare og entydigt definerede præferencer for goder. Det kan naturligvis gøres gældende, at der også er usikkerhed forbundet med at vurdere for kvaliteten af markedsomsatte goder. Imidlertid er problemet givetvis mere omfattende for goder, hvor hypotetisk værdisætning er relevant, fordi der typisk er tale om goder som forbruges sjældent (Diamond og Hausman, 1994). Der er imidlertid en række vel overvejende pragmatiske grunde til at acceptere økonomisk direkte metoder til værdisætning af miljøgoder. I forhold til beslutninger om offentlig intervention er der konkurrence om begrænsede budgetter, ligesom det efterhånden er almindeligt accepteret, at gevinsterne ved miljøprogrammer skal have en synlig effekt og denne effekt skal helst skal opgøres i monetære enheder (et lignende synspunkt findes i Portney, 1994).

NOAA-panelets anbefalinger

Der findes ingen systematisk overordnet tilgang til at vælge metode ved hypotetisk værdisætning (Portney, 1994). Hvilken metode, der bør foretrækkes, afhænger af den konkrete sammenhæng og i forhold til ændret pesticidanvendelse vil der være ændringer i bestanden af dyr og planter (biodiversitet), i landskabets udseende og anvendelsesmuligheder samt i risiko for humane effekter. De sidstnævnte forhold har klare brugsaspekter og det trækker i retning af at anbefale direkte metoder hvor værdisætning af gevinsterne hviler på faktisk adfærd. De førstnævnte forhold peger på, at der kan være væsentlige eksistensværdielementer involveret og det peger på at anvende indirekte metoder og gennemføre hypotetiske værdisætningsstudier.

NOAA-panelet², hvor nobelprismodtagerne Kenneth Arrow and Robert Solow blandt andre deltog, blev nedsat for at vurdere om hypotetiske værdisætningsmetoder kunne anvendes og i hvilket omfang med henblik på at vurdere miljøskader i sammenhæng med USA‘s miljøpolitik. NOAA-panelets endelige konklusioner er publiceret i “The Federal Register” 15 januar 1993 og omtales her med udgangspunkt i centrale litteraturbidrag.

Panelets generelle konklusion er, at denne type metoder kan anvendes. Der er dog en række forudsætninger, som ifølge panelet skal være opfyldt, for at hypotetiske værdisætningsstudier med rimelighed kan siges at opfylde formålet. Ifølge Portney (1994) er hypotetisk værdisætning en surveymetode, som er designet med henblik på at vurdere værdien af goder, der ikke er omsat på et marked. Metoden kan principielt anvendes for alle former for ikke-markedsomsatte goder. Det er en metode som har vundet udbredelse navnlig i USA, men den har hovedsageligt været anvendt i forbindelse med opgørelser af værdien af skader (ex post), og metoden har i mindre grad været en del af planlægningen (ex ante).

Markedet for private goder hviler blandt andet på, at ejeren af et gode kan udelukke andre fra at bruge godet samt at grænserne for ejendomsretten er klare. Offentlige goder er blandt andet karakteriseret ved at potentielle brugere af et gode ikke kan udelukkes, selv om de ikke er villige til at betale for brugen. Hyppigt er den enkeltes rettighed også uklart defineret. I relation til hypotetisk værdisætning søges denne uklarhed håndteret ved at respondenterne anmodes om at angive betaling for et gode (Willingness to Pay) eller de kan anmodes om at angive den betaling der kompensere dem såfremt de ikke kan opnå det pågældende gode (Willingness to Accept). Udgengspunktet er her, at det implicit er antaget i WTP-studier, at respondenterne ikke har rettigheder til godet men de må købe dem. Tilsvarende kan det siges, at WTA-studier hviler på en forudsætning om, at respondenterne har opnået ejerskab, og de skal betales for at opgive dette (Levy et al, 1995).

Som nævnt er der i forbindelse med praktiske anvendelser af hypotetisk værdisætning observeret forskelle i WTA og WRP. Det er af nogle forfattere anført, at dette er et problem mens andre anfører, at forskellen ikke bør give anledning til bekymring (se ovenfor). Selvom det ikke er muligt at vurdere om det er WTA eller WTP, der er det teoretisk korrekte mål, er det væsentligt i relation til konkrete studier at vurdere hvilken metode som forekommer at være den rimeligste. Levy et al. (1995) anfører, at WTP implicit hviler på at respondenter ikke har godet og må købe det. Derfor bør WTP benyttes, hvor respondenterne ikke kan siges at have ejendomsrettigheder i forhold til godet. Omvendt bør WTA benyttes, når respondenterne vurderes at have ret til adgangen til godet. Dette er en konkret (og politisk) vurdering. I relation til indgreb overfor landbrugets anvendelse af pesticider bør der bruges WTP, hvis udgangspunktet er, at den enkelte landmand har råderet over sin jord, mens der bør benyttes WTA, hvis udgangspunktet er at almenvellet har ret til god natur. Bromley (2001) argumenterer for, at det altid er almenvellets ret som er udgangspunkt.

Anvendelsen af den hypotetiske værdisætningsmetode omfatter sædvanligvis overvejelse af følgende forhold som spiller en rolle for fortolkningen af survey’et:

• Ejendomsretlige forhold
  
• Disponibel indkomst for respondenter; budgetbegrænsningen er klar
  
• Beskrivelse af godet; det skal være en fremtidig hændelse
  
• Den forventede effekt på priserne på andre goder
  
• Betalingsmåde
  
• Detaljeret beskrivelse af ændringer
  
• Data om respondenterne
  
• Beskrivelse af substitutter
  

I forhold til andre typer survey – som for eksempel markedsundersøgelser - adskiller de hypotetiske værdisætningsmetoder sig på en række væsentlige områder. Den væsentligste forskel er, at det gode, som den hypotetiske værdisætningsmetode er rettet imod, typisk er et gode som den enkelte respondent har ringe erfaring med. Der kræves derfor af respondenterne, at de skal bruge ressourcer på at forholde sig til (deres egne) præferencer for disse goder i forhold til deres præferencer for andre goder. En anden væsentlig forskel i forhold til markedsomsatte goder er, at hypotetisk værdisætning benytter sig af ikke-eksisterende markeder, og det er en implicit antagelse, at respondenter forstår denne konstruktion.

Selve surveydelen af et hypotetisk værdisætningsstudie kan gennemføres på en række måder, som eksempelvis: udleverede spørgeskemaer, telefon interviews, eller personlige direkte interviews. Der kan gennemføres pilotprojekter med fokusgrupper for at vurdere, hvordan surveymaterialet udføres bedst muligt. NOAA-panelet anbefaler direkte personlige interviews, navnlig når det gælder komplicerede scenarier og goder, som respondenter må forventes at have ringe erfaring med. Det nævnes eksplicit at muligheden for at inddrage billedmateriale skal overvejes, ligesom det anbefales, at spørgematerialet testes i fokusgrupper eller lignende forud for gennemførsel af det egentlige survey.

Surveymetoder, som involverer et bud for betalingsviljen for den enkelte respondent, kan anvende formater med eller uden øvre og nedre grænser til at udtrykke betalingsviljen. Ved “open-ended” formatet angiver respondenter sin hypotetiske betaling for godet uden nogen form for begrænsning af de afgivne værdier. I modsætning hertil skal respondenterne ved de andre typer af formater vælge en betaling blandt forskellige på forhånd opstillede forslag. Denne type format kan give skævhed i svarerne fordi respondenter formentlig vil opfatte de opgivne budmuligheder som de rimelige. Ved formater, som anvender flere bud, kan der gennemføres auktioner efter enten Hollandsk (prisen sænkes) eller Engelsk (prisen øges) mønster.

I forhold til at hypotetiske værdisætningsmetoder skal give et bidrag til det politiske beslutningsgrundlag, er det væsentlig at vurdere, om et survey skal fortolkes stringent i relation til et marked for private goder eller om fortolkningen skal have udgangspunkt i hvad NOAA-panelet kalder et "politisk marked". På markedet for private goder køber den enkelte aktør forskellige mængder til den samme pris, eller har forskellig betalingsvilje for den samme mængde, når det gælder offentlige goder. Nogle få aktører med en meget høj betalingsvilje vil trække gennemsnittet op. Hvis et projekt på denne baggrund gennemføres med skattebetaling (som er lige for alle), vil en række aktører blive tvunget til at subsidiere et mindretals brug godet. Rent praktisk kan dette tale for at undlade at bruge gennemsnit men for eksempel aggregere efter typetal. Der er dog ingen teoretisk afklarende litteraturbidrag på dette område.

I et politisk marked stemmes om et skattefinansieret projekt. Det er klart at man kan forestille sig en situation hvor et “lille” flertal tvinger et “stort” mindretal til at betale for et projekt mindretallet ikke ønsker gennemført til den givne omkostning. Alligevel hælder NOAA-panelet til, at fortolkningen af et hypotetisk værdisætningsstudie holdes i termer af et politisk marked, fordi de goder, som langt overvejende gøres til genstand for denne type analyser, typisk er offentlige goder, der tilvejebringes gennem politiske beslutninger.

Erfaringer med økonomisk værdisætning

Anvendelse i USA

Anvendelse af resultater fra værdisætningsstudier i praktiske sammenhænge hidrører stort set kun fra USA. Den vel nok mest kendte anvendelse af hypotetisk værdisætning er de studier som er gennemført efter Exxon Valdez’s uheld ved Alaska i 1989. Olieforurening påvirkede overflade vand, kystzoner, fugle - og fiskebestand og i et studie gennemført for (Staten) Alaska er der argumenteret for et tab i størrelsesordenen $ 2.8 milliarder baseret på en willingness-to-pay undersøgelse (Carson et al, 1992). Et andet studie, som er baseret på rejseomkostningsmetoden, viser et meget mindre samlet tab på $ 3.8 millioner (Hausman et al. (1993)), og de to studier må siges at være uforenelige.

Med henblik på at forbedre Grand Canyon’s naturkvalitet gennemførtes der i USA, ved Environmental Protection Agency (EPA), i 1991 restriktioner overfor the Navajo Generating Station der reducerede udslip af svovldioxid. Det blev krævet at EPA skulle vurdere værdien af den nedsatte svovldioxid forurening, og der blev gennemført et værdisætningsstudie. EPA-studiet vurderede gevinsten til mellem $130 og $250 millioner pr. år, medens et studie gennemført for the Navajo Generating Station kun fandt en årlig gevinst på $50 millioner per år. Der har siden været rejst kritik af begge studier navnlig med fokus på et for lavt antal respondenter samt uklarhed omkring ejendomsretlige forhold (Levy, 1995).

De ovennævnte studier illustrerer den usikkerhed som især kritikere af metoden anfører som et argument imod at bruge hypotetisk værdisætning. På trods af både den empiriske og teoretiske kritik er metoden, i det mindste for amerikanske forhold, meget væsentlig. Dette forhold skyldes blandt andet den amerikanske lovgivning (Portney, 1994). Den såkaldte Superfund Law fra 1980 gennemførtes med henblik på at kunne udpege forurenede landområder og med henblik på at lade forureneren betale for oprensning af forureningen. Enmdvidere gav loven myndighederne mulighed for at kræve erstatning for følgeskader på eksempelvis fiskebestande, tabte rekreative værdier, etc. I forlængelse af Exxon Valdez ulykken blev ”The Oil Pollution Act of 1990” gennemført og også denne lov gav mulighed for at kræve erstatning for følgeskader. Der er ingen af lovene som peger på, hvordan skaderne opgøres, men i forbindelse med erstatninger for følgeskader på natur blev hypotetisk værdisætning relevant.

Det er i den forbindelse interessant, at der i USA er ført forskellige retssager vedrørende den juridiske legitimitet af metoden. Staten Ohio har sammen med ni andre stater samt miljøorganisationer anlagt sag mod det Amerikanske indenrigsministerium med det resultat at retningslinierne for at opgøre skader blev ændret fra at basere sig på markedspriser til at inddrage andre former for værdier med den begrundelse at markedspriser giver urimeligt lave skøn.

I en anden sag er der nedlagt påstand om, at offentlig regulering baseret på hypotetiske værdisætningsstudier er en utilstrækkelig procedure i forhold til mere grundlæggende retsgarantier for private aktører (§301(c)(2) i CERCLA). I denne sag er det vurderet, at hypotetisk værdisætning er en relevant og rimelig metode. Der er en række andre sager som kan siges at understøtte metodens legitimitet.³

Selvom det formentlig kun med varsomhed er rimeligt at benytte amerikanske retsinstansers afgørelser som et argument for metodens legitimitet vedrørende danske (og europæiske) forhold er det interessant, at metoden ikke er vurderet som stridende imod borgere (og organisationers) fundamentale rettigheder.

Generelle metodiske aspekter

Der knytter sig en række metodiske problemer til fortolkningen af hypotetiske værdisætningsstudier. Pålidelighed (reliability) er et mål for variationen i respondenternes svar, og en lille variation anses som en indikation for øget pålidelighed. Denne type mål sigter på at vurdere, om svarerne er indbyrdes konsistente og kan sammenlignes med et statistisk præcisionsmål. Variationen omkring en middelværdi kan tilskrives at respondenterne har forskellige præferencer og betalingsvilje for godet, men kan også forekomme som følge af fejl i ved surveymetoden og valg af respondentgruppe. Pålideligheden øges typisk gennem et forøget antal respondenter samt anvendelse af forskellige metoder der kan bruges i forhold til ekstreme svarafgivelser (de såkaldte ”outliers”).

Hypotetisk værdisætning giver et estimat for samfundets værdi af et gode og validitet er et mål for estimatets præcision i forhold til den sande værdi. Når der anvendes spørgeskemaer eller interviews er det væsentligt at spørgsmålene er klart formulerede og problemet velafgrænset i forhold til ønsket om at måle værdien af et klart defineret gode som udgør det teoretiske udgangspunkt. Uklarhed med hensyn til hvad godet egentlig består af, kan derfor være en væsentlig kilde til bias. Om manglende validitet er et væsentligt problem eller ej kan vurderes ved at sammenligne resultatet af at bruge spørgeskemaer/interviews med mere robuste metoder. Hvis der er et stort brugselement i et gode, kan der sammenlignes med simulerede markeder. Hvis der er store elementer af eksistensværdi i godet kan der sammenlignes med referendaresultater. Det er også muligt at gennemføre spørgeskemaundersøgelser og sammenligne med resultater fra rejeomkostningsstudier.

Der kan opstå skævhed – og dermed følgende fortolkningproblemer – af en række grunde. Der kan være tale om at respondenter simpelthen har forskellige forestillinger om den vare der beskrives. Det vil sige at det er uklart hvad det er for en pris der overhovedet måles ved hypotetisk værdisætning. Selv i tilfælde hvor respondenterne associerer til det samme gode kan der være problemer fordi de forholder sig forskelligt til beslutninger som de ikke ofte tager. Og der kan være tale om forskellige overvejelser som leder til strategiske svar. Der opstår strategisk skævhed når respondenterne (fejlagtigt) tror, at deres svar har betydning for om godet vil blive leveret eller ej, når de tror, at deres svar vil have betydning for en (senere) betaling, etc. Disse motiver vil lede til at den enkelte respondent i sit svar afviger fra den værdi han sætter på godet. Der kan også opstå skævhed fordi respondenterne finder altruistiske motiver frem til lejligheden.

Fortolkningsproblemer kan mindske ved at gennemføre flere parallelle analyser, sammenligne med andre studier, etc. Protestsvar, for eksempel blanke svar, kan også lede til skæve svar. Denne type svar omfatter: ved ikke, direkte modvilje, overhovedet ingen eller en abnormt høj betalingsvilje, etc. samt svar der er indlysende inkonsistente. Der findes forskellige metoder som kan bruges til at eliminere denne type svar og litteraturen viser, at opgørelser over betalingsvilje er noget påvirket af om denne type svar elimineres eller ej.

En anden type skævhed opstår når svarmaterialet ikke er repræsentativt. Denne skævhed kan opstå hvis en særlig delgruppe blandt respondenterne giver protestsvar og hvis respondentgruppen helt generelt er skæv. Denne type bias kan dog langt overvejende undgås ved en god statistisk repræsentativ tilgang til analysen, men kan dog være problematisk, hvis gevinsten eller ulempen ved et bestemt projekt tilfalder afgrænsede befolkningsgrupper.

Generel litteraturoversigt

Beskrivelse af værdisætnings-litteraturen

Der er en meget omfattende litteratur om værdisætning af ikke-markedsomsatte goder. En søgning i ECON-Litt⁴ på ”contingent valuation” giver 1245 og det er ikke meningsfyldt at søge at give en samlet oversigt på baggrund af en så stor mængde litteratur. Det er derfor valgt, at udvælge dele af litteraturen som er rettet mod værdisætning af naturgoder, for at belyse hvilken type af naturgevinster og -tab der har været genstand for værdisætning. I tabel 2.2 er der en oversigt over nogle udvalgte studier, som skønnes at være særlig relevante i forhold til ændret pesticidanvendelse.

Det er karakteristisk for de udvalgte studier, at der er tale om veldefinerede og synlige goder i overensstemmelse med NOAA-panelets anbefalinger. Oversigten viser endvidere, at hypotetisk værdisætning har været anvendt på meget forskellige forhold som relaterer sig til miljø og natur. Dette rækker fra brugsorienterede aspekter, som rekreative værdier og værdien af natur i forhold til forskning og udvikling inden for farmakologi, til eksistensværdier for eksempelvis biodiversitet. En række af studierne har fokus på de specifikke metodiske problemer som knytter sig til monetarisering af det gode, som er genstand for studiet. Generelt er det dog indtrykket, at valg af indikator og metode til beskrivelse af natur- og miljøeffekterne er noget tilfældig.

I forhold til hvilken typer af gevinster, der kan værdisættes og hvordan, er det ikke umiddelbart muligt at uddrage klare konklusioner på grundlag af den eksisterende litteratur. Det fremgår af tabel 2.2, at værdisætningsstudier i forhold til natur- og miljøkvalitet omfatter flere aspekter, hvilket peger på, at det principielt er muligt at værdisætte snart sagt hvad som helst rækkende fra eksistensværdier til brugsværdier som rekreation og natur som produktionsfaktor (in casu i den farmakologiske industri). Det skal bemærkes, at referencerne i tabellen kun dækker en beskeden del af den samlede litteratur. Opslag i EconLitt på ”contingent valuation” og ”environment” giver 726 henvisninger og hertil kommer upublicerede arbejder som ikke er indekseret.

Der er dog to principielle forbehold som stiller spørgsmål ved, om det er rimeligt i en planlægningssammenhæng at tillægge en enkelt metode megen vægt. Som det er beskrevet ovenfor er der usikkerhed med hensyn til fortolkningen af værdisætningsstudierne selv i de tilfælde, hvor den vare som beskrives må formodes at være ret entydigt og klart defineret. Denne form for usikkerhed kan tilskrives, at metoden, til trods for den omfattende mængde af anvendelser, endnu ikke er tilstrækkelig udviklet til på egne præmisser at give konsistente og pålidelige resultater. For eksempel må forskellen på WTP (eller WTA) og de såkaldte contingent ranking studier vurderes at være ganske markant.

Tabel 2.2
Udvalgte eksempler på værdisætningsstudier

Klik på billedet for at se html-versionen af: ‘‘Tabel 2.2‘‘
1) Forklaring af anvendte forkortelser: CV – Contingent Valuation, WTP – Willingness to Pay, WTA – Willingness to Accept, CR – Contingent Ranking.

Dertil kommer i nogle sammenhænge en yderligere kilde til fortolkningsproblemer, idet det er uklart hvilken type gode, der er værdisat, og det er ikke klart, hvordan gevinsten ved et miljøforbedrende tiltag afgrænses. I sammenhæng med værdisætning af pesticidanvendelsens effekter vurderes det sidstnævnte problem at være af væsentlig betydning og den eksisterende videnskabelige litteratur er derfor gennemgået navnlig med fokus på at afdække tilgange beskrivelse af natureffekter. Nedenfor beskrives kort tre meget forskellige tilgange taget fra studier anført i oversigten.

Tre eksempler på opgørelse af natureffekter

I forlængelse af Rio-mødet i 1992 er biodiversitetsbeskyttelse og naturgenopretning blevet en vigtig del af miljøpolitikken. I England er habitatsbeskyttelse et væsentligt middel til at opfylde de aftalte mål. Macmillan et al. (2001) søger at vurdere gevinsten ved ændret anvendelse af områder, som benyttes til afgræsning og jagt. Planen er at etablere skov på områderne, som hver dækker omkring 80.000 hektar. Metodisk er studiets fremstilling af miljøgevinsterne interessant. Der er ingen systematisk tilgang til at beskrive gevinsterne - eller der er i det mindste ikke redegjort for den. Forfatterne har konsulteret eksperter (foresters and woodland ecologists) og den planlagte skov er beskrevet ved grafik, fotomanipulation og tekst. Der er ikke i studiet redegjort for, om der knytter sig usikkerhed til, hvilken naturkvalitet skovområderne forventes at give.

Montgomery et al. (1999) er også et studie rettet mod biodiversitet i ”Monroe County” i Pennsylvania, US. I denne analyse antages det, at biodiversitet kan måles ved antallet af observerede fugle. I modsætning til Macmillan et al (2001) er der i Montgomery et al. (op cit) tale om en strengt formel aggregeringsprocedure til beskrivelse af biodiversitetseffekterne.

Der er potentielt S typer af fugle. På et tidspunkt observeres fuglene, og hvis en fugl observeres, tildeles den værdien 1, og hvis den ikke observeres tildeles den værdien 0. På den baggrund dannes en vektor (..., z_is ,...), hvor værdien er enten 1 eller 0. Da hver type fugl kan antage to værdier er der i alt K = 2 ^S mulige vektorer. En fugl af type s har en overlevelse (V_s), som beskrives ved:

V_s (X_s,t=0) = Prob(N_s,t=T > N_T)

der angiver sandsynligheden for at fuglens bestand vil være større end N_T på tidspunkt T når den er obeserveret på tidspunkt 0, når der på dette tidspunkt træffes en beslutning X_s,t=0 . Baseret på overlevelsen, kan den forventede biodiversitet opgøres som:

E(D) = ∑_s=1,..K. ∏_s=1,...S [z_is V_s (X_s,t=0) + (1-z_is)(1-V_s(X_s,t=0))]

hvor E er forventningsoperatoren og D er et diversitetsindex.

Rationalet bag denne beskrivelse er at habitatkarakteristika afspejler sig i arters mulighed for at overleve, hvorfor den forventede værdi af et aggregeret index er en relevant måling af biodiversitet.

Et tredje eksempel på opgørelse af biodiversitet findes i Foster og Murrato (1999), der fokuserer på effekterne af ændret pesticidanvendelse. Her opgøres biodiversitet som i Montgomery et al. (1999) ved antallet af truede fuglearter, men her er sammenhængen mellem pesticidanvendelse og truede fuglearter baseret på en simpel statistisk model, som er estimeret ud fra tilgængelige naturvidenskabelige studier. Dette studie omtale nærmere i næste kapitel.

De tre ovennævnte arbejder har karakter af eksempler i forhold til en meget omfattende litteratur. Det er karakteristisk for den publicerede litteratur, at den indeholder mange metodeorienterede bidrag rettet mod usikkerheden ved værdisætning af natur- og miljøgoder. Det er også karakteristisk at disse goder er meget synlige, som det også anbefales i NOAA-panelet, men beskrivelsen af varen virker noget tilfældig, idet der sjældent er en struktureret redegørelse for valg af naturgoder. Betydningen af dette for mulighederne for gennemførsel af værdisætningsstudier af pesticidanvendelsen effekter diskuteres nærmere i det afsluttende kapitel.

Værdisætningsstudier vedrørende pesticider

Oversigt over pesticid-værdisætningsstudier

Den generelle litteraturgennemgang vedrørende økonomisk værdisætning har vist, at der er en betydeligt antal studier inden for dette emneområde, som dels fordeler sig på teoretiske og empiriske analyser af metodemæssig karakter og dels omfatter mere policy orienterede – eller strategiske – analyser omfattende konkrete cases. Inden for den sidstnævnte gruppe, som må anses for at være af primær betydning for dette projekt, er der kun et beskedent antal studier, som direkte beskæftiger sin med effekterne af pesticidanvendelse. Denne konklusion fulgte også af arbejdet for Bichel-udvalget udført af Dubgaard et al. (1998), Dubgaard & Østergaard (1999) og Christensen & Schou (1999).

En væsentlig årsag hertil skal nok findes i det forhold, at pesticidanvendelsen medfører en lang række direkte og afledte effekter omfattende de direkte biologiske effekter på målorganismerne og ikke-målorganismer, afledte effekter fx i form af reduceret fødegrundlag for fugle og pattedyr samt risiko for direkte humane påvirkninger af sprøjtepersonel og afledte humane påvirkninger ved pesticidrester i fødevarer, luft eller drikkevand. Dette betyder, at det er vanskeligt at opstille præcist specificerede scenarier for sammenhængen mellem anvendelse (eller reduceret anvendelse) af pesticider og de samlede resulterende ikke-markedsomsatte effekter, uden at disse enten bliver meget komplekse eller meget forsimplede.

Her skal det dog indskydes, at formålet med værdisætningsstudier ikke nødvendigvis skal omfatte et samlet problemkompleks, hvor to yderpunkter (fx fuld vs. ingen pesticidanvendelse) sammenlignes. Således er det økonomisk-teoretiske udgangspunkt – som det også er beskrevet indledningsvis - en relativ værdisætning enten af marginale ændringer i et givet gode eller af modsat rettede effekter på udbudet af forskellige goder med henblik på at belyse præferencerne for substitution mellem de specificerede goder. Dette betyder, at udarbejdelse af værdisætningsstudier ikke udelukkes af, at der er tale om komplekse årsags-virkningssammenhænge. Men det understreger betydningen af, at udforme studierne, således at de grundlæggende forudsætninger vedrørende valg mellem goder opfyldes samt at dette efterfølgende kan testes empirisk.

Ses der på de værdisætningsstudier vedr. pesticider, som er fundet under litteratursøgningen, kan disse med fordel indeles i to grupper: de, der vedrører en samlet reduktion i pesticidanvendelse (eller eksponering for pesticider) samt de, der vedrører effekter af pesticidanvendelse. I Danmark er der ikke gennemført egentlige værdisætningsstudier i relation til pesticidanvendelsen, og som sådan er området ganske nyt i Danmark. Ej heller i udlandet er der mange eksempler, idet værdisætningsstudier - som førnævnt - typisk fokuserer på værdisætning af enkeltelementer, som forskellige typer af skov, landskabselementer eller vandkvalitet (se fx Garrod & Willis, 1999). Eksemplerne på værdisætning af effekterne af mere komplicerede årsags-virknings kæder, som pesticidanvendelsen repræsenterer, er meget sparsom. Efter søgning i den miljøøkonomiske litteratur er der således ikke fundet eksempler på værdisætning af de samlede effekter af pesticidanvendelse på natur og miljø, medens der er udført et mindre antal contingent valuation studier af betalingsvillighed for restriktioner på pesticidanvendelse i forhold til forbrug af fødevarer, jf. Cropper (1999), Baker (1999), Tsu Tan et al. (1999) og Roosen et al. (1998).

I den anden gruppe vedrørende effekter af pesticidanveldelse er der fundet et nyt studie: Evaluating Health and Environmental Impacts of Pesticide Use: Inplications for the Design of Ecolables and Pesticide Taxes (Mourato, Ozdemiroglu & Foster, 2000), hvor contingent ranking metoden er anvendt. Artiklen baserer sig på et working paper (Foster & Mourato, 1999), hvor studiet er nærmere beskrevet.

I det følgende gives først en kort gennemgang af de generelle studier, hvor betalingsviljen for reduceret pesticidanvendelsen er værdisat, og derefter følger en mere omfattende gennemgang af metode og resultater for studiet af Foster & Mourato (1999).

Studier af reduceret pesticidanvendelse

For at opnå en oversigt over udførte værdisætningsstudier der er rettet mod opgørelse af betalingsvilje for reduceret pesticidanvendelse, eller evt. rangering af effekter af reuceret pesticidanvendelse, er der er søgt i databasen Econ Litt på søgeordene ”pesticide and valuation” (1 fund), ”pesticide and value” (18 fund), "pesticides and valuing" (4 fund), ”pesticide and preference” (4 fund) og ”pesticide and ranking” (1 fund). Søgningen gav således i alt 29 fund, hvoraf de 8, som er fundet relevante i sammenhæg med værdisætning af pesticideffekter i Danmark, er opsummeret i tabel 2.3 samt beskrevet i teksten med en kort karakteristik.

Rosen et al. (1998) har udført et studie af forbrugeres betalingsvilje for restriktioner på anvendelsen af insekticider på æbler. Studiet er kun er relevant, når det gælder beskrivelsen af de effekter reduceret pesticidanvendelse har på produkterne (æbler). Beskrivelsen blev udført ved et eksperiment, hvor 5 poser æbler med forskellige kvalitet blev præsenteret for respondenterne, og de havde selv lejlighed til at vurdere forskellene. Endvidere blev der givet oplysninger om forskelle i pesticidanvendelse. Anvendt på et begrænset antal respondenter i en eksperimentel situation eller i fokusgruppesammenhæng kan metoden være interessant, dvs. at lade respondenterne se og opleve det område/de områder der skal værdisættes og selv sætte ord på hvad de opfatter som kvalitetsforskelle.

Tabel 2.3
Oversigt over værdisætningsstudier af reduceret/ændret pesticidanvendelse

Baker’s studie fra 1999 er metodemæssigt relevant, fordi der anvendes en rangeringsmetode, hvor hypotetiske ændringer i kvaliteten af spiseæbler som følge af ændret pesticidanvendelse værdisættes. Metoden indebærer, at produkter (æblerne) rangeres efter negative og positive attributter, som kan henføres til pesticidanvendelse. Hvert produkt, dvs. hver æblesort/gruppe, karakteriseres ved grupper af attributter, herunder også deres pris. Denne form for rangordning ligner den situation forbrugeren står overfor i almindelige indkøbssituationer. Der blev anvendt billeder for at illustrere de udvalgte attributter, der fx omfattede skade på frugten grundet nedsat sprøjtning. Metodemæssig er dette studie relevant på grund af de erfaringer Baker (op cit) har gjort med rangering og bearbejdning af svar, hvor bl.a. opdeling i forbrugersegmenter var væsentligt. Baker (op cit) beskriver endvidere, at der anvendes fokusgruppeinterviews i tillæg til undersøgelsen, bl.a. for at identificere meningsfulde attributter for forbrugerne, og hvor mange attributter respondenterne kunne forholde sig meningsfuldt til.

Effekter af pesticidanvendelse

Her gives en nærmere gennemgang af studiet af beskrevet i Foster & Mourato (1999). Formålet med dette studie er at anvende contingent ranking metoden til at foretage en økonomisk værdisætning af effekterne på hhv. helbred og biodiversitet ved pesticidanvendelse i hvedeproduktionen i U.K. Resultaterne fra studiet var tiltænkt at skulle understøtte en differentiering af produktprisen enten gennem en mærkningsordning eller ved grønne afgifter. Anvendelsen af contingent ranking metoden er motiveret ved det forhold, at denne metode anses for særligt velegnet til værdisætning ved flerdimentionelle problemstillinger, idet den muliggør en samtidig afvejning af effekten på flere forskellige goder sammenhold med omkostningen herved. Således arbejdes der med tre forskellige goder (eller attributter) i form af en biodiversitetsindikator (antal truede fuglearter), en helbredsindikator (antal humane sygdomstilfælde pr. år) og en omkostningsindikator (prisen på en skive hvedebrød), idet effekten på disse beregnes for forskellige niveauer for pesticiddanvendelse på grundlag af et antal agronomiske og naturvidenskabelige studier. Udgangsscenariet defineres ved en brødpris på 60 pence, 9 truede fuglearter samt 100 sygdomstilfælde, og her fra blev 27 forskellige kombinationer af de tre attributter opstillet.

Ved udarbejdelsen af spørgematerialet var to forhold centrale. For det første skulle de præsenterede alternativer ikke føre til simpelt lineære kombinationer, hvor meromkostningen ved at forbedre en attribut er konstant, idet dette vil skjule relevant information om de marginale præferencer. I denne sammenhæng blev det også tilstræbt at undgå ekstreme valgmuligheder, hvorfor reservationspriserne (den maksimale betalingsvilje) for de enkelte goder blev søgt identificeret gennem to indledende pilotstudier. For det andet var det væsentligt at opnå tilstrækkeligt mange forskellige kombinationer af de enkelte attributter samt niveauerne for disse med henblik på dels at opnå en beskrivelse af respondenternes præferencer, som dækker hele alle relevante niveauer af de enkelte attributter og kombinationer af disse. Derfor blev der opstillet 27 kombinationer af de tre attributter. Omvendt tilsiger erfaringerne med spørgeundersøgelser, at det typisk er kognitivt umuligt at foretage en indbyrdes rangordning af mere end 8 alternativer (scenarier), idet det anbefales ikke at have mere end 4 til 6 scenarier (Smith & Desvuges (1986)). Derfor blev der efterfølgende foretaget en reduktion af de 27 kombinationer til 9, idet en række sammenligninger kunne udelukkes uden tab af information, og på grundlag af disse blev spørgesættet inddelt i 4 spørgesæt, hvor respondenterne blev bedt om at rangordne 4 scenarier incl. basisscenariet.

Selve spørgeundersøgelsen blev foretages som interview udført af et professionelt markedsundersøgelses-firma og omfattede samlet 504 respondenter. Materialet var opbygget med en kort generel introduktion til problemstillingen, hvor en række holdningsmæssige spørgsmål også blev stillet, derefter fulgte contingent ranking øvelsen og sidst blev der spurgt til en række socio-økonoiske forhold.

Helt overordnet viste resultaterne, at der var en betydelig betalingsvilje for miljøvenlige brødprodukter. Endvidere var de relative preferencer mellem humane effekter og antal truede fuglearter således, at forbrugerne var villige til at acceptere 7 til 8 ekstra sygdomstilfælde pr. år, såfremt en fugleart kunne beskyttes. En væsentlig del af resultaterne bestod i, at teste om de afgivne svar var i overensstemmelse med de grundlæggelse forudsætninger for økonomisk forbrugsteori. Her blev de afgivne svar testet i forhold til de tre axiomer: sammenlignelighed (to goder kan altid sammenlignes og rangordnes), transitivitet (hvis gode A rangordnes over gode B og gode C rangordnes under gode B rangordnes gode C under gode A), kontinuitet (to ens goder rangordnes ens). Resultaterne viste, at 93 procent af respondenterne fejlede på en test en gang, men kun 27 procent fejlede den sammen test systematisk og ingen fejlede flere tests systematisk på samme tid. Dette fortolkes af forfatterne således, at der næppe er tale om en systematisk afvigelse mellem de afgivne svar og den økonomiske forbrugsteori, men at der snarere er tale om, at respondenterne til tider finder rangordningen erkendelsesmæssig (kognitivt) vanskelig.

Forfatterne finder således, at contingent ranking metoden er velegnet til værdisætningsstudier af mere komplicerede problemstillinger, som følge af den logiske præsentation af de relevante alternativer, men peger samtidigt på, at der er behov for videre forskning samt udarbejdelse af følsomhedsanalyser med hensyn til præsentationen af omkostningerne ved alternativerne.

Muligheder for økonomisk værdisætning af pesticidanvendelsens natureffekter

Mulighederne for at gennemføre studier, hvor den økonomiske værdi af ændret pesticidanvendelse estimeres, afhænger af en række forhold, idet særligt viden om årsags-virkningssammenhænge og den metodisk-praktiske tilgang bestemmer mulighedsrummet. I dette kapitel søges mulighedsrummet for værdisætning af pesticidanvendelsens eksterne effekter afgrænset. Først gives en generel oversigt over de eksterne effekter, som følger af pesticidanvendelse, hvilken type værdier disse påvirker samt hvilke metoder, som kunne anvendes til værdisætning heraf. Dernæst foretages en afgrænsning til pesticidanvendelsens natureffekter, idet mulighederne for at gennemføre værdisætningsstudier af disse diskuteres på grundlag af det eksisterende databehov samt den analytiske tilgang.

Der skal i denne forbindelse præciseres, at den mere generelle term "natur- og miljøeffekter" ikke anvendes, idet værdisætningsstudier må tage deres udgangspunkt i tilstandsbeskrivelser, som igen karakteriseres ved indikatorer. Værdien af en ændring i miljøpåvirkningerne vil i denne terminologi være givet af effekterne på de anvendte indikatorer. Dette betyder, at en given ændring i en indikator principielt bør tillægges samme værdi uanset, hvordan ændringen er opstået. I forhold til metodens teoretiske grundlag antages implicit at natureffekten som vare betragtet er uafhængig af, hvordan varen er produceret. Der er dog en række studier som klart indikerer, at dette ikke nødvendigvis ikke er tilfældet, dvs., at en væsentlig del af varens attribut er produktionsmåden. Derfor diskuteres dette aspekt selvstændigt i forbindelse med de konkrete muligheder for gennemførsel af værdisætningsstudier.

Effekter og værdisætningsmetoder

Som beskrevet i en lang række publikationer, er effekterne af pesticidanvendelse mangesidet. I denne fremstilling fokuseres alene på de eksterne effekter – dvs. de effekter, som ikke direkte afspejles i produktions- og prisforhold. Dette skyldes, at pesticidanvendelsens produktionseffekter har været genstand for omfattende analyser i Bichel-udvalgets arbejde, medens der i regi heraf ikke var mulighed for at gennemføre en analyse af de eksterne effekter.

Ses der helt generelt på de eksterne effekter af pesticidanvendelsen kan disse inddeles i to grupper: natureffekter og humane effekter. Disse to grupper kan igen inddeles i en lang række konkrete deleffekter, som kan indgå i økonomiske værdisætningsstudier i det omfang der foreligger et naturvidenskabeligt grundlag for at belyse konsekvenserne herpå af ændret pesticidanvendelse.

Ses der på disse effekter fra en økonomisk synsvinkel, er det væsentligt at vurdere, hvorvidt effekterne kan karakteriseres som use eller non-use goder (herefter oversat til brugs eller ikke-brugs goder). Denne opdeling er også behandlet i kapitel 2 og vedrører om godets værdi opstår som følge af en reel anvendelse af godet, fx at man ser flere blomster i markerne, eller om værdien knytter sig til bevistheden om at godet eksisterer uden at det reelt forbruges, fx at man ved, at der er flere blomster i markerne uden reelt at observere dette. I mange tilfælde er der tale om sammensatte goder forbundet men både brugs- og ikke-brugsværdier, som det er tilfældet med det nævnte eksempel.

I tabel 5.1 er natur- og sundhedseffekterne opdelt på brugs og ikke-brugsværdier, ligesom mulige metoder til værdisætning af disse er angivet.

Tabel 5.1. Goder, værdier og værdisætningsmetoder

Sundhedseffekter

Ses der først på sundhedseffekterne er disse opdelt i effekter følgende pesticideksponering via fødevarer, via drikkevand og via anvendelse af pesticider.⁵ For alle typer af eksponering er effekterne karakteriseret ved alene at omfatte brugsværdier og tilgangen "statistiske liv" er angivet, idet denne giver en direkte anvendelsemulighed såfremt sammenhængen mellem eksponering og fx middellevetid kan estimeres. Tilgangen kan dog være problematisk, idet værdisætningen af "et statistisk liv" på trods af at det er gjort i en lang række studier ofte opfattes som problematisk. I stedet kan sammenhængem mellem eksponering og sundhed indgå i værdisætningsstudier, der baserer sig på hypotetiske markeder, som fx contingent valuation eller contingent ranking, hvor respondenterne direkte spørges om deres betalingsvillighed for at risikoen for sundheden reduceres.

Betalingsvilligheden for at undgå eksponering med pesticider via fødevarer kan også søges fastlagt gennem hedonisk prissætning. Her anvendes forbrugernes præferencer for at købe fødevarer der hhv. er produceret med og uden brug af pesticider til estimering af betalingsvilligheden for at undgå eksponering med pestcider. Selv om denne metode er hyppigt anvendt og forholdsvis bredt accepteret, er der dog her væsentligt at den konponent af præferencerne der knytter sig til pesticider kan isoleres. Dette kan være et problem, idet fx økologiske varer typisk er forbundet med andre benefits end de, der er forbundet med fravalget afpesticider. Tilgangen er endvidere næppe mulig når det gælder drikkevand, med mindre det opfattes som et reelt alternativ at substituere det samlede drikkevandsforbrug med indkøbt vand på flaske.

Sidst skal omtales eksponering via anvendelse af pesticider (sprøjtepersonel), hvor der alene er anført metoden statistiske liv. Dette skyldes, at målgruppen for de deraf følgende sundsrisici er meget afgrænset, hvorfor de generelle repræsentativt baserede metoder ikke er egnede.

Natureffekter

Natureffekterne adskiller sig grundlæggende fra sundhedseffekterne ved at disse også omfatter ikke-brugsværdier. Det betyder, at kun værdisætningsstudier, der baserer sig på hypotetiske markeder (fx contingent valuation eller contingent ranking) bør indgå i værdisætningsstudier, såfremt både brugs og ikke-brugs værdierne skal indgå i estimaterne. Såfremt fokus er på brugsværdier kan disse også tænkes kvantificeret gennem hedoniske studier, såfremt der er muligt at indsamle data for fx jagtlejen på landbrugsejendomme, hvor der hhv. anvendes eller ikke anvendes pesticider, enten på hele bedriften eller på dele af denne (fx hvor der er etableret sprøjtefri randzoner). Denne tilgang retter sig naturligvis kun mod en afgrænset antal af effekterne ved reduceret pesticidanvendelse, men kan i forskningsmæssig sammenhæng indgå som supplement til undersøgelser baseret på hypotetiske markeder og derved styrke konklusionerne.

Værdi og årsagssammenhæng

Der er som nævnt et stort antal værdisætningsstudier som er rettet mod at værdisætte meget komplekse miljøgoder som for eksempel biodiversitet eller naturkvalitet (Nunes & van den Bergh, 2001; MacMillan et al., 2001; Garrod & Willis, 1997). Som nævnt er kun et fåtal rettet mod den gevinst som kommer ved nedsat pesticidanvendelse (Foster & Mourrato, 2000; Brethour & Weersink, 2001). Et aspekt som muligvis vil vise sig at være relevant i forbindelse med nedsat pesticidanvendelse er respondenterne vil tillægge nedsat pesticidanvendelse en værdi medens de ikke tillægger resultatet, det målbart bedre miljø, nogen særlig værdi. Spørgsmålet om respondenters opfattelse af situationen er drøftet i for eksempel Blomquist & Whitehead (1998) og Kealy et al (1990), men ikke i sammenhæng med ændret pesticidanvendelse.

I forbindelse med værdisætning af biodiversitet har det vist sig metoden til at opnå en bestemt ændring spiller en rolleViscusi (1992), lige som informationsformidling har haft betydning (Cavanagh et al., 2000; Wynne, 1997; Halkier, 2001). I forhold til at værdisætte effekterne af nedsat pesticidanvendelse er det derfor muligt at selv den ændrede anvendelse er en vigtig produktattribut. I forhold til spørgeskemaudersøgelser betyder, at den samme miljøgevinst vil tillægges forskellig værdi afhængig om oplysninger om pesticidbrug indgår i informationsmaterialet eller det ikke gør. Ifald dette er tilfældet, bør værdisætningsstudier designes, således at der tages hensyn hertil, fx ved at teste hvorvidt der reelt kan identificeres en effekt af at medtage "pesticider" i årsagsbeskrivelsen.

Tilgange til værdisætning af pesticidanvendelsens natureffekter

I relation til at værdisætning af gevinsten af tiltag på miljø- og naturområdet er det væsentligt at tiltagene er tilstrækkeligt afgrænsede til, at effekterne på de berørte naturgoder er synlige og relativt entydige. Det problem som kan opstå ved mere diffuse projekter er, at respondenter i et hypotetisk værdisætningsstudie angiver forskellige skøn for benefits fordi de opfatter, at samme projekt resulterer i forskellige effekter – dvs. at de ikke har en entydig kognitiv opfattelse af årsags-virkningskæden.

Resultaterne fra gennemgangen af naturvidenskabelige studier af effekterne af pesticidanvendelse har vist, at disse studier typisk er meget partielle, dvs. med forholdsvis snævert definerede forsøgsopsætninger, som i nogle tilfælde kun omfatter effekterne af enkeltpesticider på en eller få dyre- eller plantearter (Andreasen & Kær-Pedersen, 2001). Endvidere er der ofte stor spredning på de registrerede effekter, ligesom der er tilfælde, hvor ensartede forsøg fører til modsatrettede effekter. Der er kun fundet ganske få studier, som belyser effekter af pesticidanvendelse i større skala, og disse kan ikke generelt siges at opfylde de krav om repræsentativitet, som er nødvendige for at opskalere effekterne i en større regional eller national skala.

Ses der tilsvarende på de beskrivelser og indikatorer for effekter, som bruges i den internationale litteratur vedrørende økonomisk værdisætning, er disse karakteriseret ved en meget generel tilgang, fx ved at effekterne beskrives ved antal truede fuglearter, indikatorer for vandkvalitet (fx dårlig, opfylder offentlige kvalitetsmål, badevands-kvalitet), visuelle præsentationer på landskabsniveau, antal forventede sygdomstilfælde, eller ved kombinationer af disse. Endvidere er der et antal eksempler på værdisætningsstudier, hvor respondenterne er blevet interviewet i forbinde lse med deres konkrete brug af et givet naturområde.

I alle disse eksempler er der således tale om let forståelige effektbeskrivelser, som sjældent direkte kan relateres til resultaterne af naturvidenskabelige studier. Dermed ikke sagt at resultaterne fra de naturvidenskabelige studier ikke anvendes ved udarbejdelse af spørgematerialet, men der foretages en bearbejdning og generalisering, fx gennem simpel estimation af effekten på fødegrundlag for fugle til antal truede fuglearter eller ved omsætning af kvantitative hydrologiske effekter til mere kvalitative standarder (fx om der er tale om en "fiskevenlig" kvalitet).

Stort set alle værdisætningsstudier er således karakteriseret ved, at der er en klar og synlig forskel på de sammenlignede situationer, hvilket også er i overensstemmelse med NOAA-panelets anbefalinger. Derfor er det i forhold til ændret pesticidanvendelse væsentligt at kunne beskrive konsekvenserne forholdsvis præcist, så der kan knyttes en entydig monetær værdi til natureffekterne.

Dette har afledt, at følgende to spørgsmål er identificeret. For det første, hvilken type beskrivelser af natureffekterne opfylder kravene til et kognitiv entydigt spørgemateriale samtidigt med, at der er en rimelig kobling til de bagvedliggende naturvidenskabelige studier. Og er det overhovedet muligt, at udarbejde dette på det foreliggende grundlag? For det andet, er det nødvendigt, at der er en sådan direkte kobling til bagvedliggende naturvidenskabelige studier, eller er det tilstrækkeligt at få udtrykt præferencerne for generelle indikatorer med forbindelse til pesticidanvendelsens effekter?*
I forlængelse heraf er der opstillet to mulige tilgange:

Den ”ideelle” tilgang. Beskrivelsen af natureffekterne i værdisætningsstudier opfylder kravene til et kognitivt entydigt spørgemateriale samtidigt med, at der er en direkte kobling til de bagvedliggende naturvidenskabelige studier. I forbindelse med de hidtidige projektaktiviteter er der arbejdet på, at indkredse hvilke cases (natureffekter og sprøjtestrategier), som dette kan være gældende for. På baggrund heraf er det indtrykket, at kravet til gennemførsel af værdisætningsstudier p.t. kun kan opfyldes for et fåtal af natureffekter og sprøjtestrategier.

Den ”pragmatiske” tilgang. Det accepteres, at der indgår et vist skøn ved i koblingen mellem de natureffekter, der anvendes i spørgematrialet og de bagvedliggende naturvidenskabelige sammenhænge. Der anvendes således generelle indikatorer, som kan opfattes entydigt af respondenterne (fx antal agerhøns, kvalitet af drikkevand, landskabseffekter), men som ikke nødvendigvis refererer direkte til gennemførte naturvidenskabelige studier. Denne tilgang et hyppigt brugt i eksisterende værdisætningsstudier, og giver mulighed for et bredere anvendelsesområde for værdisætning på pesticidområdet end den første løsningsmodel.

Valget af tilgang til gennemførsel af værdisætningsstudier vil være ganske afgørende for potentialet for dette, idet der som førnævnt kun er forholds få naturvidenskabelige studier med et egentligt strategisk sigte, som kan anvendes (stort set) direkte i økonomiske værdisætningsstudier. Endvidere kan det på baggrund af litteraturgennemgangen vedr. værdisætningsstudier konkluderes, at en helt stringent korrospondence mellem naturvidenskabelige studier og det materiale, som indgår i de gennemgåede værdisætningsstudier, meget sjældent forekommer, idet der typisk er sket en videreforarbejdning af de naturvidenskabelige resultater eller at flere forskellige studier er kombineret. Endvidere er der meget få artikler, som beskæftiger sig med denne problemstilling.

Det vil derfor ikke være i modstrid med den eksisterende videnskabelige litteratur på værdisætningsområdet, at benytte den "pragmatiske" tilgang ved fremtidige værdisætningsstudier. En afgørende forudsætning her må dog være, at udarbejdelsen af spørgematerialet – herunder sammenhængen mellem ændret pesticidanvendelse og de resulterende natureffekter – er motiveret ved en faglig diskussion og så vidt muligt baseres på kvantitativt estimerede sammenhænge.

¹ Det er muligt at teste om denne type af antagelser er opflydt af respondenter i værdisætningsstudier.

² National Oceanic and Atmospheric Administration

³ Den såkaldte Clean Water Act giver regeringen mulighed for at kræve skadeserstatning ved forurening af åbent hav og kystnære zoner. Noget lignende er gældende for en række føderale love. ”The Oil Pollution Act” giver ”Department of Commerce” ansvar for at opkræve erstatning ved olieforurening.

⁴ Bibliografi over økonomisk litteratur fra 1969 ff. Svarer til bibliografidelen af Journal of Economical Literature.

⁵ Det kan hævdes, at i forbindelse med sundhedseffekter spiller risikovurderinger en særlig rolle. Hvis et værdisætningsstudie hviler på antagelser om bestemte funktionelle former for nyttefunktionen medfølger typisk en antagelse om hvordan respondenterne oplever usikkerhed. Normalt vil de nyttefunktioner som implicit ligger bag metoden reflektere risikoaversion om end denne ikke kan kvantificeres umiddelbart. Hvis usikkerhedselementet har en stor rolle vil dette kunne estimeres ved korrekt specifikation at nyttefunktionen.

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