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

Værdisætning af pesticidanvendelsens natur- og miljøeffekter

2 Den økonomiske ramme for værdisætning af miljøgoder

2.1 Grundlæggende antagelser bag 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.¹ Under visse omstændighder er prisen på et markedsomsat gode et udtryk for den marginale samfundsøkonomiske gevinst ved forbrug af et gode. Accepteres tanken om monetarisering af miljøgoder betyder det, at forskellige miljøgoder kan sammenlignes med hinanden, samt at de kan sammenlignes med værdien af markedsomsatte varer, således at værdien af goderne kan sammenlignes med omkostningerne ved at fremskaffe dem.

Et fundamentalt spørgsmål i diskussionen om værdisætning af miljøgoder er, om det overhovedet giver mening at betragte miljøgoder som en vare med en dertil knyttet marginalnytte (pris). Såfremt dette accepteres er et afgørende spørgsmål, hvordan værdisætningsstudier kan gennemføres med henblik på at give en sikker fortolkning. Idet sidstnævnte tages som udgangspunkt for analyserne, gennemgås de væsentligste forudsætninger og antagelser for økonomisk værdisætning i det følgende.

2.2 Miljøgoder 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, ville 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 f.eks. miljøgoder. Det centrale forhold er, at ved værdisætning opfattes natur og miljø på linie med andre varer: miljøgodernes værdi opstår i kraft af, at den giver den enkelte person nytte.

Økonomisk analyse bygger på marginalresonnementer. Den marginale omkostning viser, hvad det koster at tilvejebringe yderligere én enhed af en vare i form af mistede andre forbrugsmuligheder. 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 kan foretage en komplet rangordning af værdien af forskellige goder. Det vil sige, at den enkelte aktør har veldefinerede 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.

Det er generelt accepteret, 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 miljøgoder bygger tilsvarende på, at et gode har en nytte for en eller flere forbrugere, f.eks. fordi det giver en naturoplevelse eller fordi dets blotte eksistens indgår positivt i 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 miljøgoder alene har en værdi i kraft af menneskets præferencer for disse. Præferencerne kan være knyttet til rekreative værdier, eksistensværdier, fremtidige genrationers velfærd, etc., men stadig i forhold til et antropocentisk nyttesynspunkt

2.3 Metoder til økonomisk værdisætning

Som det fremgår af den foregående tekst er en helt grundlæggende forudsætning for økonomisk værdisætning, at de miljøgoder, som ønskes værdsat, kan opfattes på linie med konventionelle goder og indgå i substitution med disse samt med hinanden. Der findes økonomiske retninger, for eksempel den gren som kaldes ”økologisk økonomi” og institutionel økonomi , hvor tanken om at miljøgoder og forbrugsvarer er substitutter kun delvist accepteres. Men inden for rammerne af konventionel neo-klassisk økonomi opfattes det som ukontroversielt, i det mindste på abstrakt plan, at tillægge miljø- og miljøgoder en værdi på linie med markedsomsatte varer. Samtidigt skal det anføres, at prioriteringen i natur- og miljøpolitikken implicit afspejler en afvejning eller værdisætning af forskellige miljøgoder i forhold til hinanden samt i forhold til anvendelsen af statens ressourcer. Spørgsmålet er derfor, om der kan anvises metoder, hvor de relative priser på miljøgoderne opgøres eksplicit eller implicit, således at præferencerne for disse kvantificeres. I tabel 2.l 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 (bearbejdet efter Mitchell og Carson, 1998; Freeman 1993). Forud for omtalen af de enkelte værdisætningsmetoder skal det omtales, at værdien af et gode i økonomiske analyser kan 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 ved et forbrug her –og - nu, men som f.eks. 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.

Tabel 2.1.
Karakteristik af metoder til økonomisk værdisætning

Klik på billedet for at se html-versionen af: ‘‘Tabel 2.1 - Karakteristik af metoder til økonomisk værdisætning‘‘

Hypotetiske markeder
Værdisætning baseret på hypotetiske markeder indebærer, at et repræsentativt antal respondenter enten direkte spørges om, hvor meget de ville betale for forskellige typer miljø- og/eller naturforbedringer (contingent valuation metoden), eller bliver bedt om at rangordne forskellige tiltag, som er beskrevet med hensyn til deres effekter og omkostninger for derved indirekte at afsløre deres præferencer (f.eks. contingent ranking metoden).

Contingent valuation er den hyppigst anvendte hypotetiske markeds-metode både i litteraturen og i policysammenhæng. Metoden er anvendt til et bredt spekter af problemstillinger og har tidligere fundet anvendelse i studier af rekreative goder (Dubgaard, 1992), truede dyrearter (Jakobsson og Dragun, 1996) og transportsikkerhed (Jones-Lee et al., 1985), for at nævne nogle få eksempler.

Blandt de hypotetiske metoder hører også forskellige former for afstemninger eller markedsspil, hvor respondenterne udtrykker deres præferencer i kollektive fora. Disse metoder er meget sjældent anvendt i sammenhæng med komplekse problemstillinger.

Værdisætning på observerede markedsdata
Ved værdisætning baseret på observerede markedsdata foretages værdisætningen af et miljøgode på individernes adfærd på markedet for et relateret markedsomsat gode. Metoderne omfatter bl.a. indirekte prissætning ved rejseomkostningsmetoden og den hedoniske metode (f.eks. husprismetoden). Rejseomkostningsmetoden er i Danmark bl.a. anvendt af Dubgaard (1996) i forbindelse med undersøgelser af værdien af Mols Bjerge, medens husprismetoden bl.a. er anvendt af Jordal-Jørgensen (1995) i forbindelse med opgørelse af, de værdier befolkningen tillægger bolignærhed til vindmøller. Husprismetoden er senest anvendt i Hasler et al. (2002) til værdisætning af skovnærhed for byområder. I sidstnævnte baserer værdisætningen sig på rationalet, at den rekreative værdi af et bynært skovområde afspejles i huspriserne. Herved kan den rekreative værdi af skovområder estimeres ved at sammenligne huspriserne i området med priserne på tilsvarende boliger, der ikke har samme adgang til det naturområdet. Som en metode til opgørelse af miljøomkostningerne baseret på observerede data skal også nævnes statistiske liv. Ret beset er der ikke tale om en egentlig værdisætningsmetode, da den ikke baserer sig på opgørelse af præferencer. Her anvendes sammenhængen mellem forskellige tiltag (f.eks. beskyttelse af drikkevand mod pesticidforurening) og befolkningens morbiditet til at estimere miljøomkostningerne på grundlag af værdien af et statistisk liv.

Værdisætning med på observerede data har den fordel, at de baserer sig på faktuelle (historisk observerede) markedsforhold, hvorfor de ikke 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 for tilknyttede markeder. Dette skyldes, at effekterne på tilknyttede markeder relaterer sig til muligheden for konkret anvendelse af miljøgoderne, f.eks. i form af rekreative værdier. Omvendt er de mindre velegnede, hvor f.eks. eksistensværdier er betydende. Ved opgørelse af eksistensværdier er der således kun muligt at anvende de hypotetiske metoder.

Boks 1.
Faktaboks om værdisætning - hyppigt anvendte begreber

Klik på billedet for at se html-versionen af: ‘‘Boks 1 - Faktaboks om værdisætning - hyppigt anvendte begreber‘‘

Bateman et al (2002) anbefaler, at der anvendes direkte hypotetiske metoder, når et godes samlede værdi skal opgøres. Tilsvarende anbefaler de, at anvende indirekte hypotetiske metoder som rangordning og choice experiments når enkelte attributter i forbindelse med et gode skal værdisættes. Dette betyder, at hvis de samlede effekter af f.eks. pesticidpolitikken skal værdisættes, så anbefales CV-formatet, mens det tilsvarende anbefales at anvende rangordnings- og valgmetoder, hvis værdien af enkelte dele af politikken skal belyses.

NOAA-panelet², hvor Nobelprismodtagerne Kenneth Arrow and Robert Solow blandt andre deltog, blev nedsat for at vurdere om – og i hvilket omfang - direkte værdisætningsmetoder kunne anvendes til at prissætte vurdere miljøskader i sammenhæng med USA‘s miljøpolitik. Panelets generelle konklusion er, at denne type metoder kan anvendes, men de pegede på en række forudsætninger, som skal være opfyldt, for at hypotetiske værdisætningsstudier med rimelighed kan siges at opfylde formålet.

Et aspekt er, at empiriske undersøgelser har vist, at der observeret forskelle i værdiestimaterne afhængigt af om respondenterne spørges om, hvor meget de skal betales før de er villige til at afstå fra at forbruge et gode (Willingness To Accept), eller om de spørges om, hvor meget de er villige for at betale for at få adgang til at forbruge samme gode (Willingness To Pay). Det kan ikke afklares teoretisk eller empirisk, hvorvidt WTA eller WTP er det korrekte mål for betalingsviljen, men det er væsentligt i relation til konkrete studier, at vurdere hvilken metode som forekommer at være rimelig at bringe i anvendelse. Levy et al. (1995) anfører, at WTP implicit hviler på at respondenter ikke ejer godet og derfor må købe det. Derfor bør WTP benyttes, hvor respondenterne ikke har velbegrundede ejendomsrettigheder til godet. Omvendt bør WTA benyttes, når respondenterne vurderes at have ret til adgangen til godet. 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 og de dertil knyttede miljøgoder, mens der bør benyttes WTA, hvis udgangspunktet er, at almenvellet har ejendomsret over miljøgoderne. I dansk lovgivning er dette et noget uklart område, idet landmænd f.eks. er erstatningsberettigede i ekspropriationssager men ikke ved §3-udpegninger, og derfor må valget af mål for betalingsviljen bero på vurdering for hvert enkelt studie.

I forhold til andre typer survey – som for eksempel direkte og indirekte markedsundersøgelser - adskiller de hypotetiske værdisætningsmetoder sig væsentligst ved, at de goder, som undersøgelsen er rettet imod, typisk er et gode som den enkelte respondent har ringe erfaring med at afveje i forhold til andre goder. Der kræves derfor af respondenterne, at de skal bruge ressourcer på at forholde sig til (egne) præferencer for disse goder i forhold til deres præferencer for andre goder. Selve survey delen af et hypotetisk værdisætningsstudie kan gennemføres på en række måder, som eksempelvis: postomdelte spørgeskemaer, telefon interview, eller personlige interview. Der gennemføres typisk afprøvning i fokusgrupper for at vurdere, hvordan surveymaterialet udføres bedst muligt. NOAA-panelet anbefaler generelt at anvende personlige interview, navnlig når det gælder komplicerede scenarier og goder, som respondenter må forventes at have ringe erfaring med. Design af værdisætningsstudier diskuteres nærmere i kapitel 5.

2.4 Litteraturgennemgang

Beskrivelse af værdisætnings-litteraturen
Der er en meget omfattende litteratur om værdisætning af ikke-markedsomsatte goder. En søgning i ECON-Litt³ på ”contingent valuation” giver eksempelvis 1.245 fund og det er derfor ikke meningsfyldt at søge at give en samlet oversigt på baggrund af en så stor mængde litteratur. Det er i stedet valgt, at udvælge dele af litteraturen som er rettet mod værdisætning af biodiversitet. Tabel 2.2 giver 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 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 forskning og udvikling inden for farmakologi, til eksistensværdier for eksempelvis biodiversitet. En række af studierne har fokus på de specifikke metodiske problemer.

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.

Tabel 2.2.
Udvalgte eksempler på værdisætningsstudier

Klik på billedet for at se html-versionen af: ‘‘Tabel 2.2 - Udvalgte eksempler på værdisætningsstudier‘‘

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 er 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 Schou & Christensen (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 f.eks. 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.

Formålet med værdisætningsstudier er dog ikke primært at dække det samlede problemkompleks, hvor to yderpunkter (f.eks. fuld og ingen pesticidanvendelse) sammenlignes. Således er det økonomisk-teoretiske udgangspunkt – som det også er beskrevet tidligere - en værdisætning af marginale ændringer i udbudet af forskellige goder med henblik på at belyse præferencerne for substitution mellem goderne i form af det relative prisforhold. 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 konsistent, således at de grundlæggende forudsætninger vedrørende valg mellem goder opfyldes.

Værdisætningsstudierne vedr. pesticider kan 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 f.eks. Garrod & Willis, 1999). Eksemplerne på værdisætning af effekterne af mere komplicerede årsags-virknings kæder, som pesticidanvendelsen repræsenterer, er meget sparsom. Der er 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 pesticidanvendelse er der et forholdsvis nyt studie (Foster et al., 2000). I det følgende gives først en kort gennemgang af de generelle studier, hvor betalingsviljen for reduceret pesticidanvendelsen er værdisat, og derefter følger en gennemgang af metode og resultater for studiet af Foster et al. (op cit.).

Studier af reduceret pesticidanvendelse
For at opnå en oversigt over udførte værdisætningsstudier der er rettet mod opgørelse af betalingsvilje for reduceret pesticidanvendelse, er der 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 3 omtales her. Der henvises til bilag 5 for en udtømmende gennemgang af relevante studier.

Roosen et al. (1998) har udført et studie af forbrugeres betalingsvilje for restriktioner på anvendelsen af insekticider på æbler. Studiet er kun 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.

Baker (1999) anvender en rangordningsmetode, hvor hypotetiske ændringer i kvaliteten af spiseæbler som følge af ændret pesticidanvendelse værdisættes. Metoden indebærer, at produkter (æblerne) rangordnes efter negative og positive attributter som kan henføres til pesticidanvendelse. Hvert produkt, dvs. hver æblesort/gruppe, karakteriseres ved grupper af attributter, herunder også priser. Denne form for rangordning ligner den situation forbrugeren står overfor i almindelige indkøbssituationer. Der blev anvendt billeder for at illustrere de attributter der for eksempel omfattede skade på frugten pga. nedsat sprøjtning. Resultaterne viser, at fødevaresikkerhed er af stod betydning for de interviewede respondenter, men omvendt er der små markedsmæssige beviser på, at respondenterne er villige til at betale markante merpriser for en bedre fødevaresikkerhed.

Betalingsviljen i Baker (op cit.) studie beskrives som funktion af relevante forklarende variable, og det vil derfor være muligt at overføre en benefit funktion. Endvidere er miljøgodet entydigt defineret i form af kvalitetsparametre for kvaliteten af spiseæbler. Population og respondenter er forholdsvis velbeskrevet. Konteksten virker derfor rimelig i en dansk sammenhæng, hvor det er relevant at spørge respondenter om deres rangordning i forhold til forskellige karakteristika ved æblerne. Men vurderet på resultaterne i forhold til danske studier, af f.eks. befolkningens betalingsvilje for økologiske fødevarer (Millock et al., 2002) synes betalingsviljen for pesticidfri produkter noget lavere blandt de amerikanske end de danske forbrugere. Det tyder på, at der bør udvises varsomhed ved benefit transfer. Endvidere er svarprocenten lav i Baker (op cit.), nemlig 33 procent, hvilket er negativt. Studiet er imidlertid videnskabeligt dokumenteret i et anerkendt tidsskrift, og teori og metodisk tilgang er velbeskrevet, vorfor det metodemæssig er relevant.

I Foster et al. (2000) er contingent ranking metoden anvendt 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. Der arbejdes således 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 et hvedebrød), og effekten på disse beregnes for forskellige niveauer for pesticiddanvendelse på grundlag af et antal agronomiske og naturvidenskabelige studier. Selve spørgeundersøgelsen blev foretaget 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-økonomiske forhold.

Helt overordnet viste resultaterne, at der var en betydelig betalingsvilje for reduceret pesticidanvendelse. 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 ekstra 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. 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 de peger samtidigt på, at der er behov for videre forskning samt udarbejdelse af følsomhedsanalyser med hensyn til præsentationen af omkostningerne ved alternativerne.

Beskrivelse af miljøgoderne i værdisætningsstudier
Generelt er det indtrykket, at valg af indikator og metode til beskrivelse af natur- og miljøeffekterne i værdisætningsstudier er noget tilfældig. Et gennemgående træk i den metodisk orienterede litteratur er, at de understreger væsentligheden af, at de goder, der søges værdisat er entydigt og klart defineret. Dette stiller krav til survey design, særligt med hensyn til, hvorledes effekterne på goderne præsenteres. I sammenhæng med værdisætning af pesticidanvendelsens effekter vurderes dette spørgsmål som særligt centralt som følge af effekternes kompleksitet, og i det følgende gives tre eksempler fra litteraturen på opgørelse af biodiversitetseffekter i økonomiske værdisætningsstudier.

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 områder, 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 redegjort for, om der knytter sig usikkerhed til omfanget eller kvaliteten af de miljøgoder skovområderne forventes at give.

Kealy et al. (1999) omfatter 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 Kealy 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, dvs. den anvendte proxi for miljøgoderne. 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 (2000), der fokuserer på effekterne af ændret pesticidanvendelse. Her opgøres biodiversitet stort set som i Kealy 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.

De tre ovennævnte arbejder er eksempler fra 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 miljøgoderne virker noget tilfældig, idet der sjældent er en struktureret redegørelse for valg af miljøgoder. Desuden er der i meget forskelligt omfang redegjort for modelleringen af effekterne på miljøgoderne, hvilket dog heller ikke altid er nødvendigt.⁴ Betydningen af dette for mulighederne for gennemførsel af værdisætningsstudier af pesticidanvendelsen effekter diskuteres nærmere i delkonklusionerne i kapitel 4.

¹ I det følgende tales om miljø og natur i sammenhæng med effekterne på disse svarende til sprogbrugen i den danske naturvidenskabelige litteratur. Termen miljøgoder anvendes konsekvent i sammenhæng med værdisætning af disse. Dette skyldes, at termen miljøgoder anvendes i stort set alt international litteratur på det samfundsvidenskabelige område, medens ordet naturgoder stort set ikke ses.

² National Oceanic and Atmospheric Administration

³ Bibliografi over økonomisk litteratur fra 1969 ff. Svarer til bibliografidelen af Journal of Economical Literature.

⁴ Eksempelvis ved værdisætningsstudier af velkendte naturområder eller -typer, vil en beskrivelse af årsags-virknings sammenhængen ikke være relevant.

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