Værdi- og prissæ · PDF fileInstitut for miljøvurdering Værdi- og...

V æ r d i - o gp r i s s æ t n i n g s m e t o d e r

N o t a t t i l I n s t i t u t f o r

M i l j ø v u r d e r i n g s m i l j ø -

ø k o n o m i s k e v æ r k t ø j s k a s s e

N O V E M B E R 2 0 0 4

Journal nr.: 2002-2109-001

ISBN.: 87-7992-030-6

Udarbejdet af : Maria Skotte

Udgivet: November 2004

Version: 1.1

Bedes refereret som: Skotte, Maria (2004). Værdi- og prissætningsmetoder. Notat til Institut for Miljøvurderings

miljøøkonomiske værktøjskasse.

©2004, Institut for Miljøvurdering

Henvendelse angående rapporten kan ske til:

Institut for Miljøvurdering

Linnésgade 18

1361 København K

Tlf.: 7226 5800

Fax: 7226 5839

e-mail: [email protected]

www.imv.dk

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004

1

1 Indledning 3

2 Værdi 4

3 Naturens værdikategorier 5

4 Værdisætningsmetoder 6

5 Indirekte præferencebaserede værdisætningsmetoder 7

5.1 Rejseomkostningsmetoden 7

5.2 Den hedoniske prisfunktion 8

5.3 Afværgeomkostningsmetoden 9

5.4 Opsummering 10

6 Direkte præferencebaserede værdisætningsmetoder 11

6.1 Den betingede værdisætningsmetode 116.1.1 Kognitive problemer 126.1.2 Embedding 136.1.3 Warm glow 14

6.2 Choice modelling methods 14

6.3 Opsummering 15

7 Ikke-præferencebaserede prissætningsmetoder 16

8 Værdisætning i dansk miljøpolitik 18

Tak til 20

Referenceliste 21

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004

2

Faktaboks: Værdi- og prissætningsmetoder

Der er to overordnede former for værdisætningsmetoder til at værdisætte ikke-markedsomsatte

goder, herunder de fleste miljøgoder; de præferencebaserede og de ikke-præferencebaserede

metoder (Freeman III 2003; Møller 1996). De præferencebaserede metoder tager udgangspunkt i

økonomiske adfærdsrelationer i form af efterspørgselsfunktioner eller marginale betalingsvilje-

funktioner. Dvs. sammenhængen mellem pris og efterspurgt mængde, som man vil kunne iagttage

hvis godet blev omsat på et marked. Man forsøger dermed at afsløre folks betalingsvilje for goder,

som ikke har en markedspris og dette afspejler individernes afvejning af det pågældende gode

over for forbrug af markedsgoder. De præferencebaserede metoder består af direkte og indirekte

metoder som på engelsk kaldes stated preference og revealed preference methods.

De indirekte metoder eller revealed preference methods estimerer folks betalingsvilje for miljøgo-

der gennem iagttagelse af deres efterspørgsel efter markedsgoder, der er komplementære til

forbruget af det pågældende ikke-markedsomsatte gode. Det vil sige, at efterspørgslen efter mar-

kedsgodet stiger, hvis anvendelsen af miljøgodet øges - fx fordi miljøkvaliteten forbedres, og

omvendt hvis der sker en forringelse. Samvariationen mellem befolkningens udgifter til de kom-

plementære goder og brugen af miljøgodet kan bruges til at estimere en efterspørgselsfunktion

for miljøgodet. De mest anvendte indirekte metoder er rejseomkostningsmetoden (Bockstael

1995; Garrod & Willis 1999) og husprismetoden (Garrod & Willis 1999; Tyrväinen & Miettinen

2000).

De direkte værdisætningsmetoder eller stated preference methods tager ikke udgangspunkt i

komplementaritet mellem markeds- og ikke-markedsomsatte goder, men i stedet bliver folk eks-

plicit spurgt om deres betalingsvilje for det gode, man ønsker at værdisætte. Dette gør man ved at

opstille et hypotetisk marked for det pågældende gode, og spørge repræsentativt udvalgte re-

spondenter om deres betalingsviljer for godet. Denne type værdisætning er blevet mere udbredt

gennem årene ikke mindst på grund af, at metoderne kan benyttes til at værdisætte både brugs-

og ikke-brugsværdier. Der er to hovedgrupper indenfor de direkte værdisætningsmetoder; den

betingede værdisætningsmetode (the Contingent Valuation Method, CVM) (Bateman & Willis

1999; Mitchell & Carson 1989) og choice modelling methods (Bennet & Blamey 2001; Hanley et

al. 2001; Louviere et al. 2000).

De ikke-præferencebaserede metoder bliver nogle steder i litteraturen betegnet som prissætning

og tager typisk udgangspunkt i omkostningerne ved at nå en given miljømålsætning - og ikke i

individers præferencer og økonomiske adfærd. Af prissætningsmetoder kan bl.a. nævnes; alterna-

tivomkostningsmetoden, retableringsmetoden og dosis-responsmetoden, som kan kobles både til

prissætnings- og værdisætningsmetoderne (Garrod & Willis 1999).


3

1 I n d l e d n i n g

Den stigende opmærksomhed på miljøspørgsmål har i løbet af de sidste 3-4 årtier

ført til udvikling af metoder til økonomisk værdisætning af de ikke-markedsomsatte

miljøgoder. Miljøgoder som ren luft, rent grundvand, adgang til skove, mv. er of-

fentlige goder, som ikke har en pris på markedet og kan derfor ikke frembringes

ved hjælp af den traditionelle prismekanisme. Borgerne i samfundet kan derfor

ikke bestemme udbuddet af miljøgoder gennem deres forbrugsvalg. I stedet skal

en politisk beslutningsproces styre mængden og kvaliteten af disse goder.

Værdisætningsmetoder anvendes til at monetarisere miljøgoders værdi, så miljø-

hensyn så vidt muligt kan indgå i samfundsmæssig projektvurdering på linje med

markedsgoder. Formålet med økonomisk værdisætning er derfor at levere informa-

tion til den politiske beslutningsproces om borgenes individuelle præferencer for

miljøgoder, og dermed gøre det muligt at allokere samfundets ressourcer i over-

ensstemmelse med befolkningens præferencer (Bockstael 1995; Dubgaard et al.

2002a). Ved hjælp af samfundsøkonomiske cost benefit analyser, hvor både mar-

keds- og ikke-markedsomsatte goder indgår, kan rentabiliteten af miljøprojekter

sammenlignes på lige fod med alternative investeringsprojekter. Denne sammen-

lignelighed gør det endvidere muligt at prioritere mellem forskellige projekter (for

en gennemgang af samfundsøkonomiske cost benefit analyser, se Petersen & Busk

(2004)). Endvidere anvendes værdisætning til at bestemme erstatningssummer i

forbindelse med miljøskader. Værdisætning blev første gang anvendt til at estime-

re erstatningssummen i forbindelse med olieudslippet fra den forliste olietanker

Exxon Valdez (Arrow et al. 1993). Indtil nu har værdisætning i forbindelse med

erstatningssager primært været anvendt i USA, men denne anvendelsesmulighed

af metoden kan blive relevant på EU plan, på grund af forslaget om et nyt direktiv

”Environmental Liability”1.

1 For yderligere information om direktivforslaget omhandlende ”Environmental Liability” henvises til:http://www.europa.eu.int/comm/environment/liability/index.htm.


4

2 V æ r d i

Den økonomiske teori, der ligger til grund for analyse af samfundets ressourceallo-

kering er den neoklassiske velfærdsøkonomi (se Freeman III (2003) og Johansson

(1987)). I velfærdsøkonomisk2 forstand tager udtrykket ’værdi’ af et gode, ud-

gangspunkt i den enkelte persons vægtning af nytten af godet i forhold til nytten af

andre goder. Denne vægtning er et udtryk for personens præferencer. Da værdi

udspringer fra substitution mellem forskellige goder, er værdi en relativ størrelse.

Det er ikke kun de varer og ydelser, som folk køber på markedet, som kan have en

værdi for den enkelte person, også ikke-markedsomsatte goder såsom ren luft og

gåture i skoven har en værdi.

Værdisætning bruges til at måle værdien af en enhed af et givet gode ud fra den

mængde af andre goder, som individet er parat til opgive for at opnå en ekstra en-

hed af det betragtede gode. For at få udtrykt værdien af et gode i en sammenligne-

lig og intuitiv forståelig størrelse, er det universelle gode, der benyttes som værdi-

måler, som regel penge. Dvs. at værdier opgøres i form af indkomstændringer for-

stået som det beløb, en person er parat til at reducere sit forbrug (af markedsgo-

der) med mod en given forøgelse af det ikke-markedsomsatte (miljø)gode.

2 De centrale antagelser i velfærdsøkonomisk teori er, at den enkelte person bedst selv kan afgøre, hvadder er værdifuldt for den pågældende samt, at fuldkomne markeder kan sikre den bedst mulige alloke-ring af samfundets ressourcer.


5

3 N a t u r e n s v æ r d i k a t e g o r i e r

Naturen leverer en lang række fysiske, biologiske og æstetiske ydelser, der direkte

eller indirekte indgår i produktion og forbrug. Sammen med arbejdskraft og produ-

cerede kapitalgoder indgår miljøydelser dermed i økonomiske processer, der til-

fredsstiller menneskelige behov. Formålet med værdisætning er således at gøre

miljøydelserne sammenlignelige med andre økonomiske goder. Økonomisk vær-

disætning forudsætter dermed et antropocentrisk natursyn hvor menneskelige

præferencer, som kan være mangeartede, bestemmer værdien af miljøgoder. ’Den

totale økonomiske værdi’ er et koncept der kan opgøre værdien af miljøgoder. Den-

ne værdi består af direkte og indirekte brugsværdier, optionsværdi og ikke-

brugsværdier (Pearce & Warford 1993).

Tabel 1: Værdikategorierne i den totale økonomiske værdi af miljøgoder.

Direkte brugsværdier Den nytte som individer oplever ved direkte anvendelse af natu-ren enten i form af personlig anvendelse (eksempelvis rekreati-ve områder) eller som produktionsfaktor (eksempelvis grund-vand).

Indirekte brugsværdier Omfatter en bred vifte af miljøets økologiske ydelser, såsomfiltrering og nedbrydning af forurenende stoffer.

Optionsværdi3 4 Den nytte som individer oplever ved bevidstheden om at havemulighed for at benytte eksisterende miljøgoder på et seneretidspunkt, eksempelvis rekreative områder.

Ikke-brugsværdier5 Mennesker kan tillægge naturgoder værdi uafhængigt af deresanvendelse, hvilket dels kan skyldes tilfredsstillelse ved be-vidstheden om deres blotte eksistens, den såkaldte eksi-stensværdi, og dels et ønske om at tage hensyn til kommendegenerationers velfærd, den testamentariske værdi.

3 Defineret af Weisbrod (1964).4 Der foregår en løbende debat i den økonomiske litteratur om hvorvidt optionsværdi er en selvstændigværdi eller ej. Det tyder på at den relevante værdi er ”option price”, som afspejler betalingsvilligheden isituationer med usikkerhed. Optionsværdien kan beregnes som forskellen mellem optionspris og denforventede værdi af konsumentoverskuddet, men ikke som en selvstændig værdi (Freeman III 2003).5 Introduceret af Krutilla (1967).


6

4 V æ r d i s æ t n i n g s m e t o d e r

Der er to overordnede tilgange til monetarisering af ikke-markedsomsatte goder;

de præferencebaserede og de ikke-præferencebaserede metoder, se figur 1. De

præferencebaserede metoder tager udgangspunkt i økonomiske adfærdsrelationer

i form af efterspørgselsfunktioner eller marginale betalingsviljefunktioner, dvs. den

sammenhæng mellem pris og efterspurgt mængde, som ville kunne iagttages, hvis

godet blev omsat på et marked. Man forsøger dermed at afsløre folks betalingsvilje

for goder, som ikke har en markedspris, og dette afspejler hvordan individerne

afvejer det pågældende gode over for forbrug af markedsgoder. De præferenceba-

serede metoder kan opdeles i direkte og indirekte metoder. De ikke-

præferencebaserede metoder kan betegnes som prissætning6 og tager typisk ud-

gangspunkt i omkostningerne ved at nå en given miljømålsætning - og ikke i indi-

viders økonomiske adfærd eller præferencer.

Figur 1: Værdisætnings- og prissætningsmetoder

Værdisætningsmetoder

Kilde: (Bateman 1994)

6 I værdisætningslitteraturen skelnes der ikke altid mellem værdisætning og prissætning. Fx betegnerMøller et al. (2000) begge monetariseringstilgange som prissætning.

Præferencebaserede metoder,via efterspørgselsfunktioner

Ikke-præferencebaserede metoder,via observerbare markedspriser

Direkte metoder, viahypotetiske markeder

Indirekte metoder,via markedsadfærd

Betingedeværdisætning

Choice model-ling methods

Rejse- Hedo-nisk

Afvær-geomk.

Dosis-re-spons

Alterna-tiv omk.

Offer-omk.

Retable-ring


7

5 I n d i r e k t e p r æ f e r e n c e b a s e r e d ev æ r d i s æ t n i n g s m e t o d e r

De indirekte metoder estimerer folks betalingsvilje for miljøgoder ved at iagttage

deres efterspørgsel efter markedsgoder, der er komplementære til forbruget af det

pågældende ikke-markedsomsatte gode. Det vil sige, at efterspørgslen efter mar-

kedsgodet stiger, hvis anvendelsen af miljøgodet øges - fx fordi miljøkvaliteten

forbedres, og omvendt hvis der sker en forringelse. Samvariationen mellem befolk-

ningens udgifter til de komplementære goder og brugen af miljøgodet kan bruges

til at estimere en efterspørgselsfunktion for miljøgodet. De mest anvendte indirekte

metoder er rejseomkostningsmetoden (Bockstael 1995; Garrod & Willis 1999),

husprismetoden (Garrod & Willis 1999; Tyrväinen & Miettinen 2000) og afværge-

omkostningsmetoden (Garrod & Willis 1999).

5.1 Rejseomkostningsmetoden

Rejseomkostningsmetoden (Travel Cost Method, TCM) blev oprindeligt foreslået af

Hotelling i 1947. Metoden bruges hovedsageligt til at værdisætte rekreative områ-

der ved at tage udgangspunkt i, at besøgende til et rekreativt område betaler en

implicit pris- nemlig omkostningerne ved at rejse til området og alternativomkost-

ningerne på den tid de bruger på at rejse. Det er dermed muligt at estimere en ef-

terspørgselsfunktion for de rekreative muligheder som området tilbyder ved at

sammenholde den relative besøgshyppighed med de besøgenes transportaf-

stand/omkostninger til området.

Ud fra efterspørgselsfunktionen kan den rekreative værdi udledes, som det konsu-

mentoverskud brugerne opnår ved anvendelse af området. Overordnet set har me-

toden frembragt resultater, der er i overensstemmelse med økonomisk teori og der

har været konsistens i værdier opnået for sammenlignelige områder (se Smith

(1993) for gennemgang af studier hvor rejseomkostningsmetoden har været an-

vendt).

Et problem ved metoden er, at den forudsætter, at man prissætter rejsetidsforbru-

get eller folks fritid og dette kan volde betydelige problemer. En anden forudsæt-

ning er, at de besøgende kun har et formål med deres rejse- nemlig at besøge loka-

liteten, hvilket ikke nødvendigvis er en realistisk antagelse, ofte har besøgende

flere udflugtsmål. Derudover kan besøgende have nytte af selve rejsen. Metoden er


8

kun velegnet til at måle en status quo værdi af området og ikke værdien af en æn-

dring i miljøgodet. Desuden kan rejseomkostningsmetoden kan kun anvendes til ex

post vurderinger.

I de seneste år er rejseomkostningsmetoden videreudviklet til også at kunne vær-

disætte forskelle i rekreative områders kvalitet. Metoden kaldes Random Utility

Models (RUM). RUM er økonometriske modeller, som gør det muligt at værdisætte

folks præferencer for forskellige typer af rekreative værdier eller områder. RUM

estimerer sandsynligheden for, at et individ vælger et rekreativt område ud af n

tilgængelige rekreative områder (Freeman III 2003; Garrod & Willis 1999). Fordelen

ved metoden er, at den på én gang kan håndtere mange områder med forskellige

rekreative attributter i en nyttemaksimerings sammenhæng.

5.2 Den hedoniske prisfunktion

Den hedoniske prisfunktion angiver sammenhængen mellem prisen på et marked-

somsat gode og forskellige egenskaber ved godet. Hvis én af disse egenskaber er

miljøkvalitet, er det muligt med kendskab til prisfunktionen at udlede den implicit-

te pris for miljøkvaliteten.

Den mest udbredte variant er husprismetoden, der måler betalingsviljen for mil-

jøgoder ved at sammenholde husprisforskelle med variationen i diverse miljøvaria-

ble, såsom rekreative områder, udsigt, støjbelastning osv. Metoden lider dog af, at

der kan være korrelation mellem de forskellige egenskaber og derudover er meto-

den ligesom rejseomkostningsmetoden primært velegnet til ex post vurderinger.

Det er også vigtigt at pointere at husprismetoden kræver en stor datamængde,

hvilket i nogle tilfælde kan være vanskelig at fremskaffe (Freeman III 2003; Garrod

& Willis 1999). I Danmark findes der dog særdeles detaljerede registerdata for

hushandler og de omsatte ejendommes karakteristika.

Husprismetoden har været anvendt i adskillige danske studier. Den har bl.a. været

brugt til at værdisætte bynær statslig skovrejsning (Anthon & Thorsen 2002). Re-

sultatet af husprisundersøgelsen er, er at den samlede betalingsvilje (opgjort som

den samlede merpris på de relevante huse) for at bo i nærheden af True Skov, be-

liggende nordvest for Århus, er 35 mill. kr. og for at bo i nærheden af Bakkely Skov,

syd for Vemmelev, er den 9 mill. kr. Ved at medregne effekten af, at husejerne også

oplever en stigning i ejendomsskatterne som følge af de stigende huspriser, bliver


9

den samlede betalingsvilje på 43 mill. kr. for True Skov og 11 mill. kr. for Bakkely

Skov.

I en anden husprisundersøgelse er nærheden til skov og sø værdisat (Hasler et al.

2002). I søanalysen undersøges hvilken værdi husejere tillægger udsigt til en sø,

dvs. hvilken betydning udsigten til udvalgte søer har for huspriserne. I skovanaly-

sen er værdien husejerne tillægger beliggenheden i nærheden af skov undersøgt.

Resultaterne af søanalyserne viser, at husejerne er villige til at betale en højere pris

for huse, der har udsigt til søer end huse uden udsigt. I gennemsnit er huse med

udsigt 125.000 kr. dyrere og i gennemsnit er denne værdi 13-24 % af den gennem-

snitlige huspris i byen. Der er dog væsentlige forskelle på udsigtens betydning og

værdi mellem forskellige søer og byer. Resultatet af skovundersøgelsen viser, at

husprisen falder med 0,04 % når afstanden til skoven øges med 1%.

I USA er den hedoniske prisfunktion også blevet anvendt til at estimere værdien af

et statistisk liv ved hjælp af hedonic wage models eller hedoniske lønrisiko studier.

Fremgangsmåden til at estimere værdien af et statistisk liv er, at modellere indivi-

dets vilje til at acceptere et givet lønniveau som funktion af de færdigheder jobbet

kræver, jobbets egenskaber og den risiko for at dø som jobbet indebærer (Garrod &

Willis 1999). I forbindelse med fastsættelse af beregningspriser for eksternalite-

terne af luftemissioner, hvor værdien af statistisk liv indgår, har EU-komissionen

besluttet at gå væk fra de hedoniske estimater og i stedet anvende værdier for

statistisk liv baseret på CVM-studier (Skou Andersen & Strange 2003).

5.3 Afværgeomkostningsmetoden

Afværgeomkostningsmetoden værdisætter miljøkvalitet ud fra de omkostninger

individet selvstændigt afholder for at imødegå ændringen i miljøkvaliteten. Det kan

f.eks. være køb af drikkevand på flasker som funktion af vandværksvandets forure-

ningsgrad, eller andre foranstaltninger til beskyttelse mod forurening. Det vil sige

at hvis man kender det marginale substitutionsforhold, er det muligt at udlede

betalingsviljen for miljøgodet.

Anvendelse af metoden er dog kun relevant i tilfælde hvor der er tale om marginale

ændringer i miljøkvaliteten og når der er fuldkommen substitution mellem mil-

jøkvaliteten og forbruget af det markedsomsatte gode. Ved marginale ændringer i

miljøkvaliteten er den faktiske observerbare ændring i købet af det markedsomsat-

te substitut et godt mål for ændringen i nytten. Dette mål kan anvendes ved vær-


10

disætning af ex post ændringer. Dog er målet vanskeligt at anvende ex ante da det

kræver et skøn over hvor meget købet af det markedsomsatte gode vil ændres når

miljøkvaliteten ændres (Møller 1996).

5.4 Opsummering

De indirekte metoder har den fordel, at de bygger på folks faktiske økonomiske

adfærd og ikke subjektive tilkendegivelser. Begrænsningen er dog, at metoderne

kun kan anvendes til at værdisætte miljøgoders brugsværdi, idet værdisætningen

er baseret på komplementaritet i forbruget af markeds og ikke-markedsomsatte

goder.


11

6 D i r e k t e p r æ f e r e n c e b a s e r e d ev æ r d i s æ t n i n g s m e t o d e r

De direkte værdisætningsmetoder tager ikke udgangspunkt i komplementaritet

mellem markeds- og ikke-markedsomsatte goder. I stedet spørges folk (direkte el.

indirekte) om deres betalingsvilje for det gode man ønsker at værdisætte. Dette

gøres ved, at der opstilles et hypotetisk marked for det pågældende miljøgode og

repræsentativt udvalgte respondenter udspørges om deres betalingsviljer for go-

det. Denne type værdisætning er blevet mere udbredt gennem årene ikke mindst på

grund af, at man kan benytte metoderne til værdisætning af alle værdikategorier.

De direkte værdisætningsmetoder består af to hovedgrupper; den betingede vær-

disætningsmetode (the Contingent Valuation Method (CVM)) og choice modelling

methods. Den betingede værdisætningsmetode har været den mest udbredte af

metoderne, men choice modelling er i stærk fremgang.

6.1 Den betingede værdisætningsmetode

Den betingede værdisætningsmetode tager udgangspunkt i et scenarium for beva-

relse eller frembringelse af et ikke-markedsomsat gode, eksempelvis et miljøgode.

Efter at have beskrevet godets karakter, reglerne for dets frembringelse, tilgænge-

lighed og betalingsform bliver respondenten bedt om at oplyse deres betalingsvilje

for det pågældende gode. Mitchell & Carson (1989) giver en grundig gennemgang

af metoden.

Udviklingen af den betingede værdisætningsmetode satte kraftigt ind i forbindelse

med forliset at olietankeren Exxon Valdez ved kysten af Alaska i 1989. [Der hersker

stadig uenighed om metodens anvendelighed i denne sammenhæng – og myndig-

hederne er tilbageholdende med at anvende CVM i retssager] I den forbindelse blev

der nedsat et panel, National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) til at

vurdere metodens anvendelighed. Udvalget konkluderede med et vist forbehold, at

metoden kan anvendes til at værdisætte miljøkonsekvenser (Arrow et al. 1993). I

den sammenhæng opstillede panelet en række kriterier for om resultaterne fra en

betinget værdisætningsundersøgelse kan betragtes som pålidelige. De vigtigste

forudsætninger er:


12

Det anvendte betalingsviljeformat er dichotomous choice (ja-nej spørgsmål),

hvilket er lettere for respondenten at forholde sig til end åbne betalingsvilje

spørgsmål.

Der foretages direkte interviews (ansigt-til-ansigt).

Responsraten er mindst 70 %.

Værdisætningsspørgsmålet vedrører respondentens betalingsvilje og ikke

deres kompensationskrav (dette giver et mere konservativt skøn).

Det undersøges om betalingsviljen varierer med omfanget af miljøskaderne

(tests for embedding eller indlejringseffekt som beskrives senere).

At betalingsviljeresultaterne valideres gennem eksperimentelle tests.

At der fremlægges fuld information om værdisætningsscenariet, og det kon-

trolleres hvor godt dette er forstået af respondenterne.

Der har til dags kun været udført et sparsomt antal state-of-the-art empiriske be-

tingede værdisætningsundersøgelser i Danmark, hvilket kan være fordi, metoden

er tids- og ressourcekrævende. Det første betingede værdisætningsstudie i Dan-

mark omhandlede de rekreative værdier af Mols Bjerge (Dubgaard 1996). Foruden

at estimere betalingsviljen for de rekreative værdier i Mols Bjerge var studiet også

en platform for de efterfølgende danske værdisætningsundersøgelser. Af andre

nyere værdisætningsundersøgelser er et omhandlende folks betalingsvilje for den

rekreative værdi forbundet med bynær skovrejsning. Studiet tager udgangspunkt i

betalingsviljen hos de besøgende i Vestskoven. Betalingsviljen er i størrelsesord-

nen 400 DKK for et årskort til skoven. Med ca. 68.000 besøgende er den totale

rekreative værdi af skoven ca. 27 million kr. årligt hvilket svarer til 21.000 kr. per

hektar per år (Dubgaard 2003).

Den betingede værdisætningsmetode har været udsat for massiv kritik (Hausman

1993; Kahneman & Knetsch 1992). Men i de senere år er der gennemført flere me-

tatests, der afprøver og imødegår de forskellige kritikpunkter. Det gælder bl.a.

Carson et al. (2001), som gennemgås i det følgende.

6.1.1 Kognitive prob lemer

Et af problemerne ved den betingede værdisætningsmetode er, at den information

som værdisætningsundersøgelsen bibringer kan skabe en helt ny præferencerela-

tion hos de udspurgte frem for at registrere de værdier, som udspringer af eksiste-

rende præferencer. Derfor vil nogle hævde, at det begrænser værdisætning til kun

at omhandle miljøgoder, der i forvejen indgår i folks bevidsthed. Carson et al.


13

(2001) påpeger, at det er et mere restriktivt krav end man almindeligvis stiller til

information baseret på markedsadfærd. Der er dog kognitive begrænsninger i for-

bindelse med den betingede værdisætningsmetode, idet det er vanskeligt at sætte

respondenten ind i helt nye problemstillinger, så man skal være varsom med at

indbygge et større oplysningsprojekt i undersøgelsen.

6.1.2 Embedding

Et andet ofte citeret problem i forbindelse med værdisætning er, at folk kan have

svært ved at overskue den størrelsesorden og sammenhæng som den omhandlede

miljøændring indgår i. Dette problem betegnes embedding eller på dansk indlej-

ringseffekt. Embedding er en samlet betegnelse for forskellige fænomener såsom

part-whole bias og sekvensafhængighed.

Part-whole bias viser sig ved, at betalingsviljen er ufølsom over for målstokken af

det pågældende gode (Hausman 1993). Eksempelvis hvor betalingsviljen for natur-

genopretning af 1.000 ha ikke afviger signifikant fra betalingsviljen for naturgen-

opretning af 100.000 ha. Dette strider mod antagelsen inden for økonomisk teori

om, at folk foretrækker mere frem for mindre og er blevet tolket som, at responden-

ter i værdisætningsundersøgelser ikke udviser rationel økonomisk adfærd. Substi-

tutions- og indkomsteffekten kan til dels forklare problemet, og det viser sig rent

faktisk, at størstedelen af empiriske undersøgelser afviser part-whole bias. Ifølge

Carson et al. (2001) er de studier, der ikke udviser følsomhed over for målestok,

enten er dårligt designet eller ikke administreret korrekt. At teste for part-whole

bias er en god valideringskontrol af værdisætningsundersøgelsens resultater. Det

er muligt at indlejre tests for part-whole bias i undersøgelsen både internt og eks-

ternt. I en intern test spørges de samme respondenter om betalingsviljen for for-

skellige mængder af godet hvorimod en ekstern test spørger to forskellige men

statistisk set ens stikprøver om betalingsviljen for to forskellige mængder af godet.

Sekvensafhængighed betyder, at betalingsviljen for et miljøgode vil være påvirket

af om værdisætningsscenariet indeholder en sekvens af værdisætningsspørgsmål

vedrørende andre miljøgoder eller om det pågældende miljøgode er det eneste.

Hvis flere miljøgoder værdisættes i samme undersøgelse vil det miljøgode, der

bliver spurgt til først resultere i en højere betalingsvilje end et gode, der bliver

spurgt til længere nede i rækken. Tilhængere af metoden afviser ikke denne effekt

men fremhæver, at værdier i økonomisk forstand ikke er absolutte størrelser men

snarere relative og kontekstafhængige (Carson et al. 2001).


14

6.1.3 Warm glow

Et andet problem er warm glow of giving, som henviser til fornemmelsen af moralsk

tilfredsstillelse og social accept, som folk oplever, når de donerer penge til et godt

formål, eller i en værdisætningsundersøgelse erklærer sig villige til at betale til det,

som bliver opfattet som et godt formål. Warm glow er et omdiskuteret fænomen, se

Kahneman & Knetsch (1992). Det kan være nødvendigt at undersøge motiverne,

der ligger til grund for folks betalingsvilje ved at stille en række opfølgnings-

spørgsmål. Det er især et problem når respondenten oplever warm glow ved at

besvare spørgsmålene på en bestemt måde, og ikke på grund af indholdet i svaret.

Opfølgningsspørgsmålene kan bruges til at vurdere hvorvidt det skaber problemer

når respondentens betalingsvilje skal indgå i samfundsøkonomiske cost benefit

analyser (Johansson 1997).

6.2 Choice modelling methods

Choice modelling methods eller valghandlingseksperimenter, der oprindeligt var

udviklet til markedsanalyse (Louviere & Woodworth 1983). Disse metoder har læn-

ge været anvendt inden for bl.a. sundhedsøkonomi (Zweifel & Breyer 1997). Gen-

nem den sidste halve snes år har de også opnået udbredt anvendelse inden for

miljøøkonomisk værdisætning (Bennet & Blamey 2001). Til forskel fra den betinge-

de værdisætningsmetode udspørges respondenten ikke direkte om betalingsviljen

for det pågældende miljøgode/projekt. Respondenten vælger derimod mellem

varianter af godet, hvor forskellen består i sammensætningen af relevante attribut-

ter eller egenskaber. Ved at lade forskellige priser indgå som et af godeattributter-

ne er det muligt at udlede værdien af den relevante miljøattribut (Louviere et al.

2000). Der findes forskellige metoder inden for choice modelling methods; choice

experiments, contingent ranking og contingent rating (Hanley et al. 2001).

I Danmark er disse metoder også ved at vinde indpas på miljøområdet. Eksempel-

vis er contingent ranking blevet brugt i forbindelse med at klarlægge danskernes

præferencer for skovkarakteristika. Undersøgelsen havde til formål at bestemme

danskernes præferencer for fire forskellige træarter og dermed efterprøve antagel-

sen om, at folk foretrækker løvtræer fremfor nåletræer. Undersøgelsen opgjorde

betalingsviljen for en ændring i fordelingen af de fire træarter på det danske

skovareal (Aakerlund 2000). Det Økonomiske Råds Sekretariat (DØRS), DMU og KVL

(Fødevareøkonomisk Institut og Center for Skov, Landskab og Planlægning) gen-

nemfører for tiden flere større værdisætningsundersøgelser ved anvendelse af

choice experiments metoder. Det drejer sig bl.a. om værdisætning at pestici-


15

deksternaliteter (DØRS), grundvand (DMU) og ved KVL visuelle eksternaliteter ved

havmølleparker, landsskabeffekter ved anlæg af motorveje (i samarbejde med IMV)

samt et projekt til værdisætning af biodiversitet i tilknytning til lyngheder.

6.3 Opsummering

Alt i alt er de direkte værdisætningsmetoder mere fleksible og har et bredere an-

vendelsesområde end de indirekte metoder. Men på grund af den manglende for-

ankring i faktiske markedstransaktioner betyder det, at resultaterne har hypotetisk

karakter, og derfor har de direkte metoder mødt betydelig modstand (Louviere et

al. 2000).

Metoderne er ofte blevet brugt samtidig, så man kan sammenligne metodernes

resultater.


16

7 I k k e - p r æ f e r e n c e b a s e r e d ep r i s s æ t n i n g s m e t o d e r

De ikke-præferencebaserede metoder kan betegnes som prissætning og tager ikke

udgangspunkt i individers økonomiske adfærd, men typisk i omkostningerne ved at

nå en given miljømålsætning. At tage udgangspunkt i omkostningerne er relevant

når en miljøpolitik skal vurderes, men prissætningen viser ikke om befolkningens

betalingsvilje står mål med omkostningerne, eller om der eventuelt er betalings-

vilje for en endnu større indsats. Prissætning kan derfor ikke bruges som redskab

til at besvare det grundlæggende spørgsmål om, hvordan samfundets knappe res-

sourcer bør allokeres mellem miljøhensyn på den ene side og opfyldelse af andre

menneskelige behov på den anden (Dubgaard et al. 2002a). Af prissætningsmeto-

der kan bl.a. nævnes; alternativomkostningsmetoden, retableringsmetoden og til

dels dosis-responsmetoden.

Alternativomkostningsmetoden prissætter et miljøgodes ydelser ud fra omkostnin-

gerne ved at sikre tilsvarende goder gennem alternative foranstaltninger. I cost

benefit analysen af Skjern-Å-projektet anvendes alternativomkostningsmetoden til

at prissætte forskellige benefits. Metoden bliver bl.a. brugt til at estimere værdien

af en reduktion i udledningen af kvælstof, fosfor og okker, som er et resultat af

Skjern-Å-projektets omlægning af intensivt dyrket jord til sø- og græsarealer

(Dubgaard et al. 2002b).

Retableringsmetoden er hvor et miljøgodes pris kan sættes lig omkostningerne ved

tilvejebringelsen af et tilsvarende miljøgode et andet sted. Metoden er begrænset

til miljøgoder, som det er muligt at genskabe med nogenlunde identiske kvaliteter.

Af den grund har metoden kun haft begrænset anvendelse. Den er bl.a. anvendt til

at prissætte bytræer, hvilket primært bruges i forbindelse med erstatningsbereg-

ninger7. Prissætningen tager udgangspunkt i en basisværdi, som er værdien for at

etablere et planteskoletræ reguleret i forhold til det skadede træs størrelse. Deref-

ter korrigeres basisværdien i forhold til træets sundhed, placering og alder

(Randrup et al. 2003).

7 For yderligere oplysninger om værdisætning af træer henvises til hjemmesiden;http://www.trae.dk/dokumenter/dokument.asp?dokumentID=540


17

Dosis-responsmetoden kan bruges i sammenhæng med både prissætnings- og

værdisætningsmetoder, hvorfor den i figuren på side 6 er placeret som både del af

de præferencebaserede og ikke-præferencebaserede metoder. I metoden indgår

fysisk-biologiske funktionsbeskrivelser af sammenhængen mellem graden af mil-

jøbelastning (dosis) og miljøeffekt (respons) (Garrod & Willis 1999). Metoden er

ikke en egentlig værdisætningsmetode i sig selv, men dens anvendelse er en for-

udsætning for, at der i mange tilfælde kan fastlægges en fysisk effekt, som så kan

knyttes en monetær værdi. Værdien kan, når der er tale om ikke-markedsomsatte

fysiske effekter, bestemmes ved at supplere med værdisætningsmetoder såsom

den betingede værdisætningsmetode eller afværgeomkostningsmetoden. Koblin-

gen af dosis-responsmetoden med værdisætningsmetoder har været anvendt i

ExternE8, som er et EU forskningsprojekt, der har haft til formål at kvantificere og

værdisætte eksternaliteterne ved energifremstilling (COWI 1999; Skou Andersen &

Strange 2003).

Prissætning er som regel lettere at anvende end de præferencebaserede værdisæt-

ningsmetoder, men prissætning giver ikke nødvendigvis et korrekt mål for den

samfundsmæssige eller velfærdsøkonomiske værdi af de benefits miljøændringen

giver ophav til.

8 Resultaterne af ExternE kan findes på http://externe.jrc.es.


18

8 V æ r d i s æ t n i n g i d a n s k m i l j ø p o l i t i k

I Danmark er der ikke nogen lang tradition for at inddrage samfundsøkonomiske

analyser i det miljøpolitiske beslutningsgrundlag. Med begrænsede økonomiske

ressourcer kræves det, at projekter inden for miljøområdet fuldt ud er i stand til at

konkurrere med andre offentlige projekter for at retfærdiggøre en udfærdigelse af

disse. Institut for Miljøvurdering (IMV) har til formål at vurdere effekten af initiativer

på miljøområdet. For at kunne løse denne opgave er samfundsøkonomiske analy-

ser et centralt redskab. Ved at udføre samfundsøkonomiske cost benefit analyser,

er det muligt at vurdere om et miljøprojekt er samfundsøkonomisk rentabelt samt

sammenligne miljøprojekter med andre offentlige investeringsprojekter , jf. Peter-

sen & Busk (2004). Det er dog vigtigt at holde sig for øje, at en række betingelser

skal være opfyldt, for at miljøprojekter kan sammenlignes på lige fod med andre

offentlige investeringsprojekter. De vigtigste betingelser er;

tilstedeværelse af pålidelige værdisætningsestimater for alle ikke-

markedsomsatte effekter også dem i andre ikke-miljørelaterede investerings-

projekter,

anvendelsen af de samme værdisætningsestimater i alle samfundsøkonomiske

analyser, dvs. enighed om miljøøkonomiske beregningspriser, i det mindste på

nationalt niveau, og

anvendelse af den samme diskonteringsrate9 i alle samfundsøkonomiske ana-

lyser.

For at kunne inddrage alle benefits og omkostninger i en samfundsøkonomisk cost

benefit analyse er værdisætningsmetoderne uundværlige. Ved at bruge værdisæt-

ningsmetoder er det muligt at sætte en værdi på de ikke-markedsomsatte goder

som et miljøprojekt kan give ophav til og inddrage disse i analysen. Det skal be-

mærkes, at der er en vis usikkerhed knyttet til ethvert værdisætningsestimat. Det er

tids- og ressourcekrævende at udføre værdisætningsmetoder, hvilket forklarer

hvorfor der til dags dato kun er et sparsomt antal danske værdisætningsstudier. I

stedet for at udføre state-of-the-art værdisætning bliver benefit transfer ofte benyt-

tet, hvor relevante værdiestimater fra tidligere undersøgelser (enten danske eller

udenlandske) overføres eller genbruges i andre sammenhænge. For uddybning af

9 For en gennemgang af diskonterings og valg af diskonteringsrate se Kjellingbro (2004).


19

benefit transfer henvises til Vigsø (2004). Det skal dog pointeres, at denne metode

er behæftet med store usikkerheder og det til enhver tid vil være at foretrække at

udføre empiriske værdisætningsundersøgelser, der er skræddersyet til den pågæl-

dende problemstilling. Da der i Danmark er stigende krav til at miljø og økonomi

tænkes sammen, er der også et stigende behov for danske værdisætningsundersø-

gelser. Det vil være en klar fordel at opbygge et dansk empirisk videngrundlag, som

kan understøtte det fremtidige politiske beslutningsgrundlag.


20

T a k t i l

Institut for Miljøvurdering vil gerne rette en stor tak til lektor Alex Dubgaard fra Den

Kongelige Veterinær- og Landbohøjskole, lektor Per Andersen fra Syddansk Univer-

sitet og Katja Birr-Pedersen fra Danmarks Miljøundersøgelser for de gode og kon-

struktive forslag til forbedringer. Forfatteren bærer dog alene ansvaret for indhol-

det.


21

R e f e r e n c e l i s t e

Aakerlund, N. F. 2000 Contingent Ranking studie af danskernes præferencer for

skovkarakteristika. SØM Publications 36. AKF Forlaget.

Anthon, S. & Thorsen, B. J. 2002 Værdisætning af statslig skovrejsning. Arbejds-rapport 35/2002. Skov & Landskab.

Arrow, K., Solow, R., Leamer, E., Radner, R., Shuman, H. 1993 Report of the NOAAPanel on Contingent Valuation. Federal Register 58(10):4602-14

Bateman, I. J. & Willis, K. G. (Bateman, I. J. and Willis, K. G.)1999 Valuing Environ-mental Preferences: Theory and Practice of the Contingent Valuation Met-hod in the US, EU and Developing CountriesNY: Oxford University Press.

Bateman, I. 1994 Research methods for valuing environmental benefits. In: Dub-gaard et al. (Eds.): Economic valuation of benefits from countryside ste-wardship. Wissenschaftsverlag.

Bennet, J. & Blamey, R. 2001 The Choice Modelling Approach to EnvironmentalValuationCheltenham: Edward Elgar.

Bockstael, N. E. 1995 Travel Cost Models I: Bromley, D. W. (Red.) The Handbook ofEnvironmental Economics Oxford: Blackwell.

Carson, R. T., Flores, N. E., Meade, N. F. 2001 Contingent Valuation: Controversiesand Evidence. Environmental & Resource Economics 19:173-210

COWI 1999 Værdisætning af trafikkens eksterne omkostninger, luftforurening Tra-fikministeriet.

Dubgaard, A. 1996 Economic Valaution of Recreation in Mols Bjerge. SØM Publica-tion 11. AKF Forlaget.

Dubgaard, A. 2003 Willingness to Pay for Recreational Use of a New Urban Forest.Royal Veterinary and Agricultural University, Department of Economics andNatural Resources

Dubgaard, A., Kallesøe, M. F., Petersen, M. L., Damgaard, C. K., Erichsen, E. 2002aVelfærd og økonomi i relation til biologisk mangfoldighed og naturbeskyt-telse. Den Kongelige Veterinær- og Landbohøjskole.

Dubgaard, A., Kallesøe, M. F., Petersen, M. L., Ladenburg, J. 2002b Cost-benefitanalyse af Skjern-Å-Projektet. Samfundsvidenskabelig serie 9. Institut forØkonomi, Skov og Landskab. Den Kongelige Veterinær- og Landbohøjsko-le.

Freeman III, A. M. 2003 The Measurement of Environmnetal and Resource Values-Theory and MethodsWashington D. C.: Resources for the Future.

Garrod, G. & Willis, K. G. 1999 Economic Valuation of the Environment; Methodsand Case Studies Cheltenham, UK: Edward Elgar Publishing, Inc.


22

Hanley, N., Mourato, S., Wright, R. E. 2001 Choice Modelling Approaches: A Supe-rior Alternative for Environmental Valuation? Journal of Economic Surveys15:435-62

Hasler, B., Damgaard, C. K., Erichsen, E. H., Jørgensen, J. J., Kristoffersen, H. E.2002 De rekreative værdier af skov, sø og naturgenopretning- værdisæt-ning af naturgoder med husprismetoden. AKF Forlaget November 2002.AKF.

Hausman, J. (Hausman, J.)1993 Contingent Valuation: A Critical AssessmentAm-sterdam: North Holland Press.

Johansson, O. 1997 Optimal Pigovian Taxes with regards to Altruism. Land Econo-mics 73:297-308

Johansson, P. 1987 The Economic Theory and Measurement of Environmental Be-nefitsCambridge: Cambridge University Press.

Kahneman, D. & Knetsch, J. 1992 Valuing Public Goods: The Purchase of MoralSatisfaction. Journal of Environmental Economics and Management 22:57-70

Kjellingbro, P. M. 2004 Diskontering i miljøøkonomiske analyser. Notat til Institutfor Miljøvurderings miljøøkonomiske værktøjskasse. Institut for Miljøvur-dering.

Krutilla, J. V. 1967 Conservation Reconsidered. American Economic Review57(4):777-86

Louviere, J. J., Hensher, D. A., Swait, J. D. 2000 Stated Choice Methods: Analysisand ApplicationCambridge: Cambridge University Press.

Louviere, J. J. & Woodworth, G. 1983 Design and Analysis of Simulated ConsumerChoice or Allocation Experiments: An Approach based on Aggregate Data.Journal of Marketing Research 2(November):350-67

Mitchell, R. C. & Carson, R. T. 1989 Using Surveys to Value Public Goods: The Con-tingent Valuation Method Washington D. C.: Resources for the Future.

Møller, F. 1996 Værdisætning af miljøgoderKøbenhavn: Jurist og Økonomforbun-dets Forlag.

Pearce, D. W. & Warford, J. J. (World Bank)1993 World Without End: Economics,Environment and Sustainable DevelopmentNew York: Oxford UniversityPress.

Petersen, M. L. & Busk, R. 2004 Miljøøkonomiske analysemetoder med fokus påcost benefit analysen. Notat til Institut for Miljøvurderings miljøøkonomi-ske værktøjskasse. Institut for Miljøvurdering.

Randrup, T. B., Poulsen, L., Holgersen, S. 2003 Værdisætning af træer Dansk Træ-plejeforening; Danske Anlægsgartnere,Danske Landskabsarkitekter; DetDanske Haveselskab; Have & Lanskabsrådet,Praktiserende Landskabsarki-tekters Råd; Skov & Landskab; Stads og Kommunegartnerforeningen.


23

Skou Andersen, M. & Strange, N. 2003 Miljøøkonomiske beregningspriser. Fagligrapport 459. Danmarks Miljøundersøgelser, Miljøministeriet.http://www.dmu.dk

Smith, V. K. 1993 Nonmarket Valuation of Environmental Resources: An Interpreti-ve Appraisal. Land Economics 69(1):1-26

Tyrväinen, L. & Miettinen, A. 2000 Property Prices and Urban Forest Amenities.Journal of Environmental Economics and Management 39:205-23

Vigsø, D. 2004 Value transfer - overførsel af pris- og værdiestimater. Notat til Insti-tut for Miljøvurderings miljøøkonomiske værktøjskasse. Institut for Mil-jøvurdering.

Weisbrod, B. A. 1964 Collective-consumption services of individual-consumptiongoods. Quaterley Journal of Economics 78:471-7

Zweifel, P. & Breyer, F. 1997 Health EconomicsOxford, UK: Oxford University Press.

Værdi- og prissæ · PDF fileInstitut for miljøvurdering Værdi- og...

Documents

Transcript of Værdi- og prissæ · PDF fileInstitut for miljøvurdering Værdi- og...