10 Verdsetting av miljøgoder

De fleste prosjekter vil ha virkninger som ikke uten videre kan verdsettes ved hjelp av markedspriser. Mange miljøvirkninger vil være av denne typen. I en konsekvensanalyse kan slike virkninger beskrives ved hjelp av kvalitative eller kvantitative indikatorer, uten å måles i kroner og øre. For eksempel kan en skrive at prosjektet vil gi omlag x pst. økning i laksestammen i en elv, eller at antall personer utsatt for forurensningskonsentrasjoner over de anbefalte grenseverdiene vil bli redusert med y.

Noen virkninger er vanskelige å tallfeste overhodet, men kan beskrives verbalt i konsekvensanalysen. Hvis det for eksempel dreier seg om en vei som skal bygges gjennom et område som tidligere er uberørt av større menneskelige inngrep (veier, kraftutbygging m.v.), eller et område med spesielle økologiske funksjoner, kan det opplyses om dette.

I nytte-kostnadsanalyser må imidlertid alle forhold som skal inngå ha benevnelsen kroner. Nødvendigheten av å verdsette miljøgoder i kroner og øre vil derfor avhenge av om en ønsker å inkludere disse i en nytte-kostnadsanalyse, eller om en foretrekker å bringe miljøhensyn inn i prosjektvurderingen på andre måter. Det finnes ikke noe entydig faglig svar på dette spørsmålet, og ulike økonomer har kommet fram til forskjellig syn. Leif Johansen (1977) argumenterte for en relativt snever definisjon av begrepet «samfunsøkonomisk lønnsomhet», og uttrykte skepsis til å inkludere forhold som ikke har noen registrerbar verdi gjennom pris- og markedssystemet i dette begrepet. Andre, f.eks. Navrud (1993), har argumentert for at flest mulig konsekvenser av et tiltak bør verdsettes og inkluderes i nytte-kostnadsanalysen.

Det er blitt hevdet at goder som ikke omsettes i markedet, f.eks. miljøgoder, ikke bør verdsettes i penger. Kelman (1981) hevder at selve det å verdsette et gode i penger kan redusere godets verdi, slik for eksempel et vennskap kan bli ødelagt hvis den ene parten skulle antyde med et kronebeløp hvor mye vennskapet er verdt for ham. Dette vil imidlertid ikke bli drøftet videre her.

Vi vil nedenfor først gi en kort oversikt over noen metoder som kan brukes til å anslå etterspørselen eller betalingsvilligheten for miljøgoder. Deretter vil vi referere deler av debatten omkring verdsetting av miljøgoder som har vært ført i fagmiljøet i den senere tid. For en mer detaljert drøfting henviser vi til referansene som er oppgitt.

10.1 Noen metoder for verdsetting av miljøgoder

10.1.1 Metoder basert på markedspriser

For å kunne verdsette miljøvirkninger, er det nødvendig å kjenne den fysiske sammenhengen mellom ulike miljøbelastninger (f.eks. miljøgifter) og effekten på miljøet. Slike sammenhenger betegnes ofte dose-respons-sammenhenger. En dose-respons-sammenheng angir hvilke effekter (respons), målt i fysiske enheter, en kan forvente som resultat av en bestemt miljøbelastning (dose). Dette kan f.eks. dreie seg om hvor stor økning i sykelighet en må forvente hvis utslipp av svovel til luft øker (Lave og Seskin, 1979). En kan så anslå hvor stor økning i sykefravær dette vil innebære, og verdsette dette sykefraværet f.eks. ut fra gjeldende lønnssatser. Ofte har en imidlertid begrenset kunnskap om dose-respons-sammenhengene, slik at estimatene blir usikre.

Selv om det ikke finnes markeder for de fleste miljøgoder, vil bruken av miljøgodene ofte være knyttet til markedsomsatte varer og tjenester. Markedsgoder kan være komplementære til miljøgodet, dvs. at en bruker mer av dem jo mer en bruker miljøgodet, eller de kan fungere som mer eller mindre gode erstatninger for det. Informasjon om markedene for slike private goder kan utnyttes til å anslå etterspørselen etter miljøgodet.

En metode som benytter informasjon fra markeder for private goder, er reisekostnadsmetoden. Denne metoden er særlig brukt i forbindelse med verdsetting av rekreasjonsområder. En forutsetter at konsumentene betrakter selve reisen til området som en kostnad, ikke som en del av rekreasjonen. Reisekostnadene kan da betraktes som en pris for å besøke området. Ved å finne data for reisekostnader, og se på hvordan bruk av området varierer med disse kostnadene, kan en i prinsippet anslå en etterspørselsfunksjon for områdets rekreasjonstjenester. I Norge har reisekostnadsmetoden særlig vært brukt til å anslå betalingsvilligheten for ferskvannsfiske. En oversikt over norske studier finnes i Navrud og Strand (1992).

Reisekostnadsmetoden fanger bare opp betalingsvilligheten for nåværende bruk av rekreasjonsområdet, og ikke en eventuell betalingsvillighet for planlagt bruk. Eventuell betalingsvillighet knyttet til andres bruk av området fanges heller ikke opp av metoden, jf. nærmere omtale av altruistiske motiver i punkt 10.2.2. Variasjoner mellom ulike befolkningsområder når det gjelder inntekt, preferanser, alternative rekreasjonsområder osv., gjør at det ofte kreves relativt kompliserte økonometriske teknikker for å estimere betalingsvilligheten. En nærmere beskrivelse av reisekostnadsmetoden finnes bl.a. i Freeman (1995) og Bockstael m.fl. (1991). Metoden er også kort skissert i boks 10.1.

Boks 10.1 Boks 10.1 Reisekostnadsmetoden

Anta at et individ har nyttefunksjonen u(X,r), der X er et aggregert konsumgode og r er antall besøk til et rekreasjonsområde. Individet har et samlet tidsbudsjett, t, som han anvender til arbeid (t_w), reise til rekreasjonsområdet (t₁) og opphold på rekreasjonsområdet (t₂). En reise til rekreasjonsområdet innebærer en pengemessig kostnad, c, som består av en inngangsbillett, f, og en direkte reisekostnad (bensinutgifter e.l.). Den direkte reisekostnaden er produktet av avstanden til rekreasjonsområdet målt i kilometer (d) og kostnaden pr. kilometer (p_d).

Problemet for individet blir dermed å maksimere nytten u(X,r) under bibetingelsen:

der den generaliserte reisekostnaden, p_r , er gitt ved:

Løsningen på dette problemet gir antall besøk til rekreasjonsområdet som en funksjon av den generaliserte reisekostnaden. Dersom vi betrakter flere individer med ulik generalisert reisekostnad, kan vi estimere en aggregert etterspørselskurve for besøk i området. En slik etterspørselskurve er skissert i figur 10.1.

I figur 10.1 betegner r gjennomsnittlig besøksfrekvens (antall besøk pr. reisende), mens p_r fortsatt er den generaliserte reisekostnaden. Vi antar at tiden som tilbringes i rekreasjonsområdet pr. besøk er gitt. Dersom individer med ulik reiseavstand i gjennomsnitt har samme lønn og samme adgang til transportmidler, kan vi oppfatte den generaliserte reisekostnaden som en funksjon bare av avstanden til rekreasjonsområdet. Personer i boområde A vil f.eks. ha gjennomsnittlige generaliserte reisekostnader på p_A og et gjennomsnittlig konsumentoverskudd gitt ved

arealet A + B, mens personer i boområde B på samme måte vil ha et gjennomsnittlig konsumentoverskudd gitt ved arealet B. Det samlede konsumentoverskuddet knyttet til rekreasjonsområdet fremkommer ved å multiplisere gjennomsnittlig konsumentoverskudd i hvert boområde med antall personer i området, og deretter summere over alle boområder.

Den enkle modellen kan utvides til å inneholde mer realistiske forutsetninger, jf. f.eks. Freeman (1995). Vi kan f.eks. la reisen være knyttet til andre mål enn bare rekreasjonsområdet, bruken av tid på rekreasjonsområdet kan være en beslutningsvariabel for individene, det kan være flere aktuelle rekreasjonsområder og reisetid kan inngå direkte i nyttefunksjonen slik at alternativkostnaden ikke nødvendigvis er gitt ved lønnen. Slike utvidelser vil generelt innebære bruk av mer kompliserte estimeringsmetoder enn det som er tilfelle i det enkle eksempelet ovenfor.

Også i andre tilfeller enn ved reiser til rekreasjonsområder e.l. kan det være mulig å benytte informasjon fra private goder som er komplementære til eller erstatter et miljøgode. Et vannfilter kan f.eks. redusere eller fjerne problemene ved at drikkevannskvaliteten i utgangspunktet er dårlig, eller bruk av isolerglass i vinduer kan redusere lokale støyplager. I slike tilfeller kan etterspørselen etter det private godet gi en pekepinn om konsumentenes verdsetting av fellesgodet. Vanligvis vil det imidlertid ikke være mulig å finne private goder som er perfekte erstatninger for fellesgodet. Et vannfilter renser kanskje ikke drikkevannet godt nok, eller husholdningene synes ikke det er likegyldig om drikkevannet renses i et filter eller faktisk kommer fra en ren vannkilde. På samme måte vil isolerglass bare beskytte for støyplager når vinduene er lukket. Ofte vil også kostnadene ved å anskaffe vannfilter eller isolerglass variere lite mellom ulike individer, slik at markedet for disse produktene ikke gir oss nok informasjon til å estimere en etterspørselskurve for rent vann eller fravær av støy. Kostnadene ved anskaffelse av vannfilter eller isolerglass kan likevel benyttes som minimumsverdier for de kollektive godene de er ment å erstatte.

Hedoniske metoder utnytter det forhold at en del goder eller innsatsfaktorer som omsettes på markeder er heterogene; de enkelte enhetene av godet har litt ulike egenskaper. To bolighus kan for eksempel være ulike når det gjelder antall rom, utsikt, og miljøbelastninger i nærmiljøet. Ved å sammenlikne de prisene bolighus med ulike egenskaper omsettes for, kan en finne anslag for markedets vurdering av disse egenskapene. På liknende måte har hedoniske metoder vært brukt til å anslå hvor mye høyere lønn arbeidere krever for å påta seg miljøbelastet eller risikabelt arbeid. Hedoniske metoder har vært lite brukt i Norge, men det finnes et stort antall studier fra andre land, særlig USA.

Hedoniske metoder er mindre interessante hvis markedene en ser på er sterkt regulert. Også i uregulerte markeder vil det vanligvis være mer komplisert å benytte hedoniske metoder enn eksempelet ovenfor antyder. Bruk av hedoniske metoder vil også være begrenset til områder der det finnes relevante markedspriser. På samme måte som reisekostnadsmetoden vil hedoniske metoder ofte kreve bruk av relativt kompliserte økonometriske metoder. En nærmere beskrivelse av metoden finnes bl.a. i Palmquist (1991) eller Freeman (1993). Metoden er også kort omtalt i boks 10.2.

Boks 10.2 Boks 10.2 Hedoniske metoder

Anta at et individ har en nyttefunksjon, u(x, q, S), definert over et aggregert gode, x, et lokaliseringsspesifikt miljøgode (f.eks. fravær av støy), q, og en vektor, S, som karakteriserer individets bolig (f.eks. antall rom m.m.). Individet har inntekt, M, og står overfor prisen P = P( q,S) på boliger, slik at budsjettbetingelsen blir M-P-x = 0. I optimum vil dermed individet tilpasse seg slik at:

Anta at det er estimert en hedonisk prisfunksjon, P(•). Likningen viser at stigningstallet for prisfunksjonen kan tolkes som individenes marginale betalingsvillighet for miljøgodet. En hedonisk prisfunksjon er skissert i figur 10.2, mens den marginale betalingsvilligheten, b, og den marginale implisitte prisen,

, er skissert i figur 10.3.

I empiriske undersøkelser er gjerne forholdet mellom observerte priser og marginal betalingsvillighet mer komplisert enn det som er gjengitt ovenfor. Dersom husholdningene har ulike preferanser eller ulik inntekt, er det nødvendig også å ta hensyn til tilbudssiden av boligmarkedet, jf. f.eks. Johansson (1993), side 60-62. I tillegg kan bl.a. forhold som flyttekostnader og manglende tilbud av boliger med enkelte karakteristikker gjøre analysen mer komplisert. Det siste forholdet kan illustreres med en analyse av Harrison og Rubinfeld (1978). Harrison og Rubinfeld fant at husholdninger med høy inntekt ut fra datamaterialet var villige til å akseptere et høyt nivå på utslipp av nitrogenoksider. Ifølge Freeman (1993) kan dette forklares ved at disse husholdningene f.eks. ønsket å være nær et bysentrum med kulturtilbud mv., og at kombinasjonen av bynære områder og liten forurensing ikke forekommer. Disse husholdningene tilpasser seg dermed slik at den marginale betalingsvilligheten for reduserte miljøutslipp er høyere enn det som måles fra den hedoniske prisfunksjonen. Den estimerte betalingsvilligheten for reduserte miljøutslipp blir dermed lavere enn den faktiske betalingsvilligheten. I figur 10.4 har vi skissert marginal betalingsvillighet og marginal implisitt pris i en slik situasjon.

10.1.2 Betinget verdsetting

Alle metodene over er basert på faktiske markedspriser. Det finnes også metoder der en i stedet spør folk direkte om hvordan de verdsetter de aktuelle godene. Den viktigste av disse er såkalt betinget verdsetting (betalingsvillighets-undersøkelser), som har vært mye diskutert i det økonomiske fagmiljøet de siste årene. Vi vil her gi en relativt kort omtale av metoden. Noen hovedpunkter fra den faglige debatten om metoden er gjengitt i avsnitt 10.2 nedenfor. En detaljert omtale av betinget verdsetting finnes i Mitchell og Carson (1989), jf. også Johansson (1993).

Ved betinget verdsetting stiller en direkte spørsmål for å avdekke hva folk maksimalt kunne være villige til å betale for et gitt gode, eller ville kreve i kompensasjon for å gi det opp. Det er altså her tale om hypotetiske verdier; en måler ikke hva folk faktisk har betalt, men hva de ville ha betalt, gitt visse forutsetninger. Dette er bakgrunnen for at metoden kalles «betinget» verdsetting: Svarene som gis er betinget av de forutsetningene som skisseres i intervjusituasjonen. En må derfor være varsom med å bruke verdier fra en slik undersøkelse i andre sammenhenger enn den opprinnelige. Den hypotetiske karakteren til spørsmålene betyr også at det lett kan oppstå misforståelser mellom intervjuer og intervjuobjekt, noe som kan vanskeliggjøre tolkningen av data fra slike undersøkelser.

Betinget verdsetting kan, i motsetning til de markedsbaserte metodene, fange opp såkalt ikke-bruksverdi eller eksistensverdi. Med dette menes at en person kan være villig til å betale noe for å sikre andres bruk av miljøgodet (f.eks. fremtidige generasjoner) 1, eller rett og slett for å få tilfredsstillelsen av å vite at et område ligger urørt, at en art blir bevart e.l. Empiriske undersøkelser viser at ikke-bruksverdien av og til kan utgjøre en helt dominerende del av total betalingsvillighet. Håndteringen av ikke-bruksverdier i nytte-kostnadsanalyser diskuteres nærmere i punkt 10.2.2 nedenfor.

Betalingsvillighet eller kompensasjonskrav?

Ved betinget verdsetting spørres det om betalingsvillighet eller kompensasjonskrav for en gitt endring i omfang eller kvalitet på et miljøgode. Betalingsvilligheten er det en person maksimalt er villig til å betale for å oppnå (eller evt. unngå) endringen. Dersom endringen er en forbedring for personen, tilsvarer betalingsvilligheten for å oppnå endringen den kompenserende variasjon. Hvis endringen derimot oppfattes som en forverring, vil betalingsvilligheten for å unngå denne tilsvare den ekvivalente variasjon. Kompenserende og ekvivalent variasjon er omtalt i boks 10.3.

Boks 10.3 Boks 10.3 Kompenserende og ekvivalent variasjon

Vi betrakter en konsument som har inntekt y, står overfor prisene p på private goder og konsumerer z enheter av et kollektivt gode (f.eks. et miljøgode). Den indirekte nyttefunksjonen til konsumenten kan vi da skrive som:

La det offentlige gjennomføre et tiltak som endrer nivået på miljøgodet fra z⁰ til z¹. Vi betrakter først den kompenserende variasjonen (CV). Dette er et beløp slik at:

La oss først betrakte en miljøforbedring. Den kompenserende variasjonen viser nå det maksimumsbeløpet som kan tas fra en konsument dersom han skal være på samme nyttenivå som før miljøforbedringen. Den kompenserende variasjonen uttrykker dermed betalingsvilligheten for en miljøforbedring. Dersom vi betrakter en miljøforverring er den kompenserende variasjonen det minimumsbeløpet konsumenten må motta som kompensasjon for ikke å komme på et lavere nyttenivå. Den kompenserende variasjonen er illustrert i figur 10.5:

Den ekvivalente variasjonen (EV) er et beløp som er slik at:

Den ekvivalente variasjonen er det minimumsbeløpet en konsument må motta for å komme på samme nyttenivå som hun ville kommet på etter en miljøforbedring. Ved en miljøforverring er den ekvivalente variasjonen det maksimumsbeløpet konsumenten er villig til å betale for å unngå forverringen. Den ekvivalente variasjonen er illustrert i figur 10.6:

Kompensasjonskrav er det beløp en person minst krever for å akseptere (evt. akseptere å avstå fra) endringen. Hvis det er snakk om en forverring av miljøet, tilsvarer kompensasjonskravet for å godta forverringen den kompenserende variasjonen. Hvis det motsatt er snakk om en bedring av miljøstandarden, er kompensasjonskravet for å godta at tiltaket ikke gjennomføres lik den ekvivalente variasjon.

Valget mellom betalingsvillighet og kompensasjonskrav innebærer bl.a. vurderinger av eiendomsrett. Dersom vi mener at en person har rett til ikke å bli utsatt for forverringer av sin miljøkvalitet, men på den annen side må betale for forbedringer, blir det riktig å benytte betalingsvillighet ved miljøforbedringer og kompensasjonskrav ved miljøforverringer. Dette svarer til at vi både ved miljøforbedringer og miljøforverringer tar utgangspunkt i den kompenserende variasjon. Det har imidlertid i praksis vist seg vanskelig å få gode svar på spørsmål om kompensasjonskrav, dvs. spørsmål av typen: «Hvor mye må du ha for å akseptere xx miljøforverring?» I undersøkelser hvor slike spørsmål benyttes, får en ofte en stor andel respondenter som ikke vil svare i det hele tatt, som svarer «uendelig mye» eller oppgir svært store beløp. Gjennomsnittlig kompensasjonskrav er ofte flere ganger høyere enn gjennomsnittlig betalingsvillighet. Dersom en i stedet spør «hvor mye ville du vært villig til å betale for å unngå xx miljøforverring?» er det vanligvis langt flere som er villige til å svare, og det er færre som oppgir ekstreme beløp.

Willig (1976) har vist at ekvivalent og kompenserende variasjon vil være av samme størrelsesorden under «normale etterspørselsforhold». Ut fra dette er det ofte blitt anbefalt konsekvent å benytte spørsmål om betalingsvillighet framfor kompensasjonskrav, også i de tilfeller der det siste i utgangspunktet kan synes mer korrekt. Krutilla (1967) pekte imidlertid på at det kunne være stor forskjell mellom betalingsvillighet og kompensasjonskrav for det han kalte «store naturopplevelser» («grand scenic wonders»). Hanemann (1991) har senere vist at det kan være stor forskjell på disse målene også i teorien. Hvis det ikke finnes private goder som er gode substitutter for miljøgodet, kan forskjellen på betalingsvillighet og kompensasjonskrav i ekstremtilfeller være uendelig stor.

Hanemanns resultater innebærer at det er problematisk å bruke betalingsvillighet som et tilnærmet mål på nødvendig kompensasjon. I de fleste studier av betinget verdsetting konsentrerer en seg likevel om det første av disse to målene, bl.a. på grunn av vanskelighetene med å tolke svarene en får når det spørres om kompensasjonskrav. Se forøvrig omtalen av NOAA-panelet i punkt 10.2.1 nedenfor.

Feilkilder

Svarenes hypotetiske karakter ved betinget verdsetting gjør at metoden er mer utsatt for en del feilkilder enn markedsbaserte metoder. Det har imidlertid vært stor forskningsmessig aktivitet på dette området i de senere årene, og ved grundig gjennomarbeiding av intervjuopplegget kan problemene til en viss grad reduseres.

Oppsummeringen av mulige feilkilder nedenfor er svært summarisk, og er ikke ment som noen utfyllende liste. Mitchell og Carson (1989, s. 236-237) gir en mer fullstendig oversikt over potensielle feilkilder i betingete verdsettingsstudier. Vi konsentrerer oss her om målefeil, dvs. forhold som gjør at svarene ikke måler «respondentenes sanne betalingsvillighet», gitt at det faktisk finnes en slik. Det har imidlertid blitt stilt spørsmål ved mer fundamentale forhold i tilknytning til betalingsvillighetsstudier, som f.eks. om relevansen av betalingsvillighet i det hele tatt, relevansen av ikke-bruksverdier, og om svarene som gis snarere måler holdninger enn økonomiske verdier. Dette tas opp i avsnitt 10.2 nedenfor.

Strategiske svar.Respondentene (intervjuobjektene) kan ha incentiver til å oppgi en annen betalingsvillighet enn de faktisk har. Siden det vanligvis ikke vil være samsvar mellom oppgitt betalingsvillighet og det en må betale hvis tiltaket faktisk gjennomføres, kan respondentene f.eks. oppgi for høy betalingsvillighet for å øke sjansen for at tiltaket blir virkeliggjort. Hvis respondenten på den andre siden forventer at hun faktisk må betale det hun oppgir, vil hun ha incentiv til å oppgi et lavere beløp enn det hun faktisk er villig til å betale. Økonomer har vært svært opptatt av strategiske feilkilder. Mitchell og Carson (1989) hevder imidlertid at problemet i praksis ikke er så stort, en påstand de underbygger ved å vise til resultater fra en rekke eksperimenter, der forsøkspersonene viser liten tilbøyelighet til strategisk atferd. En noe annen variant av dette problemet er at intervjuobjektet oppgir en høy (ev. lav) betalingsvillighet fordi han/hun tror at intervjueren forventer eller vil sette pris på dette.

Forankringseffekter.Siden respondentene ikke har noen erfaring fra markedet i å vurdere verdien på fellesgoder, kan alt som oppfattes som antydninger fra intervjuerens side om hva som er en «riktig» eller «rimelig» verdi ha stor betydning for svaret som gis. Et spørreskjema der det høyeste svaralternativet er «1000 kroner eller mer» vil f.eks. kunne lede respondentene til å tenke at opptil 1000 kroner er en rimelig verdi, mens et skjema der det høyeste alternativet er «80 kroner eller mer» kan gi inntrykk av at 1000 kroner er urimelig mye. På samme måte vil opplysninger som «til sammenlikning er prisen på x-tjenesten i dag y kroner» kunne påvirke oppgitt betalingsvillighet. Empiriske studier har vist at slik forankring i tall som presenteres i intervjusituasjonen har stor betydning for svarene som gis.

Feilspesifisering av godet.Godet som skal verdsettes kan være feilspesifisert eller for dårlig spesifisert. Selv om intervjueren har presisert godet nøyaktig, kan intervjuobjektet mistolke spørsmålet. Det ser for eksempel ut til å være ganske vanlig at folk verdsetter et mer generelt eller omfattende gode enn det de strengt tatt er blitt spurt om. Dersom en spør om betalingsvillighet for renere vann i Mjøsa, kan en få svar som egentlig gjelder betalingsvillighet for renere vann i alle norske vassdrag, eller ren natur mer generelt. I den grad det dreier seg om rene misforståelser, kan mer pedagogisk utforming av spørsmålene hjelpe. Problemet kan imidlertid også være knyttet til mer grunnleggende spørsmål, som hvorvidt folk i det hele tatt har veldefinerte preferanser over slike goder som det her er snakk om (se punkt 10.2.1 nedenfor).

Feilspesifisering av forutsetninger.Videre kan det lett oppstå misforståelser av forutsetningene som er tenkt å ligge til grunn for svarene. Dette kan dreie seg om intervjuobjektets budsjettrestriksjon, om alle andre også skal betale, osv. Hvis det stilles flere betalingsvillighetsspørsmål etter hverandre, kan det være uklart for respondenten om svarene skal sees i sammenheng eller ikke: Hvis han for eksempel allerede «har betalt» for renere vann i Mjøsa, bevaring av ulven og bevaring av regnskogen i Brasil, vil han ha lite penger «igjen» til å betale for reduksjon i lokal luftforurensning. I praksis viser det seg at rekkefølgen på spørsmålene er svært viktig for svaret som oppgis, og jo tidligere i en spørsmålssekvens et gode vurderes, jo høyere blir verdien.

I nyere studier prøver en å unngå feiltolkninger av godet, eller av scenariet forøvrig, blant annet ved å gi intervjuobjektet relativt grundig innføring i temaet som skal vurderes, gjerne ved bilder, kart mv., være svært nøye med å spesifisere forutsetninger og avgrensning av godet, og bruke personlige intervju snarere enn å sende skjemaene i posten.

Manglende erfaring med å vurdere den pengemessige verdien av miljøgoder kan innebære at intervjuobjektene er usikre på hva de faktisk synes. Moderne betingete verdsettingsstudier søker å avhjelpe dette ved å utforme spørsmålet på en måte som er mest mulig velkjent for respondentene. For eksempel spørres det vanligvis ikke lenger om «det maksimale beløp» en er villig til å betale, men snarere om «hvis det koster x kroner pr. husholdning å gjennomføre dette tiltaket, ville du da være villig til å betale dette?» Ved å variere beløpet x overfor ulike intervjuobjekter, eller spørre flere ganger med varierende x-verdier, kan en estimere etterspørselskurven. Tanken er at et slikt format er mer i samsvar med dagligdagse beslutninger folk tar når de kjøper ting. (Her kan en imidlertid i stedet få forankrings-problemer, som omtalt over.)

Det kan også hende at intervjuobjektet ikke har tro på at den hypotetiske situasjonen som skisseres er realistisk, og derfor ikke aksepterer intervjuerens forutsetninger. Ofte ser en også at intervjuobjektene har prinsipielle motforestillinger mot betalingsformen som er skissert, f.eks. økt inntektsskatt, og at dette påvirker svaret.

I Norge er betinget verdsetting brukt i en rekke undersøkelser, bl.a. til verdsetting av ferskvannsfiske, renere vassdrag og renere luft. En oversikt over norske studier er gitt i Navrud og Strand (1992).

10.1.3 Andre metoder

Samvalgsanalyser har visse likhetstrekk med betinget verdsetting, i den forstand at en spør folk direkte om deres preferanser. I en samvalgsanalyse blir intervjuobjektet bedt om å velge mellom ulike alternativ som skiller seg fra hverandre på flere måter. For eksempel kan intervjueren skissere flere scenarier der både konsentrasjon av luftforurensning, intervjuobjektets inntekt og kvaliteter ved det lokale transporttilbudet varierer. En bruker så statistiske metoder til å utlede verdier for de ulike faktorene som inngår i scenariebeskrivelsene. Samvalgsundersøkelser har dermed også visse metodiske likhetstrekk med hedoniske analyser. Fridstrøm (1992) gir en nærmere beskrivelse av metoden, mens Norheim og Kolbenstvedt (1991) anvender metoden for å anslå etterspørsel etter kollektivtransport.

Implisitt verdsetting

Selv om et miljøgode ikke verdsettes eksplisitt, kan faktiske prioriteringer fra myndighetenes side innebære en implisitt verdsetting. Hvis for eksempel Stortinget vedtar det dyreste av to alternative utforminger av et prosjekt på grunn av bedre miljøvirkninger, vil kostnadsdifferansen mellom de to prosjektene (alt annet gitt) kunne oppfattes som et minste anslag på Stortingets implisitte verdsetting av denne miljøeffekten. Metoden gir dermed ikke noe anslag for etterspørselen etter godet fra konsumentenes side, men data for hva politisk valgte myndigheter har vist seg villige til å betale. I Norge er studier av implisitt verdsetting blitt kombinert med studier av betalingsvillighet i forbindelse med Samlet Plan for Vassdrag (Hervik, Risnes og Strand, 1986).

Det har vært hevdet (Chase, 1968) at det er et visst innslag av sirkelresonnement dersom man bruker verdier utledet fra politiske beslutninger i en nytte-kostnadsanalyse, og deretter bruker nytte-kostnadsanalysen til å finne det optimale politiske vedtak. Dette argumentet vil kanskje være mindre relevant hvis nytte-kostnadsanalysen skal brukes som beslutningskriterium i rent administrative prosesser.

Studier basert på implisitt verdsetting kan synliggjøre viktige økonomiske sider ved politiske vedtak som i mange tilfeller kan være vanskelige å gjennomskue. Hvis en ønsker å bruke verdianslag fra denne metoden i nytte-kostnadsanalyser, kan det imidlertid være et problem at slike verdier neppe kan ventes å være konstante, verken over tid, eller mellom ulike prosjekter som er vedtatt omtrent samtidig. Slik inkonsistens har ikke nødvendigvis noe å gjøre med irrasjonalitet, manglende oversikt eller skiftende preferanser fra beslutningstakernes side. Årsaken kan rett og slett være at beslutningene fattes gjennom demokratiske prosedyrer, der det ikke er noen sentral planlegger som styrer. I det politiske spillet vil det variere fra sak til sak hvilke interesser som får gjennomslag, og dermed hvilke implisitte verdier en vil finne.

Ekspertpaneler

Når en forsøker å anslå befolkningens preferanser for et miljøgode, kan det ofte være et problem at befolkningen er dårlig informert om det aktuelle godet. Det kan for eksempel være snakk om et prosjekt som berører en sjelden biotop, og der betalingsvilligheten ikke egentlig knytter seg til området som sådan, men til bevaring av det biologiske mangfoldet. De fleste vil ha begrenset kunnskap om sannsynligheten for at arter skal overleve under ulike forhold, forekomsten av arter som er nært beslektet med de som eventuelt er truet, sannsynligheten for at artene kunne utnyttes kommersielt i framtiden osv. Betalingsvilligheten vil i slike tilfeller ikke bare være basert på individuelle preferanser, men også subjektive vurderinger av sannsynligheter og årsaks-virknings-sammenhenger som kan være svakt fundert.

På denne bakgrunn er det utviklet verdsettingsmetoder som er basert på å avdekke preferanser eller synspunkter hos et utvalg eksperter på det aktuelle området, snarere enn å anslå etterspørselen fra befolkningen som helhet. I Norge er slike metoder bl.a. brukt i forbindelse med vurdering av forurensninger i Indre Oslofjord (Heiberg og Hem, 1988). En diskusjon av grunnlaget for denne typen metoder er gitt i Keeney og Raiffa (1976).

Ekspertmetoder tar utgangspunkt i at konsumentenes egne vurderinger av forskjellige grunner bør overprøves. Dette står i en viss motstrid til det teoretiske grunnlaget for nytte-kostnadsanalyser, og det bør derfor vurderes om verdianslagene er framkommet på en måte som er forenlig med nytte-kostnadsmetodikken forøvrig.

Et generelt hovedargument for å bruke priser ved prosjektvurderinger, er at prisene oppsummerer svært mye disaggregert informasjon. Her skal imidlertid vurderingen av godets betydning foretas av et mindre utvalg eksperter, slik at dette poenget kan være mindre relevant. Selve prosessen med å omforme faglige ekspertvurderinger til et økonomisk verdianslag kan videre være forbundet med problemer, bl.a. fordi naturvitenskapsfolk som regel ikke samtidig er eksperter på økonomi. En må derfor vurdere om gevinsten ved å «oversette» ekspertenes vurderinger til et kronebeløp er så stor at eksersisen kan forsvares, sammenliknet med alternativet med å presentere ekspertenes vurderinger i en konsekvensanalyse uten å måle vurderingene i penger.

10.2 Kontroverser om verdsetting av miljøgoder

Økonomer har diskutert verdsetting av fellesgoder i lang tid, men de senere årene har debatten skutt fart. En medvirkende årsak til dette har vært at studier basert på betinget verdsetting er blitt akseptert som grunnlag for rettslige erstatningsoppgjør etter forurensningsulykker i USA. I 1989 grunnstøtte supertankeren Exxon Valdez i Alaska, og enorme mengder olje rant ut og forurenset store naturområder. I erstatningssaken som fulgte var sterke økonomiske interesser involvert. Partene i konflikten satte inn store ressurser på å få fram kunnskap som kunne brukes i rettssaken, og mange anerkjente økonomer ble trukket inn i dette arbeidet. Debatten som fulgte var særlig fokusert på metodespørsmål. Portney (1994), Hanemann (1994) og Diamond og Hausman (1994) gir til sammen en relativt utfyllende oversikt over den faglige debatten i USA om betinget verdsetting.

I tilknytning til denne debatten oppsto det også en faglig diskusjon om hvordan altruistiske preferanser bør håndteres i nytte-kostnadsanalyser. Dette har delvis dreid seg om påvisning av mulighetene for dobbelttellinger og liknende inkonsistenser, men debatten berører også det mer filosofiske spørsmålet om hva slags kriterier som bør avgjøre hva som er til samfunnets nytte. I den forbindelse er det også argumentert for at ulike metoder for måling av preferanser systematisk kan favorisere bestemte interessegrupper, og at bruk av total betalingsvillighet som mål på nytten av miljøgoder derfor kan virke politisk skjevt i enkelte gruppers favør (Brekke, 1993).

10.2.1 Tolkning av data fra betinget verdsetting

Flere økonomer har uttrykt skepsis til om svarene i en betinget verdsettings-studie faktisk måler preferanser for det miljøgodet det spørres om. Kahneman og Knetsch (1992) har hevdet at publikums oppgitte betalingsvillighet i slike studier snarere måler betalingsvillighet for «kjøp av god samvittighet». Denne hypotesen understøttes av at flere empiriske undersøkelser finner svært liten variasjon i oppgitt betalingsvillighet når godet som skal verdsettes, varierer i omfang. For eksempel fant Desvouges m.fl. (1992) omtrent samme gjennomsnittlige betalingsvillighet for å unngå at henholdsvis 2000, 20 000 og 200 000 sjøfugl omkom 2. Videre har det vist seg at hvor mange verdsettingsspørsmål som stilles i en og samme undersøkelse, og hvilken rekkefølge det spørres i, er svært viktig for resultatene. Dette kan delvis forklares ut fra en inntektseffekt: Når en allerede har «betalt» for ett miljøgode, har en mindre penger igjen til å betale for ett til. Imidlertid harmonerer inntektselastisitene som kan anslås ut fra datamaterialet forøvrig i flere tilfeller svært dårlig med en slik forklaring (Diamond og Hausman, 1994). Hvis respondentene betaler for gleden av å gi til en god sak, snarere enn for sin nytte av dette spesielle miljøtiltaket, ville en imidlertid vente slike effekter.

Hvis hypotesen om «kjøp av god samvittighet» er riktig, innebærer det at omfattende bruk av betinget verdsetting som bakgrunn for politiske beslutninger kan være betenkelig. Hvis en setter i gang en ny spørreundersøkelse hver gang et nytt prosjekt skal vurderes, men bare spør om ett prosjekt om gangen, kan intervjuobjekter «bruke opp» hele det beløpet de ønsker å sette av til gode formål hver gang. Det vil da fortone seg som om betalingsvilligheten er stor for alle prosjektene, uten at dette nødvendigvis er tilfelle.

En annen hypotese er at folk svarer ut fra hva de synes er rimelig, snarere enn sin maksimale betalingsvillighet. I en slik vurdering tar de hensyn til elementer som hvor mye tiltaket koster, hvor mye det blir på hver hvis alle betaler, om det er rimelig at de selv skal betale noe hvis det egentlig er noen andres skyld, osv., jf. Schkade og Payne (1993). Slike vurderinger gir snarere uttrykk for resultater fra en slags intuitiv nytte-kostnadsanalyse enn en økonomisk marginal nytteverdi. En beslektet kritikk gis i Kahneman m.fl. (1993), som hevder at betalingsvillighet for fellesgoder i første rekke gir uttrykk for holdninger, ikke preferanser. De fremholder at hvis en primært vil undersøke folks holdninger, er penger neppe den mest naturlige enheten å bruke; i så fall kunne en heller spørre mer direkte hva folk synes.

Tilhengerne av betinget verdsetting har i stor grad svart på kritikken ved å vise til metodemessige svakheter ved de undersøkelsene som kritikerne bygger på. På grunn av de mange mulige feilkildene i slike undersøkelser, er det svært dyrt og tidkrevende å utføre en studie basert på betinget verdsetting etter så strenge kriterier som ønskelig. Derfor er det i større eller mindre grad metodiske mangler ved de aller fleste studiene som er utført. Videre forskning vil kanskje vise om problemene kan løses ved bedre utforming av undersøkelsene, eller om det er mer fundamentale problemer knyttet til metoden.

På bakgrunn av den store uenigheten om disse spørsmålene, og de store økonomiske interessene som var involvert, opprettet amerikanske myndigheter et ekspertpanel, ledet av de to økonomene Kenneth Arrow og Robert Solow. Dette panelet omtales vanligvis som NOAA-panelet, fordi det ble nedsatt av the National Oceanic and Atmospheric Administration. NOAA-panelet avga sin rapport i januar 1993 (NOAA, 1993), og konkluderte med at betinget verdsetting kan gi verdianslag som er pålitelige nok til å kunne brukes som utgangpunkt i rettslige erstatningssaker, inkludert anslag for ikke-bruksverdier. Panelet satte imidlertid opp en liste over krav som bør stilles til slike analyser for at denne konklusjonen skal være gyldig. Listen inkluderer følgende hovedpunkter:

• En bør generelt velge metoder som gir konservative (lave) estimater.

• Det bør spørres om betalingsvillighet, ikke kompensasjonskrav.

• Spørsmålet bør stilles som om respondenten skulle avgi en stemme (ja/nei-svar).

• Scenariet må beskrives nøyaktig.

• Hvis fotografier skal brukes, må det undersøkes på forhånd hvordan disse påvirker intervjuobjekter.

• Intervjuobjektene må minnes på eksistensen av sammenliknbare, alternative miljøgoder.

• Verdsetting av en skade må skje såvidt lenge etter skadetidspunktet at det er rimelig for respondentene å tro på at skaden kan repareres.

• Ulike utvalg bør spørres med noe avstand i tid, for å teste for eventuelle tidstrender.

• Det bør eksplisitt tillates at intervjuobjektet avstår fra å svare, dvs. en «avholdende»-opsjon. Dersom intervjuobjektet velger dette, bør han spørres hvorfor.

• Oppfølgingsspørsmål bør gis etter ja- og nei- svar: «Hvorfor svarte du ja (hhv. nei)?»

• Det bør også spørres om f.eks. inntekt, tidligere kjennskap til området som skal verdsettes, etc.

• Undersøkelsen må ikke bli så komplisert eller omfattende at den stiller for store krav til intervjuobjektene.

• Intervjuobjektene må minnes på at en positiv betalingsvillighet vil redusere det beløpet de kan bruke på andre ting.

• Undersøkelsen bør utformes med tanke på å minimere «kjøp av god samvittighet» og synspunkter som at «det er storkapitalens skyld, så de bør betale, ikke jeg».

• Det må skilles mellom midlertidige og permanente skader.

• En må påse at respondentene forstår at skader kan bli borte over tid.

• Begge parter i en rettssak bør kunne uttale seg om intervjudesign på forhånd.

NOAA-panelet pekte også på at en undersøkelse neppe gav pålitelige svar dersom den viste at respondentene ikke var villige til å betale mer for å forhindre mer omfattende ulykker eller skader. En slik vurdering av sammenhengen mellom betalingsvillighet og problemets omfang er f.eks. foretatt i undersøkelsen til Desvouges m.fl. (1992), jf. omtale ovenfor. Både NOAA og Department of the Interior krever i sine retningslinjer for betinget verdsetting at undersøkelsene skal vurdere hvor følsom betalingsvilligheten er for ulikt omfang på det aktuelle problemet («sensitivity to scope»).

NOAA-panelets liste er basert på amerikanske forhold, og disse kan ikke uten videre overføres til Norge. Videre bør det presiseres at NOAA-panelet ikke vurderte spørsmål som f.eks. om eksistensverdi er like relevant i en nytte-kostnadsanalyse som bruksverdi, eller om betalingsvillighet er den beste måten å anslå samfunnsmessig nytte av et tiltak. Deres mandat var begrenset til å undersøke om betinget verdsetting kunne gi gode nok estimater på totale verdier, inkludert ikke-bruksverdi, til å brukes i rettssaker.

10.2.2 Ikke-bruksverdi og altruisme

Begrepet ikke-bruksverdi (eksistensverdi) ble først benyttet innenfor miljøøkonomi av Krutilla (1967). Dette er den verdien individer kan knytte til tanken om at sjeldne dyrearter, enestående naturmiljøer e.l. eksisterer, selv om de aldri selv har tenkt å gjøre aktiv bruk av disse verdiene. I empiriske studier viser det seg ofte at en stor del av den estimerte verdien er knyttet til slik ikke-bruksverdi. Det har vært stilt spørsmålstegn ved om slik verdi bør inkluderes i nytte-kostnadsanalyser. Dette spørsmålet er nært knyttet til altruisme, fordi ikke-bruksverdier i stor grad kan være motivert ut fra omsorg for andre, enten nålevende personer eller kommende generasjoner.

Milgrom (1993) hevder at betalingsvillighet som stammer fra altruistiske motiver ikke bør inkluderes i en nytte-kostnadsanalyse. Dette diskuteres mer i detalj av Jones-Lee (1991) og Johansson (1992, 1994). Hovedpoenget er som følger: Hvis person A bryr seg om person Bs nytte, vil han/hun være villig til å betale noe for at B skal kunne bruke miljøgodet. Men i så fall vil A også bry seg om det hvis B må betale sin del av tiltakskostnadene. Det oppstår derfor en inkonsistens hvis en bare tar hensyn til altruisme på nyttesiden av regnestykket, og ikke også på kostnadssiden. Dersom en antar at A bare bryr seg om Bs tilgang på miljøgoder, men ikke er opptatt av hans økonomiske situasjon, faller poenget bort.

Johansson (1994) hevder at problemet ikke løses på noen tilfredsstillende måte ved fullstendig å ignorere altruistiske motiver. En nærliggende løsning er da å stille spørsmålet slik at person A har mulighet til å bry seg om både person Bs nytte av tiltaket og hans andel av tiltakskostnadene. Johansson viser imidlertid at dette kan føre til et aggregeringsproblem. Han påpeker likevel at dersom spørsmål om betalingsvillighet stilles på en bestemt måte, kan aggregeringsproblemet unngås. Prinsippet er da å be respondenten oppgi sin betalingsvillighet under forutsetning av at alle andre betaler akkurat så mye at de får det like bra etter tiltaket som de hadde det før. I praksis kan dette imidlertid kanskje komme i konflikt med ønsket om å stille spørsmålene på en måte som er enkel og velkjent for intervjuobjektene.

10.3 Konklusjoner og anbefalinger

I forbindelse med valg av metode for behandling av miljøgoder i nytte-kostnadsanalyser eller konsekvensanalyser, er det en rekke prinsipielle og praktiske spørsmål en må ta stilling til.

Dersom en ønsker å anslå konsumentenes samlede betalingsvillighet for miljøgodene, er det bare betinget verdsetting som kan anvendes i nær sagt alle typer tilfeller. Ingen markedsbaserte metoder kan måle ikke-bruksverdier. Reisekostnadsmetoden kan brukes til å anslå bruksverdier når en må reise til miljøgodet for å kunne bruke det, men dette er ikke alltid tilfelle. Hedoniske metoder kan også bare brukes under bestemte betingelser. Dose-respons-metoder kombinert med markedspriser kan måle de eksterne virkningene forurensende utslipp e.l. har på markedsbaserte aktiviteter (f.eks. produksjonstap pga. økt sykefravær), men vil ikke kunne måle velferdstap som ikke verdsettes av markedet (f.eks. smerter ved sykdom).

Betinget verdsetting er imidlertid en kontroversiell metode. Dette gjelder spesielt i tilknytning til miljøgoder som f.eks. bevaring av truede dyrearter, der det synes lite trolig at respondentene har erfaring i å uttrykke verdien i kroner. Videre er det svært tids- og kostnadskrevende å utføre gode undersøkelser som bygger på betinget verdsetting. Svarene som gis i slike undersøkelser kan dessuten variere betydelig når betingelsene svarene er gitt under endres litt, og det kan derfor ofte være faglig tvilsomt å bruke verdier fra betinget verdsettings-studier i en annen sammenheng enn den opprinnelige. Selv om en aksepterer metoden, vil det i mange sammenhenger kunne være vanskelig å innhente slike data av kostnadsmessige grunner.

Verdsetting ved hjelp av ekspertpaneler eller basert på utledning av politiske beslutninger er metoder som ikke måler konsumentenes egne preferanser. Dette er til en viss grad i motstrid med det teoretiske grunnlaget for nytte-kostnadsanalyser. Bruk av ekspertpaneler kan imidlertid være en velegnet metode for å kartlegge og beskrive konsekvensene av ulike tiltak.

I enkelte tilfeller vil ulike metoder kunne utfylle hverandre snarere enn å være gjensidig utelukkende. Dette vil f.eks. kunne gjelde verdsetting av lokale støyplager, der både hedoniske metoder og betinget verdsetting vil kunne brukes. Utvalget vil derfor ikke gi noen entydig anbefaling om hvilke metoder som bør benyttes. De mange uavklarte metodespørsmålene knyttet til betinget verdsetting gjør likevel at vi vil anbefale i størst mulig grad å utnytte den informasjonen som ligger i observert atferd. Dersom det alternativt eller i tillegg til markedsbaserte metoder benyttes betinget verdsetting, må det videre stilles særlig høye metodekrav til undersøkelsen. Dette vil i realiteten innebære at undersøkelsen bør tilfredsstille de kravene som er omtalt i slutten av punkt 10.2.1.

Spørsmålet om metodevalg er nært knyttet til hvilke miljøgoder som skal verdsettes i kroner i en nytte-kostnadsanalyse. Utvalget mener at verdsettingen bør begrenses til områder der aktørene direkte eller indirekte kan antas å ha noe erfaring med å verdsette det aktuelle miljøgodet i økonomiske størrelser. Dette gjør at vi generelt er tvilende til nytten av å måle betalingsvilligheten for å redde truede dyrearter eller løse globale miljøproblemer. Lokale miljøulemper som f.eks. støy- eller støvplager bør imidlertid være mer velegnede for verdsetting i en nytte-kostnadsanalyse. Det samme gjelder til dels for rekreasjonsområder eller annen arealbruk, f.eks. i forbindelse med at en vurderer å benytte slike områder til utbygging av boliger eller næringsvirksomhet. En slik avgrensing av når det er hensiktsmessig med nytte-kostnadsanalyser av miljøgoder, gjør også at delvis uavklarte metodespørsmål knyttet til ikke-bruksverdier og altruisme ofte vil ha mer begrenset betydning.

For miljøtiltak der nyttesiden ikke verdsettes i kroner vil det ofte være hensiktsmessig å gjennomføre kostnadseffektivitetsanalyser: Gitt at utslipp av klorfluorkarboner skal reduseres med x prosent for å redde ozonlaget, må de tiltakene som er nødvendige for å oppnå dette målet, utformes så kostnadseffektivt som mulig. Vurdering av slike tiltak vil gjerne være nært knyttet til utforming av optimale miljøavgifter. For en nærmere drøfting av slike avgifter, viser vi til rapporten fra Grønn skattekommisjon (NOU 1996:9).

Dersom vi har bestemt at det kan være hensiktsmessig å verdsette et miljøtiltak i kroner, gjenstår likevel spørsmålet om hva som skal inkluderes i verdsettingen. Et alternativ er å inkludere samlet betalingsvillighet for tiltaket i nytte-kostnadsanalysen. I så fall må en i enkelte tilfeller akseptere de problemene som knytter seg til betinget verdsetting. Et annet alternativ er å avgrense verdsettingen til kun å omfatte noen av prosjektets miljøvirkninger. I slike tilfeller må det være et minimumskrav at det er et klart og lett forståelig skille mellom hva som er verdsatt i kroner og hva som kun er beskrevet verbalt eller tallfestet i fysiske størrelser. For de miljøforholdene som er tallfestet i kroner eller fysiske størrelser, må det videre komme klart fram av analysen hvilke metoder som er benyttet, og hvilken usikkerhet som er knyttet til de ulike tallstørrelsene.