Værdi- og prissætningsmetoder. Notat til Institut for

Værdi- og prissætningsmetoder Notat til Institut for Miljøvurderings miljøøkonomiske værktøjskasse NOVEMBER 2004

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: imv@imv.dk www.imv.dk

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 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 11 6.1.1 Kognitive problemer 12 6.1.2 Embedding 13 6.1.3 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 1

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004 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 betalingsviljefunktioner. 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 miljøgoder gennem iagttagelse af deres efterspørgsel efter markedsgoder, der er komplementære til forbruget af det pågældende ikke-markedsomsatte gode. Det vil sige, at efterspørgslen efter markedsgodet stiger, hvis anvendelsen af miljøgodet øges - fx fordi miljøkvaliteten forbedres, og omvendt hvis der sker en forringelse. Samvariationen mellem befolkningens 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) 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 eksplicit 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 respondenter 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 brugsog 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; alternativomkostningsmetoden, retableringsmetoden og dosis-responsmetoden, som kan kobles både til prissætnings- og værdisætningsmetoderne (Garrod & Willis 1999). 2

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 1 Indledning 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 offentlige 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 miljøhensyn så vidt muligt kan indgå i samfundsmæssig projektvurdering på linje med markedsgoder. Formålet med økonomisk værdisætning er derfor at levere information til den politiske beslutningsproces om borgenes individuelle præferencer for miljøgoder, og dermed gøre det muligt at allokere samfundets ressourcer i overensstemmelse med befolkningens præferencer (Bockstael 1995; Dubgaard et al. 2002a). Ved hjælp af samfundsøkonomiske cost benefit analyser, hvor både markeds- og ikke-markedsomsatte goder indgår, kan rentabiliteten af miljøprojekter sammenlignes på lige fod med alternative investeringsprojekter. Denne sammenlignelighed 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 estimere 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. 3

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004 2 Værdi Den økonomiske teori, der ligger til grund for analyse af samfundets ressourceallokering er den neoklassiske velfærdsøkonomi (se Freeman III (2003) og Johansson (1987)). I velfærdsøkonomisk 2 forstand tager udtrykket værdi af et gode, udgangspunkt 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 enhed af det betragtede gode. For at få udtrykt værdien af et gode i en sammenlignelig og intuitiv forståelig størrelse, er det universelle gode, der benyttes som værdimåler, som regel penge. Dvs. at værdier opgøres i form af indkomstændringer forstået som det beløb, en person er parat til at reducere sit forbrug (af markedsgoder) 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, hvad der er værdifuldt for den pågældende samt, at fuldkomne markeder kan sikre den bedst mulige allokering af samfundets ressourcer. 4

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 3 Naturens værdikategorier Naturen leverer en lang række fysiske, biologiske og æstetiske ydelser, der direkte eller indirekte indgår i produktion og forbrug. Sammen med arbejdskraft og producerede kapitalgoder indgår miljøydelser dermed i økonomiske processer, der tilfredsstiller menneskelige behov. Formålet med værdisætning er således at gøre miljøydelserne sammenlignelige med andre økonomiske goder. Økonomisk værdisætning 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. Denne værdi består af direkte og indirekte brugsværdier, optionsværdi og ikkebrugsværdier (Pearce & Warford 1993). Tabel 1: Værdikategorierne i den totale økonomiske værdi af miljøgoder. Direkte brugsværdier Indirekte brugsværdier Optionsværdi 3 4 Ikke-brugsværdier 5 Den nytte som individer oplever ved direkte anvendelse af naturen enten i form af personlig anvendelse (eksempelvis rekreative områder) eller som produktionsfaktor (eksempelvis grundvand). Omfatter en bred vifte af miljøets økologiske ydelser, såsom filtrering og nedbrydning af forurenende stoffer. Den nytte som individer oplever ved bevidstheden om at have mulighed for at benytte eksisterende miljøgoder på et senere tidspunkt, eksempelvis rekreative områder. Mennesker kan tillægge naturgoder værdi uafhængigt af deres anvendelse, hvilket dels kan skyldes tilfredsstillelse ved bevidstheden om deres blotte eksistens, den såkaldte eksistensværdi, og dels et ønske om at tage hensyn til kommende generationers velfærd, den testamentariske værdi. 3 Defineret af Weisbrod (1964). 4 Der foregår en løbende debat i den økonomiske litteratur om hvorvidt optionsværdi er en selvstændig værdi eller ej. Det tyder på at den relevante værdi er option price, som afspejler betalingsvilligheden i situationer med usikkerhed. Optionsværdien kan beregnes som forskellen mellem optionspris og den forventede værdi af konsumentoverskuddet, men ikke som en selvstændig værdi (Freeman III 2003). 5 Introduceret af Krutilla (1967). 5

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004 4 Værdisætningsmetoder 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 præferencebaserede metoder kan opdeles i direkte og indirekte metoder. De ikkepræferencebaserede metoder kan betegnes som prissætning 6 og tager typisk udgangspunkt i omkostningerne ved at nå en given miljømålsætning - og ikke i individers økonomiske adfærd eller præferencer. Figur 1: Værdisætnings- og prissætningsmetoder Værdisætningsmetoder Præferencebaserede metoder, via efterspørgselsfunktioner Ikke-præferencebaserede metoder, via observerbare markedspriser Direkte metoder, via hypotetiske markeder Indirekte metoder, via markedsadfærd Betingede værdisætning Choice modelling methods Rejse- Hedonisk Afværgeomk. Dosis-respons Alternativ omk. Offeromk. Retablering Kilde: (Bateman 1994) 6 I værdisætningslitteraturen skelnes der ikke altid mellem værdisætning og prissætning. Fx betegner Møller et al. (2000) begge monetariseringstilgange som prissætning. 6

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 5 Indirekte præferencebaserede værdisætningsmetoder 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 markedsgodet stiger, hvis anvendelsen af miljøgodet øges - fx fordi miljøkvaliteten forbedres, og omvendt hvis der sker en forringelse. Samvariationen mellem befolkningens 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 afværgeomkostningsmetoden (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 områder ved at tage udgangspunkt i, at besøgende til et rekreativt område betaler en implicit pris- nemlig omkostningerne ved at rejse til området og alternativomkostningerne på den tid de bruger på at rejse. Det er dermed muligt at estimere en efterspørgselsfunktion for de rekreative muligheder som området tilbyder ved at sammenholde den relative besøgshyppighed med de besøgenes transportafstand/omkostninger til området. Ud fra efterspørgselsfunktionen kan den rekreative værdi udledes, som det konsumentoverskud brugerne opnår ved anvendelse af området. Overordnet set har metoden 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 anvendt). Et problem ved metoden er, at den forudsætter, at man prissætter rejsetidsforbruget eller folks fritid og dette kan volde betydelige problemer. En anden forudsætning er, at de besøgende kun har et formål med deres rejse- nemlig at besøge lokaliteten, hvilket ikke nødvendigvis er en realistisk antagelse, ofte har besøgende flere udflugtsmål. Derudover kan besøgende have nytte af selve rejsen. Metoden er 7

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004 kun velegnet til at måle en status quo værdi af området og ikke værdien af en ændring i miljøgodet. Desuden kan rejseomkostningsmetoden kan kun anvendes til ex post vurderinger. I de seneste år er rejseomkostningsmetoden videreudviklet til også at kunne værdisætte 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 markedsomsat gode og forskellige egenskaber ved godet. Hvis én af disse egenskaber er miljøkvalitet, er det muligt med kendskab til prisfunktionen at udlede den implicitte pris for miljøkvaliteten. Den mest udbredte variant er husprismetoden, der måler betalingsviljen for miljøgoder ved at sammenholde husprisforskelle med variationen i diverse miljøvariable, såsom rekreative områder, udsigt, støjbelastning osv. Metoden lider dog af, at der kan være korrelation mellem de forskellige egenskaber og derudover er metoden 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). Resultatet 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, beliggende 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 8

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 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 skovanalysen 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 gennemsnitlige 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 individets 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 eksternaliteterne 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 forureningsgrad, 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 miljøkvaliteten og forbruget af det markedsomsatte gode. Ved marginale ændringer i miljøkvaliteten er den faktiske observerbare ændring i købet af det markedsomsatte substitut et godt mål for ændringen i nytten. Dette mål kan anvendes ved vær- 9

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004 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. 10

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 6 Direkte præferencebaserede værdisætningsmetoder 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 godet. 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 værdisætningsmetode (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 bevarelse eller frembringelse af et ikke-markedsomsat gode, eksempelvis et miljøgode. Efter at have beskrevet godets karakter, reglerne for dets frembringelse, tilgængelighed 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 myndighederne 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: 11

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004 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 kontrolleres hvor godt dette er forstået af respondenterne. Der har til dags kun været udført et sparsomt antal state-of-the-art empiriske betingede værdisætningsundersøgelser i Danmark, hvilket kan være fordi, metoden er tids- og ressourcekrævende. Det første betingede værdisætningsstudie i Danmark 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 størrelsesordnen 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 metatests, 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 præferencerelation hos de udspurgte frem for at registrere de værdier, som udspringer af eksisterende præferencer. Derfor vil nogle hævde, at det begrænser værdisætning til kun at omhandle miljøgoder, der i forvejen indgår i folks bevidsthed. Carson et al. 12

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 (2001) påpeger, at det er et mere restriktivt krav end man almindeligvis stiller til information baseret på markedsadfærd. Der er dog kognitive begrænsninger i forbindelse 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 indlejringseffekt. 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 naturgenopretning af 1.000 ha ikke afviger signifikant fra betalingsviljen for naturgenopretning 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 respondenter i værdisætningsundersøgelser ikke udviser rationel økonomisk adfærd. Substitutions- 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 eksternt. I en intern test spørges de samme respondenter om betalingsviljen for forskellige 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). 13

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004 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 opfølgningsspørgsmål. 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 længe været anvendt inden for bl.a. sundhedsøkonomi (Zweifel & Breyer 1997). Gennem den sidste halve snes år har de også opnået udbredt anvendelse inden for miljøøkonomisk værdisætning (Bennet & Blamey 2001). Til forskel fra den betingede 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 attributter eller egenskaber. Ved at lade forskellige priser indgå som et af godeattributterne 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. Eksempelvis 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 antagelsen 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) gennemfører for tiden flere større værdisætningsundersøgelser ved anvendelse af choice experiments metoder. Det drejer sig bl.a. om værdisætning at pestici- 14

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 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 anvendelsesområde end de indirekte metoder. Men på grund af den manglende forankring 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. 15

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004 7 Ikke-præferencebaserede prissætningsmetoder 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 betalingsvilje for en endnu større indsats. Prissætning kan derfor ikke bruges som redskab til at besvare det grundlæggende spørgsmål om, hvordan samfundets knappe ressourcer bør allokeres mellem miljøhensyn på den ene side og opfyldelse af andre menneskelige behov på den anden (Dubgaard et al. 2002a). Af prissætningsmetoder kan bl.a. nævnes; alternativomkostningsmetoden, retableringsmetoden og til dels dosis-responsmetoden. Alternativomkostningsmetoden prissætter et miljøgodes ydelser ud fra omkostningerne 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 erstatningsberegninger 7. Prissætningen tager udgangspunkt i en basisværdi, som er værdien for at etablere et planteskoletræ reguleret i forhold til det skadede træs størrelse. Derefter 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 16

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 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 miljøbelastning (dosis) og miljøeffekt (respons) (Garrod & Willis 1999). Metoden er ikke en egentlig værdisætningsmetode i sig selv, men dens anvendelse er en forudsætning 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. Koblingen af dosis-responsmetoden med værdisætningsmetoder har været anvendt i ExternE 8, 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 værdisætningsmetoder, 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. 17

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004 8 Værdisætning i dansk miljøpolitik 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 analyser 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. Petersen & 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 ikkemarkedsomsatte effekter også dem i andre ikke-miljørelaterede investeringsprojekter, 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 diskonteringsrate 9 i alle samfundsøkonomiske analyser. For at kunne inddrage alle benefits og omkostninger i en samfundsøkonomisk cost benefit analyse er værdisætningsmetoderne uundværlige. Ved at bruge værdisætningsmetoder 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 bemærkes, 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 benyttet, 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). 18

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 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 pågældende problemstilling. Da der i Danmark er stigende krav til at miljø og økonomi tænkes sammen, er der også et stigende behov for danske værdisætningsundersøgelser. Det vil være en klar fordel at opbygge et dansk empirisk videngrundlag, som kan understøtte det fremtidige politiske beslutningsgrundlag. 19

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004 Tak til Institut for Miljøvurdering vil gerne rette en stor tak til lektor Alex Dubgaard fra Den Kongelige Veterinær- og Landbohøjskole, lektor Per Andersen fra Syddansk Universitet og Katja Birr-Pedersen fra Danmarks Miljøundersøgelser for de gode og konstruktive forslag til forbedringer. Forfatteren bærer dog alene ansvaret for indholdet. 20

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 Referenceliste 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. Arbejdsrapport 35/2002. Skov & Landskab. Arrow, K., Solow, R., Leamer, E., Radner, R., Shuman, H. 1993 Report of the NOAA Panel on Contingent Valuation. Federal Register 58(10):4602-14 Bateman, I. J. & Willis, K. G. (Bateman, I. J. and Willis, K. G.)1999 Valuing Environmental Preferences: Theory and Practice of the Contingent Valuation Method in the US, EU and Developing CountriesNY: Oxford University Press. Bateman, I. 1994 Research methods for valuing environmental benefits. In: Dubgaard et al. (Eds.): Economic valuation of benefits from countryside stewardship. Wissenschaftsverlag. Bennet, J. & Blamey, R. 2001 The Choice Modelling Approach to Environmental ValuationCheltenham: Edward Elgar. Bockstael, N. E. 1995 Travel Cost Models I: Bromley, D. W. (Red.) The Handbook of Environmental Economics Oxford: Blackwell. Carson, R. T., Flores, N. E., Meade, N. F. 2001 Contingent Valuation: Controversies and Evidence. Environmental & Resource Economics 19:173-210 COWI 1999 Værdisætning af trafikkens eksterne omkostninger, luftforurening Trafikministeriet. Dubgaard, A. 1996 Economic Valaution of Recreation in Mols Bjerge. SØM Publication 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 and Natural Resources Dubgaard, A., Kallesøe, M. F., Petersen, M. L., Damgaard, C. K., Erichsen, E. 2002a Velfærd og økonomi i relation til biologisk mangfoldighed og naturbeskyttelse. Den Kongelige Veterinær- og Landbohøjskole. Dubgaard, A., Kallesøe, M. F., Petersen, M. L., Ladenburg, J. 2002b Cost-benefit analyse af Skjern-Å-Projektet. Samfundsvidenskabelig serie 9. Institut for Økonomi, Skov og Landskab. Den Kongelige Veterinær- og Landbohøjskole. 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; Methods and Case Studies Cheltenham, UK: Edward Elgar Publishing, Inc. 21

Institut for Miljøvurdering Miljøøkonomiske analysemetoder 2004 Hanley, N., Mourato, S., Wright, R. E. 2001 Choice Modelling Approaches: A Superior Alternative for Environmental Valuation? Journal of Economic Surveys 15:435-62 Hasler, B., Damgaard, C. K., Erichsen, E. H., Jørgensen, J. J., Kristoffersen, H. E. 2002 De rekreative værdier af skov, sø og naturgenopretning- værdisætning af naturgoder med husprismetoden. AKF Forlaget November 2002. AKF. Hausman, J. (Hausman, J.)1993 Contingent Valuation: A Critical AssessmentAmsterdam: North Holland Press. Johansson, O. 1997 Optimal Pigovian Taxes with regards to Altruism. Land Economics 73:297-308 Johansson, P. 1987 The Economic Theory and Measurement of Environmental BenefitsCambridge: Cambridge University Press. Kahneman, D. & Knetsch, J. 1992 Valuing Public Goods: The Purchase of Moral Satisfaction. Journal of Environmental Economics and Management 22:57-70 Kjellingbro, P. M. 2004 Diskontering i miljøøkonomiske analyser. Notat til Institut for Miljøvurderings miljøøkonomiske værktøjskasse. Institut for Miljøvurdering. Krutilla, J. V. 1967 Conservation Reconsidered. American Economic Review 57(4):777-86 Louviere, J. J., Hensher, D. A., Swait, J. D. 2000 Stated Choice Methods: Analysis and ApplicationCambridge: Cambridge University Press. Louviere, J. J. & Woodworth, G. 1983 Design and Analysis of Simulated Consumer Choice 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 Contingent Valuation Method Washington D. C.: Resources for the Future. Møller, F. 1996 Værdisætning af miljøgoderkøbenhavn: Jurist og Økonomforbundets Forlag. Pearce, D. W. & Warford, J. J. (World Bank)1993 World Without End: Economics, Environment and Sustainable DevelopmentNew York: Oxford University Press. Petersen, M. L. & Busk, R. 2004 Miljøøkonomiske analysemetoder med fokus på cost benefit analysen. Notat til Institut for Miljøvurderings miljøøkonomiske værktøjskasse. Institut for Miljøvurdering. Randrup, T. B., Poulsen, L., Holgersen, S. 2003 Værdisætning af træer Dansk Træplejeforening; Danske Anlægsgartnere,Danske Landskabsarkitekter; Det Danske Haveselskab; Have & Lanskabsrådet,Praktiserende Landskabsarkitekters Råd; Skov & Landskab; Stads og Kommunegartnerforeningen. 22

Institut for miljøvurdering Værdi- og prissætningsmetoder 2004 Skou Andersen, M. & Strange, N. 2003 Miljøøkonomiske beregningspriser. Faglig rapport 459. Danmarks Miljøundersøgelser, Miljøministeriet. http://www.dmu.dk Smith, V. K. 1993 Nonmarket Valuation of Environmental Resources: An Interpretive 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 Institut for Miljøvurderings miljøøkonomiske værktøjskasse. Institut for Miljøvurdering. Weisbrod, B. A. 1964 Collective-consumption services of individual-consumption goods. Quaterley Journal of Economics 78:471-7 Zweifel, P. & Breyer, F. 1997 Health EconomicsOxford, UK: Oxford University Press. 23