der kontingente bewertungsansatz zur messung von umweltgütern

DER KONTINGENTE BEWERTUNGSANSATZ ZUR MESSUNG VON
UMWELTGÜTERN
Stand der Debatte und umweltpolitische Einsatzmöglichkeiten
Gerald J. Pruckner*
Zusammenfassung
Dieser Beitrag beschäftigt sich mit den jüngeren Entwicklungen auf dem Gebiet der
Zahlungsbereitschaftsanalyse (Contingent Valuation Method) zur ökonomischen Bewertung von
Umweltgütern. Zunächst werden die nutzentheoretischen Grundlagen des Verfahrens diskutiert
und die unterschiedlichen Wohlfahrtsmaße (Zahlungsbereitschaft versus Kompensationsforderung) einander gegenübergestellt. Ein historischer Rückblick beschreibt die Entstehung und
zeitliche Entwicklung der Zahlungsbereitschaftsanalyse sowie die Einflüsse von Fragen der
praktischen Anwendung auf die wissenschaftliche Forschung. Die kritischen Einwände gegen
das Verfahren beziehen sich in erster Linie auf das hypothetische Frageszenario sowie auf die
Möglichkeit der Individuen, sich strategisch zu verhalten. Im Zuge einer Globaleinschätzung
der Methode werden die notwendigen Rahmenbedingungen diskutiert, deren Einhaltung
zuverlässige empirische Ergebnisse erwarten lassen. Ein Ausblick auf künftig notwendige
Forschungsanstrengungen sowie auf potentielle Anwendungsgebiete aus einer europäischen
Perspektive schließen diese Arbeit ab.
1 Einleitung
Zweifelsohne stellt die Umweltökonomie eine zur Zeit äußerst populäre und schnell wachsende
Teildisziplin der Volkswirtschaftslehre dar. Diese Entwicklung kommt nicht nur in der
zunehmenden Anzahl einschlägiger Publikationen sowie im Entstehen neuer Zeitschriften zum
Ausdruck sondern auch dadurch, daß immer mehr hervorragend ausgewiesene Ökonomen aus
anderen Teilbereichen der Forschung in dieses Spezialgebiet überwechseln. Die
Umweltökonomie ist nicht nur aufgrund interessanter theoretischer und empirischer
Fragestellungen mit konkreten realpolitischen Hintergründen als Betätigungsfeld ökonomischer
Forschung besonders aktuell geworden, vielmehr verdankt sie ihre Popularität auch einer sonst
kaum beobachtbaren kontroversiellen wissenschaftlichen Auseinandersetzung. Insbesonders in
den Fragestellungen zur empirischen Messung von Umweltgütern prallen widerspüchliche
Meinungen
*
bezüglich
der
Zuverlässigkeit
und
Anwendbarkeit
des
vorhandenen
Department of Agricultural and Resource Economics, University of California, Berkeley und Universität Linz.
2
Instrumentariums aufeinander.1 Dieser Umstand kann zum einen durch die Absenz von Märkten
und dadurch auch von objektiven Bewertungskriterien in Form von Preisen erklärt werden oder
wie Arrow et al. (1993) es ausdrücken, daß "...the controversy will almost always occur if it is
necessary to put monetary values on intangibles...". Darüber hinaus wurde die wissenschaftliche
Kontroverse von außen dadurch verschärft, daß aufgrund aktueller Umweltstörfälle - das
prominenteste Beispiel stellt wohl der Exxon Valdez Tankerunfall vor der Küste Alaskas im
Jahre 1989 dar - eine Reihe von empirischen Gutachten und Gegengutachten über das monetäre
Ausmaß der Zerstörung von natürlichen Ressourcen in Auftrag gegeben wurden, um für die
bevorstehenden gerichtlichen Schadenersatzansprüche eine wissenschaftliche Grundlage
vorlegen zu können. Diese mitunter hoch dotierten Auftragsarbeiten brachten widersprüchliche
Ergebnisse zutage und haben die methodische Auseinandersetzung über Fragen der
Umweltbewertung eher verschärft denn verringert.
Grundsätzlich stehen zur ökonomischen Bewertung von Umweltgütern verschiedene
Präferenzerfassungsmethoden zur Verfügung. Während die indirekten Verfahren die
Veränderung der Umweltqualität über das beobachtete Verhalten der Wirtschaftssubjekte
erfassen, basieren die sogenannten direkten Methoden auf verschiedenen Befragungstechniken.
Die Zahlungsbereitschaftsanalyse (kontingenter Bewertungsansatz), die mit Hilfe von
Interviews und Fragebögen die Zahlungsbereitschaft von Individuen für eine veränderte
Umweltqualität abfrägt, bildet das bedeutendste direkte Bewertungsinstrument.
Gegen dieses Verfahren werden zahleiche Kritikpunkte vorgebracht, die sich auf die
Zuverlässigkeit der ermittelten Wertschätzungen beziehen. Die Liste der kritischen Einwände
reicht dabei von der hypothetischen Fragesituation über strategisches Verhalten der
Respondenten, auftretende "embedding-Effekte", fragebogenspezifische Verzerrungen bis hin
zur generellen Einschätzung, daß die abgeleiteten Ergebnisse zur ökonomischen Theorie nicht
konsistent seien.2 Nicht zuletzt aufgrund des gesetzlichen Handlungsbedarfs in den USA im
Rahmen des "natural resource damage assessment (NRDA)" haben bezüglich dieses
Umweltbewertungsverfahrens in den letzten paar Jahren sowohl auf wissenschaftlicher als auch
auf anwendungsorientierter Ebene interessante Entwicklungen stattgefunden, die in diesem
Beitrag dargestellt und kommentiert werden sollen. Das Papier ist wie folgt aufgebaut:
Kapitel 2 beschäftigt sich allgemein mit der Frage nach der Notwendigkeit einer ökonomischen
Bewertung von Umweltgütern und ihrer Bedeutung für die Gestaltung wirtschaftspolitischen
Handelns auf unterschiedlichen Aktivitätsebenen. Darüber hinaus werden die zur Verfügung
stehenden Instrumente zur Erfassung gesellschaftlicher Kosten und Nutzen umweltpolitischer
Maßnahmen miteinander verglichen. Im Anschluß daran (Kapitel 3) wird der kontingente
Bewertungsansatz näher dargestellt und die Problematik der "non-use values" besprochen.
1
Für eine sehr kritische Haltung gegenüber der monetären Bewertung in der Umweltpolitik vgl. Behrens-Egger
(1991).
2
Eine umfassende Diskussion der kritischen Einwände findet sich bei Hausman (1993).
3
Kapitel 4 liefert einen kurzen historischen Abriß sowohl über die wissenschaftliche Entwicklung
des Verfahrens sowie über die verschiedenen Anwendungsgebiete. Kapitel 5 gibt einen
Überblick über die zentralen Problembereiche und versucht, eine ausgewogene Darstellung in
bezug auf die Akzeptanz dieses Bewertungsinstruments zu liefern. Auf weitere
Forschungsnotwendigkeiten wird ebenfalls hingewiesen. Im letzten Kapitel erfolgt ein Ausblick
auf künftige Einsatzmöglichkeiten des Verfahrens aus einer europäischen Perspektive.
2 Die Messung von Umweltgütern
Die Rolle der Ökonomie
Die Ökonomie setzt sich zur Aufgabe, die Aktivitäten der Menschen so zu gestalten, daß sie ihre
materiellen Bedürfnisse in einer durch Knappheiten gekennzeichneten Welt befriedigen können.
Diese Aktivitäten schließen auch die Nutzung der Umwelt mit ein. Umweltschutz bzw. die
Reduktion von Umweltverschmutzung sind mit Kosten verbunden. Diese Kosten umfassen den
alternativen Einsatz von knappen Ressourcen etwa in bezug auf Arbeit, Kapital, und technische
Fähigkeiten. Der Schutz einer natürlichen Ressource, zum Beispiel der Erhalt von unberührten
Landschaftsteilen, bedeutet, daß eine anderweitige Nutzung in Form der Gewinnung von
Bodenschätzen oder der Produktion von Holz in diesem Fall nicht möglich ist. Die
Opportunitätskosten des Landschaftsschutzes stellen somit den (gesellschaftlichen) Wert der
entgangenen Alternativen dar. Eine sich in diesem Sinne ökonomisch verhaltende Gesellschaft
sollte zusätzliche Anstrengungen zur Vermeidung von Umweltverschmutzung dann
unternehmen, wenn ihr die davon erwarteten zusätzlichen Nutzen mehr wert sind als die
entgangenen Erträge eines alternativen Ressourceneinsatzes. Darüber hinaus sind Umweltziele,
wie auch immer sie festgelegt werden, mit jenen Mitteln durchzusetzen, die die geringsten
Kosten verursachen (Kosteneffizienz). Die Ökonomie kann wichtige Beiträge leisten, in dem sie
versucht, für umweltrelevante Entscheidungen die entstehenden gesellschaftlichen Kosten den
sozialen Erträgen gegenüberzustellen bzw. die trade-offs aufzuzeigen.
Die Anwendung von Instrumenten zur ökonomischen Messung von natürlichen Ressourcen und
Umweltqualitäten erfolgt grundsätzlich auf verschiedenen Ebenen bzw. für unterschiedliche
Zwecke (vgl. Navrud, Pruckner 1994). Während im Rahmen von traditionellen Kosten-Nutzen
Analysen die Vor- und Nachteile einzelner Umweltprojekte einander gegenübergestellt werden,
bildet die ökonomische Bewertung von Umweltgesetzen einen weiteren (übergeordneten)
Anwendungsbereich.3 Darüber hinaus werden die Meßmethoden auch zur Beurteilung von
Schäden an natürlichen Ressourcen herangezogen, die beispielsweise aufgrund von
Umweltstörfällen entstehen. Schließlich dienen die Bewertungsverfahren der Festlegung von
3
Die Erfassung von Kosten- und Nutzenkomponenten, die mit der Einführung bzw. der Novellierung des U.S.
amerikanischen "Clean Air Act" und des "Clean Water Act" verbunden waren, bilden die wohl
prominentesten Beispiele für diese Kategorie (vgl. dazu Portney (1990) und Burtraw, Portney (1991)).
4
optimalen Ressourcenallokationen beim Vorhandensein von Externalitäten (environmental
costing) als auch der Berücksichtigung von natürlichen Ressourcen und Umweltzuständen im
Rahmen der Volkswirtschaftlichen Gesamtrechnung (environmental accounting).
Die Kosten
Im Unterschied zur Nutzenmessung schien die empirische Erfassung von Kostenelementen in
der Vergangenheit verhältnismäßig einfach. Die Ursache dafür war, daß in traditionellen
Kosten-Nutzen Analysen umweltpolitischer Maßnahmen lediglich die dadurch unmittelbar
anfallenden Ausgaben als Näherungsgröße für die tatsächlichen sozialen Kosten herangezogen
wurden. Diese umfaßten im wesentlichen die Einbau- und Instandhaltungskosten der Industrie
für umweltverbessernde Einrichtungen, die Ausgaben der Regierungen für die einzelnen
Maßnahmen sowie erhöhte Aufwendungen der Konsumenten, die als direkte Folge des
umweltpolitischen Eingriffs (z. B. erhöhter Benzinpreis,...) entstanden sind. Mit dieser
Vorgehensweise werden allerdings keine Anpassungsreaktionen der Konsumenten und
Produzenten auf die umweltpolitischen Regelungen berücksichtigt. Beispielsweise
vernachlässigt eine rein statische Ermittlung der Aufwendungen sowohl die Möglichkeit der
Industrie, höhere Kosten (teilweise) auf Preise überzuwälzen als auch die Substitution zwischen
"umweltschädigenden" und "sauberen" Produkten. Darüber hinaus spielen intersektorale
Zusammenhänge eine wichtige Rolle für die gesamtwirtschaftliche Kostenberechnung, da sich
Preis- und Kostenveränderungen, die in einer regulierten Industrie entstehen, auf nachgelagerte
Wirtschaftszweige auswirken können. Aus diesem Grund wird für eine umfassende
Kostenermittlung die Anwendung intertemporaler allgemeiner Gleichgewichtsmodelle
gefordert, die diese Anpassungsreaktionen abbilden können und geeignete Wohlfahrtsmaße
(kompensierende und äquivalente Variation) ermitteln.4
Die Erträge
Das Problem der Erfassung von Nutzen für umweltverbessernde Maßnahmen liegt in der
Kollektivgutcharakteristik von Umweltgütern. Aufgrund der Nicht-Ausschließbarkeit von
Individuen versagt der Marktprozeß, die Präferenzen der Nachfrager werden nicht direkt
offenbart, und eine unmittelbare ökonometrische Schätzung der Nachfragerelation ist nicht
durchführbar.
Dennoch
existieren
verschiedene
direkte
und
indirekte
Präferenzerfassungsverfahren, die eine Messung von gesellschaftlichen Erträgen ermöglichen.
So existieren Fälle, in denen die Nutzung eines öffentlichen (Umwelt-) Gutes den Erwerb von
privaten Gütern voraussetzt. Im Rahmen der indirekten Präferenzerfassung wird über Preise und
4
Hazilla und Kopp (1990) haben unter Anwendung eines CGE-Modells für die USA gezeigt, daß die
tatsächlichen sozialen Kosten für umweltverbessernde Maßnahmen signifikant von den traditionellerweise
ermittelten Aufwendungen abweichen. Das Allgemeine Gleichgewichtsmodell der OECD mit dem Namen
GREEN (OECD 1992) erlaubt ebenfalls eine theoretisch konsistente Ermittlung der Kosten umweltpolitischer
Programme auf internationaler Ebene und ist daher zur Kostenabschätzung globaler Umweltmaßnahmen - etwa
die Eindämmung des Treibhauseffektes - geeignet.
5
Mengen dieser komplementären oder substitutiven privaten Güter und somit über das Verhalten
der Individuen auf die Nachfrage nach dem Umweltgut geschlossen.5 Die wichtigsten indirekten
Instrumente bilden die Messung von Kompensationskosten, die Aufwandmethode sowie das
Verfahren der hedonischen Preise.6 Im Rahmen des Kompensationskostenansatzes werden die
sozialen Erträge einer umweltverbessernden Maßnahme über den Wert jener privaten
Aufwendungen ermittelt, die getätigt werden müssen, um einen entstehenden Umweltschaden
zu egalisieren. Läßt sich das Ausmaß einer Umweltverschmutzung durch den Einsatz
verschiedener Inputs kompensieren, kann über die Preise dieser zusätzlichen Faktormengen der
Nutzen einer Maßnahme zur Verhinderung von negativen Umwelteinflüssen gemessen werden.7
Das Grundprinzip der Aufwandmethode besteht darin, daß man von einer Komplementaritätsbeziehung zwischen dem zu messenden Umweltgut und privaten Gütern ausgeht. Im
Zuge des Verfahrens, das in erster Linie der Bewertung von Erholungslandschaften dient, wird
die Erholungsnachfrage für ein bestimmtes Freizeitgebiet als eine Funktion der zur
Freizeitausübung notwendigen Aufwendungen abgeleitet. Diese Aufwendungen bilden den
fiktiven ("Eintritts-") Preis für die Nutzung einer bestimmten Landschaft. Aus den so
entstehenden privaten Kosten wird dann auf die Zahlungsbereitschaft für das öffentliche Gut
geschlossen. Werden für die Aufwendungsberechnung lediglich die anfallenden
Transportkosten herangezogen, so spricht man von der Reisekostenmethode.8
Der Marktpreismethode (hedonische Preise) liegt die Überlegung zugrunde, daß der Preis für
ein bestimmtes Gut in einzelne Preiskomponenten für die spezifischen Charakteristika des
betrachteten Produktes zerlegt werden kann, was implizit bedeutet, daß die Nachfrager Güter
nach ihren nutzenstiftenden Merkmalen bewerten. So werden Marktdaten von privaten Gütern
analysiert, die mit bestimmten Eigenschaften eines zu untersuchenden Umweltgutes in
Beziehung stehen (z. B. widerspiegeln Preise für Wohngebäude ceteris paribus lokale
Unterschiede in der Umweltqualität). Demnach ist es möglich, die veränderte Umweltqualität
über eine damit verbundene Variation der Häuserpreise zu erfassen. In einem zweistufigen
Bewertungsverfahren wird zunächst ein hedonischer Preis für die Umweltqualität ermittelt
(partielle Ableitung der Häuserpreisfunktion nach der Umweltqualität), bevor im zweiten Schritt
die individuellen Zahlungsbereitschaften für die qualitative Veränderung des Umweltgutes
erfaßt werden.9
5
Eine weitere Alternative für die Bewertung von lokalen öffentlichen Gütern bildet der "collective choice
approach", im Rahmen dessen die Nachfragefunktion des Medianwählers geschätzt wird (vgl. dazu Oates
1994).
6
Für einen einführenden Überblick über die wichtigsten direkten und indirekten Umweltbewertungsmethoden
vgl. Hackl, Pruckner (1994a).
7
Vgl. Cropper, Oates (1992).
8
Für eine umfangreiche Methodendarstellung sowie einen Überblick über die wichtigsten empirischen Studien
vgl. Smith (1991) und Braden, Kolstad, Miltz (1991).
9
Palmquist (1991) liefert eine umfassende Methodenbeschreibung.
6
Der Vorteil der indirekten Verfahren, die bereits in zahlreichen Untersuchungen zur
Nutzenmessung von Umweltgütern angewendet wurden, liegt insbesonders darin, daß sie mit
Hilfe von Marktdaten durchgeführt werden können. Sie beziehen sich somit auf das
beobachtbare Verhalten von Individuen, die ihre Entscheidungen unter der Nebenbedingung
einer Budgetrestriktion treffen. Damit werden jene Schwierigkeiten vermieden, die sich durch
das Abweichen tatsächlichen Verhaltens von geäußerten Einstellungen ergeben. Aufgrund der
Datenanforderungen sind sie allerdings nur für einen sehr eingeschränkten Anwendungsbereich
geeignet. So können indirekte Methoden dann nicht verwendet werden, wenn die Veränderung
der Umweltqualität in keinen entsprechend geänderten Verhaltensweisen der Individuen zum
Ausdruck kommt. Die Anwendung der indirekten Verfahren ist somit auf die Abschätzung von
"use values" beschränkt. Mit einer Analyse von Komplementär- und Substitutionsgütern können
jene Nutzen nicht erfaßt werden, die sich auf keine unmittelbare Inanspruchnahme des
Umweltgutes beziehen (Existenz-, Options- und Vererbungsnutzen).
Die als Existenznutzen bezeichnete Komponente umfaßt die Zahlungsbereitschaften für das
Wissen, daß eine bestimmte natürliche Umwelt geschützt wird, ohne daß eine künftige Nutzung
beabsichtigt wäre. Die nutzenstiftende Wirkung liegt ausschließlich in der Existenz der
Umweltressource. Der Optionswert widerspiegelt jenen Betrag, den Individuen für einen
Kontrakt zahlen würden, der ihnen die Möglichkeit einräumt, ein Gut zu einem vorgegebenen
Preis zu einem bestimmten zukünftigen Zeitpunkt zu kaufen bzw. zu nutzen. Er stellt damit jene
Versicherungsprämie dar, die die Option auf eine mögliche künftige Nutzung des Umweltgutes
aufrechterhält. Der Vererbungsnutzen umfaßt schließlich die Zahlungsbereitschaft dafür, daß
eine bestimmte Ressource an eine künftige Generation weitergegeben wird. Derartige
Nutzenkomponenten können ausschließlich mit direkten Verfahren erfaßt werden, weil diese
Motive an keine surrogaten Märkte gebunden sind, die die Anwendung von indirekten
Präferenzerfassungsmethoden ermöglichen würden. Dieser direkten Nutzenmessung, die mit
Hilfe von verschiedenen Befragungsverfahren die Zahlungsbereitschaften der Individuen für ein
bestimmtes Umweltgut ermittelt (kontingenter Bewertungsansatz), sind die nächsten Kapitel
dieses Papiers schwerpunktmäßig gewidmet.
3 Der kontingente Bewertungsansatz
Die Grundlage dieses als "Contingent Valuation Method (CVM)" bekannt gewordenen
Verfahrens besteht in der Bildung hypothetischer Märkte, auf denen Umweltgüter direkt
gehandelt werden. Über den Befragungsweg werden dabei die hypothetischen
Konsumentenrenten von Individuen für eine veränderte Umweltqualität ermittelt und auf diese
Weise die Präferenzen für ein Umweltgut erfaßt. Der nutzentheoretische Rahmen der
Zahlungsbereitschaftsanalyse kann folgendermaßen formalisiert werden.
7
Wohlfahrtstheoretische Grundlagen
Den Ausgangspunkt bildet ein Individuum, das seinen Nutzen aus privaten Gütern (x1,...,xn) und
verschiedenen Umweltgütern (q1,...,qn) zieht. Der Konsument maximiert seine Nutzenfunktion
max u ( x 1 ,..., x n; q 1,..., q m )
x
unter der Budgetrestriktion px = y , wobei y das Haushaltseinkommen und p den Preisvektor für
die privaten Güter bezeichnet. Daraus resultieren die Marshallschen Nachfragefunktionen für die
einzelnen Güter
x i = hi ( p, q, y )
Nach deren anschließender Substitution in die direkte Nutzenfunktion erhält man die indirekte
Nutzenfunktion
v( p, q, y ) = u( h( p, q, y ), q )
als Funktion der privaten Güterpreise, des Einkommens sowie der Umweltgüter q. In der Folge
soll angenommen werden, daß ein Element des q-Vektors (z. B. die Luftqualität q1) steigt. Unter
der Bedingung, daß alle anderen Größen unverändert bleiben, gilt dann q1>q0, wobei die
Superskripte 1 und 0 die jeweiligen Bedingungen vor und nach der Änderung der
Umweltqualität widerspiegeln. Entsprechend können die indirekten Nutzenfunktionen sowie das
entsprechende Wohlfahrtsmaß für die Änderung in q folgendermaßen dargestellt werden.
v( p, q 1 , y − K ) = v( p, q 0 , y ) = u 0
Dabei bezeichnet K die kompensierende Variation der veränderten Umweltqualität. Diese
entspricht jenem Einkommensbetrag, den ein Individuum für die verbesserte Luftqualität zahlen
würde, so daß es gerade am ursprünglichen Nutzenniveau bleibt (maximale
Zahlungsbereitschaft). Dieser Betrag soll durch die Anwendung des kontingenten
Bewertungsansatzes abgefragt werden. Die Veränderung der Wohlfahrt kann aber auch durch
die äquivalente Variation ausgedrückt werden, die jenen Einkommensbetrag umfaßt, den ein
Individuum als Kompensation verlangen wird, um auf das neue Wohlfahrtsniveau zu gelangen,
wenn die Änderung nicht durchgeführt wird (minimale Kompensationsforderung).10
v( p, q 1 , y ) = v( p, q 0 , y + E ) = u 1
In diesen Rahmen können auch die "non-use values" eingeordnet werden, wenn man für die
Nutzenfunktion folgende Form annimmt
10
Für eine Umweltqualitätsverschlechterung ist der Zusammenhang umgekehrt. In diesem Fall handelt es sich
beim kompensierenden Wohlfahrtsmaß um eine Kompensationsforderung, während die äquivalente Variation
die Zahlungsbereitschaft widerspiegelt. Die Unterschiede zwischen Kompensationsforderungen und
Zahlungsbereitschaften in empirischen Untersuchungen werden noch ausführlich diskutiert.
8
u( x , q ) = w(u ( x , q ), q ) ,
und w in beiden Argumenten positiv ist. Der Term u hängt nicht nur von q selbst ab sondern
auch von den zur Konsumption von q notwendigen komplementären Gütern. Demgegenüber ist
das zweite Argument q an keinerlei private Güter gebunden und repräsentiert ausschließlich
"non-use values".11 Hanemann zeigt, daß sich dementsprechend die kompensierende Variation
ebenfalls aus einem "use-value" und einem "non-use value" zusammensetzt. Während die "use
values" grundsätzlich mit indirekten Präferenzerfassungsverfahren über Mengen und Preise von
komplementären privaten Gütern ermittelt werden können, ist das für die "non-use values" nicht
möglich. Eine Rückintegration der Marshallschen Nachfragefunktionen (individuelles
Verhalten) auf die Präferenzen, die auch "non-use values" enthalten, ist nicht möglich. Secondly,
any q whose quantity the individual takes as fixed may generate nonuse values; this depends on
the structure of preferences, not on the type of change in q. It is an empirical question, therefore,
whether nonuse values arise and how large they are. Attempts to determine this a priori have no
foundation in economic theory (Hanemann 1994, p. 8). Ob diese "non-use values" mit Hilfe
direkter Befragungstechniken empirisch zuverlässig erfaßt werden können, bildet den zentralen
Gegenstand der kontroversiellen Diskussion über die kontingente Bewertungsmethode.
Diamond (1994) stellt die eindeutige Aufteilung in "use values" und "non-use values"
grundsätzlich in Frage. Anhand von Beispielen, in denen als "non-use values" bezeichnete
Komponenten ebenfalls zu geänderten Konsumentenverhalten führen können, unterstreicht er
die Meinung, daß jeweils nur eine Gesamtnutzenkomponente als Aggregat erfaßt werden kann. I
suspect that the concept of nonuse value only makes sense as a residual, a residual that lacks
precise definition except where use value is taken to be zero (Diamond 1994, p. 4).
Die Wahl des Wohlfahrtsmaßes
Es wurde bereits darauf hingewiesen, daß Wohlfahrtseffekte aufgrund veränderter
Umweltqualitäten
in
Abhängigkeit
von
Eigentumsrechten
entweder
durch
Zahlungsbereitschaften (willingness to pay) oder Kompensationsforderungen (willingness to
accept) erfaßt werden können. Grundsätzlich ist die Zahlungsbereitschaft für eine verbesserte
Umweltqualität geringer als die Kompensationsforderung für eine gleich große
Verschlechterung. Während im Fall von Preisveränderungen bei privaten Gütern der Unterschied
zwischen WTP und WTA ausschließlich vom Ausmaß der Einkommenseffekte abhängt, ist das
bei veränderten Umweltqualitäten nicht der Fall. Hanemann (1991) hat gezeigt, daß das Ausmaß,
um das die Kompensationsforderung bei einer Umweltqualitätsveränderung von der
Zahlungsbereitschaft abweicht, sowohl von der Einkommenselastizität der Nachfrage nach dem
Umweltgut als auch von der Substitutionselastizität zwischen dem Umweltgut und den privaten
Gütern abhängt. Nur für den Fall, daß erstere null ist oder das Umweltgut ein perfektes Substitut
11
Das bedeutet, daß die marginale Substitutionsrate zwischen den privaten Gütern von q nur in dem Ausmaß
abhängt, wie es in u eingeht, nicht aber wie es in w eingeht.
9
für ein privates Gut darstellt, sind die beiden Maße identisch. Beträgt hingegen die
Substitutionselastizät zwischen dem Umweltgut und den übrigen privaten Gütern null, geht der
Unterschied zwischen den beiden Wohlfahrtsmaßen gegen unendlich.12 Shogren et al. (1994)
haben mithilfe von nicht-hypothetischen Auktionsmärkten diese Abhängigkeit der Unterschiede
zwischen WTP und WTA von den Substitutionsmöglichkeiten empirisch bestätigt.
Daß die Eigentumsrechte eine wichtige Rolle in der Durchführung kontingenter
Bewertungsansätze spielen, kommt in zahlreichen Ergebnissen empirischer Studien zum
Ausdruck, die zum Teil beträchtliche Divergenzen zwischen WTP und WTA festgestellt haben
(Bishop, Heberlein 1979; Bishop, Heberlein, Kealy 1983; Knetsch, Sinden 1984; Bishop, Heberlein 1986; Gregory 1986; Bromley, Hodge 1990). Obwohl - wie gerade dargestellt - die
Wohlfahrtsmaße aus theoretischer Sicht nicht notwendigerweise übereinstimmen müssen,
wurden die empirischen Differenzen mitunter auf Unzulänglichkeiten der kontingenten
Bewertungsmethode zurückgeführt.
Neben der Tatsache, daß Kompensationsforderungen im Gegensatz zu Zahlungsbereitschaften
keiner Budgetrestriktion unterliegen, haben verschiedene Ökonomen eine alternative Erklärung
für die Diskrepanz zwischen WTP- und WTA-Maßen vorgebracht (Brookshire, Coursey 1987;
Coursey, Hovis, Schulze 1987). Demnach seien WTA-Antworten aufgrund mangelnder
Markterfahrung höher, in dem Sinne, daß Individuen mit einer Verkaufssituation nicht
gleichermaßen vertraut sind wie mit einer entsprechenden Kaufsituation. Die Autoren weisen
aber auch darauf hin, daß diese Differenzen in Laborexperimenten konvergieren, wenn den
Befragten die Möglichkeit eingeräumt wird, in wiederholten Versuchen mit einer WTA- oder
WTP-Bewertung von Gütern vertraut zu werden.13 Die lernbedingte Konvergenz zwischen den
beiden Wohlfahrtsmaßen ist allerdings ausschließlich auf die sequentielle Abnahme der
geäußerten Kompensationsforderung zurückzuführen, während die Zahlungsbereitschaftsbeträge
über die einzelnen Runden relativ stabil bleiben und dem erstgenannten Betrag sehr nahe
kommen. Diese Ergebnisse bilden die Grundlage für die gängige Praxis, Zahlungsbereitschaften
als vorsichtiges Bewertungsmaß zu verwenden, zumindest solange bis die Ursachen für die
Differenzen eindeutig geklärt sind.
Offene versus geschlossene Frageformulierung
Neben einer ausführlichen Beschreibung des Umweltgutes, das man bewerten möchte, erfordert
die Durchführung einer CVM-Studie sowohl die Auswahl des adäquaten Zahlungsvehikels als
12
Das eigene menschliche Leben oder die Bewertung eines einzigartigen Naturparks stellen intuitive Beispiele
für diese Situation dar.
13
Der von Kahnemann und Tversky (1979) entwickelte psychologische Ansatz der sogenannten Prospekttheorie
deutet ebenfalls darauf hin, daß die Diskrepanzen keinen spezifischen Nachteil des kontingenten
Bewertungsansatzes bilden. Demnach bewerten Individuen den von einem Referenzniveau ausgehenden
Verlust eines sich in ihrem Besitz befindlichen Gutes (Eigentumsrechtes) höher ein als den Zugewinn dieses
Gutes, wodurch die Zahlungsbereitschaft von der Kompensationsforderung abweicht.
10
auch die Festlegung der Befragungsvariante. Während für erholungsrelevante Nutzenmessungen
häufig Eintrittspreise oder höhere Steuern als Zahlungsverfahren verwendet werden, sind
generell auch andere Möglichkeiten denkbar. Zur Verminderung der Luftverschmutzung können
beispielsweise höhere Preise für jene Produkte verlangt werden, deren Produktion die
Externalität verursacht.
In bezug auf die Befragungsvariante lassen sich verschiedene Instrumente unterscheiden.14 In
der einfachsten Variante (direkte Befragung) werden Individuen danach befragt, wieviel sie für
eine konkrete Verbesserung der Umweltqualität maximal zu zahlen bereit wären. Das iterative
Verfahren (bidding games) simuliert die Situation einer Auktion, in dem - ausgehend von einem
vorgegebenen
Startwert
eine
in
Aussicht
gestellte
Zahlungsbereitschaft
(Kompensationsforderung) solange erhöht (gesenkt) wird, bis das Individuum eine negative
Antwort abgibt. Eine sehr ähnliche Variante besteht in der Verwendung von Bewertungskarten
(payment cards). Dabei wird den Befragten ein mit Null beginnender und in fixen Intervallen
ansteigender Bereich von Zahlungsbereitschaften zur Auswahl angeboten. Darüber hinaus
enthalten diese Karten eine detaillierte Beschreibung des zu bewertenden Umweltgutes sowie
Angaben darüber, in welcher Höhe Personen bestimmter Einkommenskategorien im letzten Jahr
Ausgaben für andere öffentliche Güter getätigt haben.
Im Rahmen einer geschlossenen Frageformulierung wird einem Individuum das zu bewertende
Gut zu einem fix vorgegebenen Preis angeboten. Der Befragte kann sich dann entscheiden, ob er
das Angebot akzeptiert oder nicht (single-bounded).15 In einer erweiterten Version (doublebounded) wird im Anschluß an die Zustimmung (Ablehnung) nochmals gefragt, ob der
Konsument bereit wäre, einen höheren (niedrigeren) Preis für das Gut zu bezahlen.
Grundsätzlich scheint Konsens darüber zu herrschen, daß geschlossene Frageformulierungen
einfacher zu beantworten sind als offene und daher zuverlässigere empirische Ergebnisse liefern
(z. B. Cropper, Oates 1992). Die wichtigsten Argumente, die gegen die offene Variante
vorgebracht werden, beziehen sich auf die mangelnde Erfahrung der Befragten mit derartigen
Gütern sowie auf die Möglichkeiten strategischen Verhaltens. Der erste Einwand geht davon
aus, daß die Befragten mit Umweltgütern nicht ausreichend vertraut sind und diese deshalb
kaum mit einem zuverlässigen Betrag monetär bewerten können. Aus diesem Grund sei mit einer
großen Anzahl von Antwortverweigerern sowie von Null-Antworten auf der einen Seite und
einigen wenigen sehr hohen Zahlungsbereitschaften auf der anderen Seite zu rechnen. Aufgrund
der Nähe zu privaten Gütern, die auf konventionellen Märkten gehandelt werden, sei die
Beantwortung einer ja/nein Frage verhältnismäßig leichter. Diese Argumente sind in erster Linie
für die Ermittlung von "non-use values" relevant, wo den Befragten in vielen Fällen jegliche
Erfahrung mit dem betrachteten Gut fehlt. In vielen Anwendungen hingegen, die sich auf
14
Für eine ausführlichere Beschreibung siehe Pruckner (1994a).
15
Hanemann (1984) hat erstmals die Einordnung der geschlossenen Frageformulierung in die Nutzentheorie
vorgenommen.
11
Nutzenkomponenten beziehen, die an die konkrete Inanspruchnahme des Umweltgutes gebunden
sind, dürften die Befragten aufgrund persönlicher Erfahrung mit dem Gut ausreichend vertraut
sein. Bezüglich strategischen Verhaltens wird argumentiert, daß die offene Frageformulierung
zum Trittbrettfahren einlädt (vgl. Kapitel 5), während das Referendumformat eine
anreizkompatible Variante darstellt. Im Gegensatz dazu wird allerdings von verschiedenen
Autoren argumentiert, daß sich Individuen auch bei geschlossenen Frageformulierungen
strategisch verhalten können (Fisher 1994).
Weitere Argumente für die Verwendung von geschlossenen Fragen finden sich in Hanemann
(1994). Dieser weist darauf hin, daß Konsumenten häufig wissen, ob sie ein bestimmtes Gut zu
einem fixen Preis kaufen wollen oder nicht, während sie hingegen nicht in der Lage sind, ihre
maximale Zahlungsbereitschaft anzugeben. Daß Individuen aufgrund politischer Referenden mit
diesem Instrument vertraut sind, wird oft als weiteres Argument für die Verwendung
geschlossener Fragen vorgebracht. Hier existieren allerdings große Unterschiede zwischen
verschiedenen Staaten. Beispielsweise werden in vielen europäischen Ländern nur sehr selten
Abstimmungen durchgeführt, so daß nicht davon auszugehen ist, daß alle Menschen über diese
praktische Erfahrung verfügen. Auf der anderen Seite erfordert die dichotome Variante die
Annahme einer Zahlungsbereitschaftsfunktion für die Berechnung des Medians und des
Mittelwertes. Die Auswahl der funktionalen Form sowie die Festlegung von sogenannten "cutoff rates" können die Ergebnisse (insbesondere die Mittelwerte) stark beeinflussen.
Vom empirischen Standpunkt betrachtet existieren nur sehr wenige Arbeiten, die die
Unterschiede zwischen den Frageformaten mit adäquaten Testverfahren untersucht haben. Kealy
und Turner (1993) weisen signifikante Unterschiede der Zahlungsbereitschaften in Abhängigkeit
des Frageformates aus, die sie auf unterschiedliche Anreize für strategisches Verhalten sowie auf
verschiedene Bereitschaften, sich mit der Frage auseinanderzusetzen, zurückführen. Die Studie
hat auch ergeben, daß - unabhängig von der unterstellten Zahlungsbereitschaftsfunktion - die
offenen Werte immer unter jenen der geschlossenen Variante liegen.16 Diese Ergebnisse werden
durch Walsh et al. (1989) und Kriström (1993) bestätigt.
4 Historischer Rückblick
Sowohl die Entstehung als auch die Weiterentwicklung des kontingenten Bewertungsansatzes
war und ist untrennbar mit dem zeitlichen Verlauf der Kosten-Nutzen Analyse (KNA) in den
Vereinigten Staaten verbunden. Während seit den Anfängen der KNA um die Jahrhundertwende
ausschließlich Marktpreise für den Zweck jeglicher ökonomischen Bewertung herangezogen
wurden, hat Ende der vierziger Jahre diesbezüglich ein Paradigmenwechsel stattgefunden.
Dieser ist dadurch zum Ausdruck gekommen, daß Ökonomen die Bedeutung von Angebots- und
Nachfragekurven als Wertmaßstäbe zunehmend erkannten. Die Erkenntnisse der modernen
16
Die geschlossenen Antworten waren durch eine große Varianz in Abhängigkeit von der unterstellten
funktionalen Form der Zahlungsbereitschaften gekennzeichnet.
12
Wohlfahrtsökonomie, etwa daß die Maximierung von aggregierten Konsumenten- und
Produzentenrenten das zentrale Wohlfahrtskriterium darstellen und daß die Bewertung
öffentlicher Güter über eine vertikale Aggregation individueller Nachfragekurven erfolgen muß,
haben diese Entwicklung unterstützt (Hanemann 1994). Damit hat sich allerdings auch die
generelle Sichtweise über die ökonomische Disziplin grundlegend verändert, weg von einer
Wissenschaft, die bislang nur Marktvorgänge untersucht hat, hin zu einer Volkswirtschaftslehre,
die sich mit individuellen Präferenzen und menschlichen Verhaltensweisen beschäftigt.
Das bisherige Argument, daß jene intangiblen Faktoren, für die keine Marktpreise existieren,
ökonomisch nicht bewertet werden können, wurde nicht mehr vertreten, und es kam dazu,
latente Nachfragefunktionen für jene Güter abzuleiten, die nicht auf Märkten gehandelt werden.
Für diesen Zweck wurden im Jahr 1947 zwei unterschiedliche Methoden, der Reisekostenansatz
sowie der kontingente Bewertungsansatz vorgestellt. Die von Harold Hotelling vorgeschlagene
Reisekostenmethode hat versucht, die ökonomischen Erträge der Nutzung von Nationalparks
über Ausgaben für notwendige Inputgüter (Reise- und Aufenthaltskosten, erforderliche
Ausrüstung,...) zu erfassen. Diese Ausgaben stellten gewissermaßen den Preis für das
Kollektivgut dar, der zwischen Besuchern aus unterschiedlichen Herkunftsregionen variierte.
Aus diesen unterschiedlichen Preisen wurde dann eine Nachfragerelation ermittelt und die
Konsumentenrente berechnet. Innerhalb weniger Jahre hat sich dieses Verfahren anschließend in
der Literatur etabliert.
Zur gleichen Zeit hat S. V. Ciriacy-Wantrup, der in Berkeley lehrte, eine Arbeit über die
Ökonomie des Landschaftsschutzes publiziert, in der er festgestellt hat, daß ein Teil der sozialen
Erträge nicht in Form von Marktgütern anfällt. Um auch für solche nicht marktfähigen Güter
eine Nachfragerelation abzuleiten, hat er vorgeschlagen, Individuen danach zu fragen, wieviel
sie für aufeinanderfolgende zusätzliche Einheiten eines kollektiven Gutes zu zahlen bereit
wären. Diese individuellen Werte seien anschließend zu einer sozialen Nachfragefunktion zu
aggregieren. Obwohl ihm klar war, daß die Erwartungen der Individuen über die Finanzierung
dieser Güter - etwa über Steuern - die Antworten verzerren können, hat er gleichzeitig betont,
daß durch ein angemessenes Fragebogen- bzw. Interviewdesign diese Verzerrungen sehr klein
gehalten werden können. Die ersten empirischen Zahlungsbereitschaftsanalysen, die sich auf
Erholungs- und Jagdaktivitäten in bestimmten Regionen sowie auf Einstellungen von
Individuen zur Luftverschmutzung bezogen, wurden Ende der fünfziger und Anfang der
sechziger Jahre durchgeführt. In der Folge - insbesondere zum Ende der siebziger Jahre - wuchs
die Anzahl von CVM-Studien zu verschiedensten Fragestellungen stark an, und Ende 1979
wurde die CVM durch das "Water Resources Council" der USA erstmals offiziell als
Bewertungsverfahren für Wasserprojekte anerkannt (Hanemann 1992).17 Bemerkenswert für die
Periode von 1965 bis 1980 war vor allem die Erarbeitung der Grundlagen für die "non-use
valuations". Den Ausgangspunkt dafür bildete die Überlegung, daß die natürliche Umwelt kein
17
Gegenwärtig existieren mehr als 1600 theoretische und empirische Arbeiten zur CVM (Carson 1994).
13
übliches ökonomisches Gut darstelle. Vielmehr sei davon auszugehen, daß Individuen solche
Güter - zumindest teilweise - unabhängig von deren Konsum beurteilen, wodurch erstmals die
Kategorien der Existenz-, Options- und Vermächtnisnutzen angesprochen waren.
Der Beginn der achtziger Jahre markiert einen weiteren wichtigen Abschnitt für die
Entwicklung der Zahlungsbereitschaftsanalyse. Dieser Zeitpunkt war dadurch gekennzeichnet,
daß sich die Forschergemeinschaft der USA stärker mit Fragen der praktischen Anwendung des
Verfahrens auseinandergesetzt hat, wodurch zahlreiche Interaktionen zwischen den
umweltpolitischen Entscheidungsinstanzen auf der einen und den akademischen
Umweltökonomen auf der anderen Seite entstanden sind. Diese Wechselwirkungen haben die
Weiterentwicklung der Methode stark beeinflußt.
Die stärksten Einflüsse auf die Messung von Umweltgütern sind in den USA sowohl vom
Beschluß des früheren Präsidenten Reagan, der für wichtige Maßnahmen der Zentralregierung
eine ökonomische Analyse der Kosten und Erträge vorgeschrieben hat, als auch von der
Verabschiedung des "Comprehensive Emergency Response, Compensation, and Liability Act
(CERCLA)" ausgegangen. Die Notwendigkeit, für alle wichtigen regulativen Eingriffe des
Staates eine Gegenüberstellung von Kosten und Nutzen vorzunehmen (Executive Order 12291),
hat die nationale Umweltschutzbehörde (Environmental Protection Agency, EPA), die sich
bislang überwiegend mit den Kosten von umweltpolitischen Maßnahmen beschäftigt hat,
veranlaßt, auch die Nutzenseite stärker zu berücksichtigen. So wurde 1984 eine mit
hervorragenden Ökonomen und Psychologen, unter ihnen Nobelpreisträger Kenneth Arrow,
besetzte Konferenz in Palo Alto finanziert, die sich mit der Beurteilung des kontingenten
Bewertungsansatzes zur Nutzenmessung umweltverbessernder Maßnahmen auseinandergesetzt
hat.18 Obwohl die Konferenz den kontingenten Bewertungsansatz als vielversprechende
Methode grundsätzlich anerkannt hat, wurden verschiedene kritische Fragestellungen
aufgeworfen, für deren Beantwortung künftige Forschungsanstrengungen, etwa im Bereich der
Theorie individuellen Verhaltens unter hypothetischen Bedingungen sowie zu Fragen der
Anreizkompatibilität gefordert wurden. Eine wichtige Konsequenz aus dieser Konferenz war
zweifelsohne die Entwicklung weg von der offenen Frageformulierung hin zur Anwendung von
geschlossenen Varianten. Der im Jahre 1989 von Mitchell und Carson veröffentlichte
umfassende Beitrag über das kontingente Bewertungsverfahren hat diese neuen Sichtweisen
bereits enthalten. Dieses nach wie vor als Standardwerk der Zahlungsbereitschaftsanalyse zu
bezeichnende Buch stellt das Verfahren in einen sehr breiten sozialwissenschaftlichen Kontext
und betont neben den ökonomischen Aspekten auch die Bedeutung der Soziologie, der
Psychologie sowie der Statistik (Mitchell, Carson 1989).
Der wohl entscheidenste Einfluß der praktischen Umweltpolitik auf die (wissenschaftliche)
Weiterentwicklung des kontingenten Bewertungsansatzes ist von den in den USA im Jahr 1980
18
Eine umfangreiche Darstellung aller Diskussionsbeiträge dieser Konferenz findet sich in Cummings,
Brookshire, Schulze (1986).
14
verabschiedeten Vorschriften zur Sanierung von industriellen Umweltaltlasten (CERCLA)
ausgegangen. Dieses Gesetz bildet die rechtliche Grundlage für den sogenannten "Superfund",
ein Fonds zur Bereitstellung finanzieller Mittel zur Sanierung bereits aufgelassener
Mülldeponien für gefährliche Abfälle. Darüber hinaus räumt dieses Statut der EPA das Recht
ein, Verantwortlichkeiten für Deponien festzustellen und notwendige Sanierungsaktivitäten zu
erzwingen bzw. ihre Finanzierung durch die Verursacher sicherzustellen.19 Die Regierungen
(Zentralstaat oder Bundesstaaten) sind als Sachwalter für natürliche Ressourcen, die sich im
Besitz der öffentlichen Hand befinden, eingesetzt und nehmen Schadenersatzansprüche
gegenüber "potentiell verantwortlichen Parteien" wahr. Die Aufgabe des amerikanischen
Innenministeriums (Department of the Interior, DOI), die für eine Beurteilung des
Schadensausmaßes an natürlichen Ressourcen notwendigen Richtlinien zu erarbeiten, wurde nur
sehr zögernd in Angriff genommen, so daß die engültigen Regelungen erst im Jahr 1987 in Kraft
getreten sind. Diese beinhalteten eine Hierarchie von Bewertungsinstrumenten insofern, daß
nicht-marktbezogene Verfahren nur dann angewendet werden durften, wenn keine Marktpreise
verfügbar waren und auch keine anderen Schätzwerte herangezogen werden konnten. Darüber
hinaus war die Bewertung von Existenz- und Optionsnutzen mithilfe des kontingenten
Bewertungsansatzes nur zulässig, wenn keine use-values ermittelt werden konnten.
Nachdem von verschiedenen Seiten zahlreiche Einsprüche gegen diese Regelungen vorgebracht
wurden, hat das Berufungsgericht des Bezirkes Columbia im Rechtsverfahren des Bundesstaates
Ohio gegen das U.S. Innenministerium entschieden, daß "non-use values" in Bewertungen von
Umweltzerstörungen berücksichtigt werden müssen und der kontingente Bewertungsansatz eine
zu anderen Verfahren gleichwertige Methode ("best available procedure") darstellt, wenn er
angemessen durchgeführt und professionell angewendet wird. Daraufhin wurde das DOI
aufgefordert, seine Regelungen diesem Entscheid entsprechend zu revidieren (Hanemann 1992,
S. 27). In der Folge wurden Rechtsstreitigkeiten über natürliche Ressourcen vor Gericht
ausgetragen, in denen nicht-marktbezogene Bewertungsverfahren angewendet wurden, und die
CVM schien als Bewertungsverfahren akzeptiert.
Im Jahr 1989 hat der Öltanker Exxon Valdez vor der Küste Alaskas den größten Tankerunfall
der amerkanischen Geschichte verursacht, in dem 50 Millionen Liter Rohöl ins Meer geflossen
sind. Die dadurch entstandenen Umweltschäden haben eine neue Größenordnung von
Streitwerten mit dem gleichzeitigen Auftreten von "non-use values" deutlich gemacht. Als
Antwort auf diesen Unfall hat der amerikanische Kongress den "Oil Pollution Act"
verabschiedet, der zahlreiche Elemente des CERCLA beinhaltet hat, jedoch wurde der Umfang
von entschädigungswürdigen Umweltschäden ausgedehnt und die "non-use values" fix
verankert. Die "National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA)" des
Wirtschaftsministeriums wurde mit der Festlegung der notwendigen Vorschriften betraut.
19
vgl. Pruckner (1994b)
15
Nachdem ein Jahr später das US Innenministerium seine revidierten Regelungen, die dem
Gerichtsspruch aus Ohio kaum entsprachen, zur Begutachtung veröffentlicht hat und die
ökonomischen Berater von Exxon mit verschiedenen theoretischen und empirischen Studien die
Zuverlässigkeit von CVM-Ergebnissen stark angezweifelt haben (Hausman 1993), wurde zur
Unterstützung der NOAA eine Kommission zur Beurteilung der kontingenten
Bewertungsmethode eingesetzt, der die beiden Nobelpreisträger Arrow und Solow angehörten.
Dieses sogenannte NOAA-Panel hat in seinem Schlußbericht (Arrow et al. 1993) verschiedene
Richtlinien zum Zweck einer verbesserten Anwendung der CVM vorgeschlagen, die in
empirischen Untersuchungen möglichst genau eingehalten werden sollten (vgl. dazu Kap. 6).
Ein Jahr später wurden zwar vorläufige Regelungen für die Bewertung von Schäden an
natürlichen Ressourcen im Rahmen des "Oil Spill Act" zur Begutachtung veröffentlicht, die
endgültigen Regulative stehen aber sowohl von NOAA als auch vom DOI noch aus.
5 Kritische Einwände
Obwohl in den letzten Jahren große Fortschritte in der Ausgestaltung kontingenter
Bewertungsansätze erreicht wurden, haben die bisherigen Ausführungen deutlich gemacht, daß
gegen das Verfahren nach wie vor erhebliche Kritikpunkte vorgebracht werden. Obwohl viele
dieser kritischen Anmerkungen im jeweiligen Zusammenhang mit der konkreten Anwendung
stehen, existieren auch Einwände genereller Art, die sich in erster Linie auf die hypothetischen
Umstände des Befragungsszenarios, auf das bereits angesprochene strategische Verhalten sowie
auf die sogenannten "embedding-Effekte" beziehen.
Hypothetische Szenarien
Dieser Kritikpunkt bezieht sich auf das bekannte Argument, daß dann mit verzerrten Antworten
gerechnet werden muß, wenn die Befragten mit dem Befragungsvorgang an sich bzw. mit dem
Gut, das bewertet werden soll, nicht vertraut sind. Der Umstand, daß den Teilnehmern lediglich
ein hypothetisches Szenario beschrieben wird, führe demnach zu einem Abweichen der
geäußerten Wertschätzungen von jenen Zahlungen, die auch tatsächlich geleistet würden
(Kealy, Dovidio, Rockel 1988; Mitchell, Carson 1989).20
Demgegenüber stellen Cummings und Harrison (1994) fest, daß ihnen keine theoretischen
Zusammenhänge zwischen dem Grad der Vertrautheit mit dem Gut und der Qualität der
ökonomischen Bewertung bekannt seien. Verschiedene Vergleiche mit realen Experimenten
hätten vielmehr gezeigt, daß CVM-Antworten tatsächliche Zahlungen auch dann übersteigen,
20
Ein Einwand, der mit der Vertrautheit des entsprechenden Umweltgutes zusammenhängt, betont die in CVM
Studien oft nicht ausreichend vorhandene Zeit zur Güterbewertung. Sind die Individuen aufgefordert, in
kurzer Zeit mittels Fragebogen oder Interview anzugeben, wie sie sich auf einem hypothetischen Markt
verhalten würden und wird ihnen auch keine adäquate Möglichkeit geboten, ausreichende Informationen zu
sammeln, so sei mit verzerrten Ergebnissen zu rechnen (Bishop, Heberlein 1979; Thayer 1981; Bishop, Heberlein, Kealy 1983).
16
wenn die Befragten mit dem Gut vertraut sind (Blackburn, Harrison, Rutström 1994;
Cummings, Harrison 1994).
In einer anderen Untersuchung haben Seip und Strand (1992) hypothetische CV-Antworten und
tatsächliche Zahlungen für eine Mitgliedschaft im bekanntesten norwegischen
Naturschutzverband miteinander verglichen. Dieser Vergleich hat ergeben, daß nur ungefähr 10
Prozent jener Befragten, die eine höhere Zahlungsbereitschaft als den aktuellen Mitgliedsbeitrag
bekundet haben, dann auch tatsächlich bereit waren, ein Mitglied zu werden und den
Mitgliedsbeitrag zu bezahlen. Diese Arbeit wurde mitunter kritisiert, daß die Befragten in den
beiden Situationen nicht notwendigerweise das gleiche Gut bewertet haben, da das
hypothetische Szenario als eine nicht eindeutige Zusammensetzung aus verschiedenen
Umweltgütern interpretiert werden konnte (Navrud 1992b).
Obwohl die Unterschiede zwischen hypothetischen und tatsächlichen Zahlungen geringer
werden, wenn das betrachtete Umweltgut ausreichend beschrieben ist, so verschwinden sie nicht
vollkommen. Das kommt in einer Untersuchung von Navrud (1992b) zum Ausdruck, in der die
Leute befragt wurden, in welchem Ausmaß sie den World Wildlife Fund zum Schutz von
gefährdeten Arten unterstützen würden. Fisher (1994) argumentiert, daß strategisches Verhalten
für die verbleibenden Unterschiede verantwortlich sein könnte und weist gleichzeitig darauf hin,
daß es nur sehr wenige emirische Studien gibt, die diesen Zusammenhang genauer untersucht
haben. Aus diesem Grund fordert er die Durchführung weiterer Experimente, in denen die
Teilnehmer ihr eigenes Geld verwenden und mit den Konsequenzen ihrer Entscheidungen real
konfrontiert sind.21
In letzter Zeit wird hinsichtlich hypothetischer Frageszenarien in CV-Studien die Einführung
von Kalibrierungsfaktoren diskutiert. Diese sollen die geäußerten Zahlungsbereitschaften um
einen gewissen Prozentsatz reduzieren, um die Unterschiede zwischen hypothetischen und
tatsächlichen Zahlungsbereitschaften zu egalisieren. Sowohl die Forderung von Diamond und
Hausman (1994), CV-Ergebnisse routinemäßig nach unten zu kalibrieren, als auch verschiedene
experimentelle Ergebnisse, die für private Güter deutlich höhere hypothetische Werte geliefert
haben (z. B. Cummings, Harrison, Rutström 1993; Cummings 1994; Neill et al. 1994), werden
dafür verantwortlich gemacht, daß sich die Notwendigkeit von Kalibrierungsfaktoren
gewissermaßen als Schulmeinung durchgesetzt hat. Für die Festlegung der Prozentsätze fordert
Fisher die Berücksichtigung von gepoolten Ergebnissen aus verschiedenen vergleichenden
Studien. Carson et al. (1994) haben die bislang umfangreichste Gegenüberstellung von CVErgebnissen mit den Resultaten aus indirekten Bewertungsverfahren (revealed preferences
methods, RP) vorgenommen. Diese Untersuchung, die 541 Vergleiche von geäußerten und
21
Als Alternative zu solchen Laborexperimenten haben Hackl und Pruckner (1994b) die Zahlungsbereitschaften
von Österreich-Touristen für bäuerliche Landschaftspflegeleistungen mit tatsächlichen Zahlungen verglichen,
die von Tourismusgemeinden in Österreich freiwillig an die Bauern für ihre landschaftspflegerischen
Aktivitäten gezahlt werden. Dieser Vergleich hat keine allzu großen Abweichungen der Größenordnungen
von hypothetischen und tatsächlichen Zahlungen ergeben.
17
beobachteten Wertschätzungen aus 79 verschiedenen Studien umfaßt, liefert keine empirische
Evidenz für eine Rechtfertigung von Kalibrierungsfaktoren. Hingegen hat diese
Gegenüberstellung ergeben, daß das Verhältnis der Mittelwerte zwischen CV- und RP-Maßen
0,88 beträgt, wenn jeder einzelne Vergleich als eine Beobachtung herangezogen wird.22 NOAA
(1994) hat in ihren vorläufigen Bewertungsvorschriften einen Kalibrierungsfaktor von 50
Prozent vorgeschlagen. Angesichts der Bemühungen um eine verzerrungsfreie und konservative
Fragebogengestaltung scheint ein obligatorisches Abdiskontieren der Werte um 50 Prozent
allerdings im hohen Ausmaß widersprüchlich.
Strategisches Verhalten der Befragten
Das ursprüngliche Samuelson-Argument strategischen Verhaltens geht davon aus, daß
Individuen ihre wahren Präferenzen für kollektive Güter nicht äußern, wenn sie die Möglichkeit
haben, durch eine strategische Antwort individuelle Vorteile zu lukrieren. Mit ihrer Antwort
werden die Befragten versuchen, die Gesamtmenge des Umweltgutes und/oder den damit
verbundenen individuellen Finanzierungsbeitrag durch ihre Antwort zu beeinflussen und sich als
Trittbrettfahrer zu verhalten. Die geäußerten und die tatsächlichen Zahlungsbereitschaften
(Kompensationsforderungen) stimmen dann nicht mehr überein.
In seinem bekannten Experiment aus dem Jahr 1972 konnte Bohm das Auftreten strategischen
Verhaltens nicht bestätigen. Die durchschnittlichen Zahlungsbereitschaften für ein bestimmtes
Fernsehprogramm von fünf Teilstichproben, die mit unterschiedlichen Zahlungsmodalitäten und damit unterschiedlichen Anreizen, sich strategisch zu verhalten - konfrontiert wurden,
weisen keine signifikanten Unterschiede auf. Etliche andere Arbeiten kommen zu ähnlichen Ergebnissen.23 Auch für kontingente Bewertungsansätze wurde die Hypothese strategischen
Verhaltens direkt überprüft. Diese empirischen Arbeiten, die die Verteilung der
Zahlungsbereitschaften mit jener der Einkommen in Relation setzen, haben strategische Verhaltensmuster ebenfalls nicht bestätigt.
Zusammenfassend kann festgehalten werden, daß weder in Labor- noch in durchgeführten
Feldexperimenten strategisches Verhalten in größerem Umfang nachgewiesen werden konnte,
was aber keineswegs bedeutet, daß von der Möglichkeit solchen Verhaltens vollständig zu
abstrahieren ist. Beispielsweise folgert Bohm (1994) unter Anwendung eines neuen
Testverfahrens für seinen ursprünglichen Datensatz aus dem Jahre 1972, daß der kontingente
Bewertungsansatz verzerrte Werte der tatsächlichen Zahlungsbereitschaften liefert. Dieses
Ergebnis widerspricht der ursprünglichen Interpretation dieser Daten, die von keinen
signifikanten Unterschieden zwischen tatsächlichen und hypothetischen Werten ausgegangen
22
Auch A. Randall (1994) stellt bezugnehmend auf diesen Vergleich fest, daß daraus keineswegs die
Notwendigkeit der Kalibrierung von CV-Ergebnissen abgeleitet werden kann. Gleichzeitig weist er darauf hin,
daß mit einem solchen Vergleich der Ergebnisse zahlreiche generelle Probleme verbunden sind, die die
Aussagefähigkeit stark einschränken.
23
Für einen Überblick dieser empirischen Arbeiten siehe Römer (1991).
18
ist. Auch Cummings und Harrison (1994, p. 29) folgern, daß für die gängige Haltung, wonach
sich Befragte im allgemeinen nicht strategisch verhalten, keinerlei Fundierung vorhanden sei.
Embedding-Effekte und andere Antwortverzerrungen
Empirische Ergebnisse von Zahlungsbereitschaftsanalysen haben in manchen Fällen
Inkonsistenzen zu rationalen Verhaltensweisen aufgezeigt. Beispielsweise treten dann, wenn für
Individuen die vertikale Zusammensetzung von Gütergruppen nicht eindeutig erkennbar ist,
Phänomene auf, die als "embedding-Effekte" bezeichnet werden. Demnach unterscheidet sich
die Zahlungsbereitschaft für ein bestimmtes Gut nicht von jener für eine übergeordnete
Gütergruppe, die das ursprüngliche Gut lediglich als Teilmenge enthält. Oder anders
ausgedrückt, in Abhängigkeit davon, ob ein und dasselbe Gut einzeln oder im Gesamtbündel
einer übergeordneten Güterkategorie bewertet wird, ergeben sich signifikante Unterschiede in
der Einschätzung (Kahnemann, Knetsch 1992a; Kahnemann, Knetsch 1992b). Ökonomen
nehmen in bezug auf diese Phänomene unterschiedliche Standpunkte ein, in dem sie die
konkreten Studien in ihrer Durchführung kritisieren (Smith 1992; Smith 1993a; Hanemann
1994) oder die Methode an sich als unzuverlässig ablehnen (z. B. Diamond, Hausman 1993;
Diamond, Hausman 1994).
Die auftretenden "embedding-Effekte" können teilweise - wenn auch nicht vollständig - durch
die ökonomische Theorie erklärt werden.24 Bilden zwei Umweltgüter Substitute, so sinkt der
Grenznutzen des ersten, wenn der Konsum des zweiten erhöht wird. Wie Hanemann (1994)
ausführt, sinkt dann auch die Zahlungsbereitschaft für das erste Gut, und die WTP für beide
Güter gemeinsam ist geringer als die Summe der Zahlungsbereitschaften für jedes Gut allein.
Aus diesen Substitutionsbeziehungen und abnehmenden Grenznutzen folgt, daß man mit einem
bestimmten Ausmaß an "embedding-Effekten" rechnen kann, wenngleich dadurch nicht
erklärbar ist, warum die marginale Zahlungsbereitschaft in verschiedenen Studien bereits nach
einigen Konsumeinheiten plötzlich auf Null zurückgeht. Am Beispiel einer CV-Studie zum
Schutz eines bestimmten Prozentsatzes einer Vogelpopulation (Desvouges et al. 1993), in der
massive "embedding-Effekte" aufgetreten sind, zeigt Fisher (1994), unter welchen Bedingungen
diese Ergebnisse mit der ökonomischen Theorie übereinstimmen würden.25 Dabei kommt er zu
dem Schluß, daß die meisten theoretisch konsistenten Antworten gleichzeitig auf eine
Mißinterpretation des Gutes bei den Befragten zurückzuführen wären. Nur für den Fall, daß die
Befragten sowohl für die Existenz der Vogelart an sich als auch für deren individuelle
Mitglieder eine Zahlungsbereitschaft aufweisen, scheinen die empirischen Ergebnisse
24
Diamond und Hausman (1994) führen das Auftreten von "embedding-Effekten" auf das "NichtVorhandensein" individueller Präferenzen für die fraglichen Güter sowie auf die mangelnde Berücksichtigung
der Budgetrestriktion von Respondenten zurück.
25
Die Studie hat ergeben, daß die Zahlungsbereitschaften für ein Programm, welches 2 Prozent der
Vogelpopulation schützt, nicht sinifikant höher war als jene für eine Maßnahme, die weniger als 1 Prozent der
gleichen Population schützen würde.
19
theoretisch konsistent und auch realistisch. Daraus folgt, daß eine Kontrolle, ob die Befragten
das Gut auch wirklich richtig verstanden haben, unverzichtbar ist.
Neben diesen Einwänden beziehen sich weitere kritische Anmerkungen zur CVM auf die
Gestaltung der Fragebögen, wobei drei unterschiedliche Kategorien von auftretenden Problemen
zu nennen sind: der Startpunkt-Bias, der Verfahrens-Bias sowie Verzerrungen aufgrund
mangelhafter Informationen.
Verzerrte Antworten in Abhängigkeit unterschiedlicher Startwerte in iterativen Verfahren
können dann auftreten, wenn Individuen vermuten, daß der anfangs vorgegebene Wert ein
(sozial) erwünschtes Niveau repräsentiert. Darüber hinaus können Individuen, für die der
Startwert und die tatsächliche Zahlungsbereitschaft sehr weit voneinander entfernt liegen,
versucht sein, vorzeitig ja oder nein zu sagen, um den Bewertungsvorgang abzukürzen. Die
empirischen Arbeiten geben keine eindeutigen Hinweise bezüglich des Auftretens von
Startpunktverzerrungen. Während einige ältere Untersuchungen die Abhängigkeit der finalen
Antworten von den Startwerten nicht bestätigen (Brookshire, Randall, Stoll 1980; Thayer 1981),
liefern andere Studien entgegengesetzte Ergebnisse (Mitchell, Carson 1985; Cummings,
Brookshire, Schulze 1986; Boyle, Bishop 1988).
Als Verfahrens-Bias (vehicle bias) werden jene Verzerrungen bezeichnet, die in Abhängigkeit
der ausgewählten Zahlungsmodalität (Steuern, Eintrittsgebühren, höhere Güterpreise,...)
entstehen. Beispielsweise wird eine befragte Person, die eine Erhöhung von Steuersätzen
generell ablehnt, ihre Zahlungsbereitschaft zu niedrig angeben, wenn die Finanzierung des
Umweltgutes über höhere Steuern geplant ist. Hingegen spricht man von Informationsverzerrungen, wenn entweder die Quantität oder die Qualität der bereitgestellten
Informationen für eine ordnungsgemäße Präferenzoffenbarung nicht ausreicht, bzw. wenn die
Reihenfolge selektiver Informationsweitergabe das Ausmaß der Zahlungsbereitschaft beeinflußt
(sequencing bias).26
6 Globaleinschätzung der Methode und künftige Forschungsanstrengungen
Hinsichtlich einer generellen Einschätzung dieses direkten Präferenzerfassungsverfahrens ist
nicht davon auszugehen, daß die lebhafte Diskussion in naher Zukunft beendet sein wird. Die
Bewertung von "intangibles" ruft kontroversielle Standpunkte hervor. Dementsprechend erlaubt
die vorhandene Literatur keine definitive Antwort bezüglich der wahrscheinlichen
26
Schulze et al. (1994) untersuchen in einer aktuellen Arbeit den Einfluß des Informationsumfanges auf die
Unterschiede zwischen hypothetischen und tatsächlichen Zahlungsbereitschaften, auf das Ausmaß von
Antwortverweigerungen sowie auf "embedding-Effekte". Für eine strukturierte Übersicht von möglichen
Verzerrungen in kontingenten Bewertungsansätzen siehe Carson (1991).
20
Größenordnung potentieller Antwortverzerrungen.27 Vielmehr werden widersprüchliche Ergebnisse präsentiert, die sich jeweils auf ein spezifisches Untersuchungsszenario beziehen.
Aufgrund der vorliegenden empirischen Untersuchungen folgern zahlreiche Ökonomen, daß
kontingente Bewertungen zuverlässige Maße liefern, wenn die Individuen mit dem zu
untersuchenden Gut eng vertraut sind (Arrow 1986; Kahnemann 1986; Mitchell, Carson 1989;
Hanemann 1994). Diesen Standpunkt unterstreicht K. Smith (1992, S. 87), der feststellt, daß die
CVM is a 'best available procedure' when applied properly to situations in which conventional
protocols are used to ensure that people understand what has been asked of them.28 Allerdings
funktioniert der kontingente Bewertungsansatz am besten, wo man ihn am wenigsten benötigt,
nämlich in jenen Fällen, in denen individuelle Erfahrungen mit veränderten Umweltqualitäten
ohnehin ein bestimmtes Maß an Informationen über Substitutionsbeziehungen, trade-offs und
ähnliches hinterlassen haben. But for those problems for which we need something like the CVM
most, that is, where individuals have little or no experience with different levels of the
environmental good, CVM appears to be least reliable (Freeman 1986, S. 160).
Auf der anderen Seite wird die Zuverlässigkeit des kontingenten Bewertungsansatzes von
einigen Ökonomen aufgrund bereits erwähnter Kritikpunkte grundsätzlich in Zweifel gezogen
und eine Anwendung zur Erfassung von "non-use values" unabhängig von der Ausgestaltung
des konkreten Frageszenarios generell abgelehnt. CV surveys never measure people's
preferences and are never a suitable source of information on values in either benefit-cost
analysis or damage assessment (Diamond, Hausman 1993, p. 29).
Wie bereits im Rahmen des historischen Überblickes erwähnt, wurde in den USA das NOAAPanel zur Bewertung des kontingenten Bewertungsansatzes eingesetzt, um eine von obigen
unversöhnlich scheinenden Standpunkten unabhängige Expertenmeinung führender
amerikanischer
Ökonomen
über
die
Zuverlässigkeit
von
empirischen
Zahlungsbereitschaftsanalysen zu erhalten. In ihrer grundlegenden Einschätzung der Methode
zur Messung von Umweltgütern hat die Expertengruppe festgestellt, daß die CVM in der Lage
ist, zuverlässige Ergebnisse zu liefern, wenn sie sorgfältig angewendet wird. Die Stellungnahme
des Panels beinhaltet sowohl eine umfangreiche Kritik vorliegender empirischer Arbeiten als
auch zahlreiche Empfehlungen für eine Verbesserung des Verfahrens.
Die wichtigsten Einwände der Kommission beziehen sich auf die bereits umfangreich
diskutierten Punkte wie die hypothetische Situation des Befragungsszenarios, beobachtbare
27
Eine umfangreiche theoretische und empirische Darstellung der verschiedenen Kritikpunkte findet sich in
Hausman (1993). Allerdings wird argumentiert, daß mehrere Einwände, die in diesem Buch vorgebracht
werden, auf fehlerhaften Datenanalysen sowie auf einer unzureichenden Sorgfalt in der Gestaltung der
Fragebögen basieren (Smith 1993a; Hanemann 1994).
28
Auch R. Carson (1991, S. 136) folgert zusammenfassend, that most biases in contingent valuation surveys are
avoidable; however some biases, such as starting point bias in a bidding game and sample selection bias in a
mail survey, will almost always be present. Typically, most other problems in contingent valuation surveys
relate to the people being given inadequate descriptions of what the researchers actually value and what they
intended to value.
21
Inkonsistenzen mit rationalen Entscheidungen ("embedding-Effekte"), die Implausibilität der
Größenordnung einzelner empirischer Ergebnisse sowie auf das Fehlen von wirksamen
Budgetrestriktionen in vielen Untersuchungen. Darüber hinaus wird eine unzureichende
Bereitstellung der notwendigen Informationen, die oft unklare Abgrenzung des relevanten
Marktes für Aggregationszwecke und das Auftreten sogenannter "warm-glow Effekte" kritisiert.
Letztere beschreiben den Umstand, daß kontingente Bewertungen mitunter eher die
Gutherzigkeit der Befragten erfassen, denn die tatsächlichen Zahlungsbereitschaften für das zu
bewertende Umweltgut (Arrow et al. 1993).
Die Anwendungsrichtlinien des Panels sind in drei Subkategorien unterteilt: Allgemeine Richtlinien, Empfehlungen, die in den besten Studien bereits berücksichtigt werden, sowie Hinweise,
die auch in den besten CV-Untersuchungen bislang keine Berücksichtigung finden.
Die generellen Richtlinien fordern eine adäquate Stichprobenauswahl (Type und Umfang) unter
Anwendung des Zufallsverfahrens und die Minimierung von Antwortverweigerungen und
betonen den Vorzug von persönlichen Interviews gegenüber Brief- und Telefonumfragen sowie
die Notwendigkeit von Prätests auf mögliche Interviewer-Verzerrungen. Zusätzlich werden ein
umfangreicher schriftlicher Bericht zur Untersuchung und sorgfältige Tests des Fragebogens vor
der eigentlichen Befragung empfohlen.
Die zweite Richtlinienkategorie, die nicht unbedingt zur Gänze eingehalten werden muß, um
aussagefähige Ergebnisse ableiten zu können, umfaßt notwendige Anstrengungen für ein
konservatives Befragungsdesign (z. B. die Erfassung von Zahlungsbereitschaften anstelle von
Kompensationsforderungen),
die
Verwendung
geschlossener
Frageformulierungen
(Referendumformat), eine umfangreiche und genaue Beschreibung des Umweltgutes sowie
Prätests von Fotografien. Ausserdem werden Hinweise auf Substitutionsgüter, die explizite
Möglichkeit von "keine Antwort"- Optionen und begleitende Fragen für eine bessere
Interpretation der Ergebnisse vorgeschlagen.
Die dritte Gruppe der Richtlinien, die sich hauptsächlich mit der ökonomischen Bewertung von
Umwelt- und Ressourcenschäden befaßt, fordert insbesonders Hinweise darauf, daß Zahlungen
für ein konkretes Umweltgut die Konsummöglichkeiten für andere private und öffentliche Güter
einschränkt. Diese hier kurz beschriebenen Richtlinien repräsentieren gewissermaßen den
allgemein akzeptierten Standard moderner CV-Techniken. Dennoch wurde auch von
verschiedenen Seiten Kritik vorgebracht (z. B. Smith 1993b). Während einerseits gefordert
wird, die Richtlinien so umfassend wie möglich einzuhalten, finden sich andererseits keine
Hinweise darauf, welche Abweichungen von den Empfehlungen akzeptiert werden, um nach
wie vor zuverlässige empirische Ergebnisse zu gewährleisten. Bis dato gibt es keine empirische
Arbeit, die alle NOAA-Richtlinien vollständig berücksichtigt hätte.
Künftige Forschungsanstrengungen
Die Ausführungen in diesem Kapitel haben deutlich gemacht, daß in bezug auf den
kontingenten Bewertungsansatz nach wie vor etliche Fragen offen sind, die weitere
22
Forschungsanstrengungen notwendig erscheinen lassen. Die auftretenden Unterschiede
zwischen Zahlungsbereitschaften und Kompensationsforderungen erfordern
zusätzliche
Arbeiten zur Theorie von Eigentumsrechten in bezug auf Umweltgüter bzw. natürliche
Ressourcen. Darüber hinaus sind in diesem Zusammenhang eine noch größere Anzahl von
empirischen Studien notwendig, die sich mit Lerneffekten in wiederholten Befragungsrunden,
mit dem Konvergenzverhalten der Wohlfahrtsmaße sowie mit der Untersuchung von
Einflußfaktoren auf die Divergenzen zwischen WTP und WTA beschäftigen.
Wie bereits erwähnt, sollten auch hinsichtlich der Abweichungen hypothetischer und
tatsächlicher Zahlungen weitere Experimente durchgeführt werden, um zusätzliche empirische
Evidenz für die Festlegung möglicher Kalibrierungsfaktoren abzuleiten (Fisher 1994). Auch die
Anreizstrukturen in bezug auf strategische Verhaltensweisen scheinen noch nicht ausreichend
untersucht. Für (Labor-) Experimente über den Vergleich von geschlossenen und offenen
Fragenformulierungen werden bislang vorwiegend Stichproben herangezogen, die sich aus
ausgebildeten Ökonomie- oder Psychologie Studenten zusammensetzen. Hier scheint eine
Ausweitung der Arbeiten auf Feldstudien und somit auch auf jene Bevölkerungsschichten
notwendig, die aufgrund ihrer Ausbildung mit dem Konzept strategischen Verhaltens a priori
nicht vollkommen vertraut sind.
Es wurde in diesem Papier bereits mehrmals darauf hingewiesen, wie wichtig es für die
Zuverlässigkeit der Ergebnisse ist, daß die Befragten mit dem zu untersuchenden Gut
ausreichend vertraut sind. Aus diesem Grund sind zusätzliche Studien notwendig, die deutlich
machen, wie die zur Verfügung gestellte Information bei den Individuen aufgenommen wird
bzw. was die Befragten zu verschiedenen Zeitpunkten des Interviews denken (vgl. z. B.
Schkade, Payne 1994). Fisher (1994) fordert diesbezüglich einen kontinuierlichen
Informationsaustausch zwischen dem Interviewer und dem Interviewten, um sicherzustellen,
daß das Gut tatsächlich in der beabsichtigten Weise verstanden wird. Im Zuge dessen sollten
auch die Beiträge der neuen psychologischen Literatur über individuelle Einstellungen in
künftigen CV-Umfragen Berücksichtigung finden. Diese Arbeiten beschäftigen sich mit
Verzerrungen, die aus dem Wortlaut der Frageformulierung, aufgrund der Reihenfolge, in der
verschiedene Alternativen präsentiert werden, sowie durch unterschiedliche "base-rate
Informationen" entstehen (Krosnick et al. 1990; Lehman et al. 1992; Narayan, Krosnick 1993).
Die Richtlinien für die Ausgestaltung von "state-of-the-art Umfragen" verdeutlichen auch, daß
sorfältig durchgeführte CVM-Studien mit sehr hohen Kosten verbunden sind. Aus diesem
Grund werden in der jüngeren Vergangenheit immer häufiger sogenannte "benefit transfers"
durchgeführt, mit denen versucht wird, die Ergebnisse für eine konkrete Anwendung (z. B. eine
bestimmte Region) auf ähnlich gelagerte Anwendungsfälle (beispielsweise ähnliche Regionen
oder sogar Länder) umzulegen, ohne eine eigenständige CV durchzuführen. Für diesen Zweck
sind die Voraussetzungen für eine Verallgemeinerung von CV-Ergebnissen auf unterschiedliche
Fragestellungen, verschiedene geografische Regionen oder andere Bevölkerungsgruppen genau
zu überprüfen (Navrud 1994).
23
Die methodische Diskussion und der Blick auf die historische Entwicklung des
Bewertungsverfahrens haben deutlich gemacht, daß sowohl die wichtigsten wissenschaftlichen
als auch realpolitischen Impulse von den USA ausgegangen sind. Vor diesem Hintergrund
versucht der letzte Abschnitt dieses Papiers, die Akzeptanz und potentiellen
Anwendungsmöglichkeiten aus einer europäischen Perspektive näher zu beleuchten.
7 Der kontingente Bewertungsansatz als umweltpolitisches Meßinstrument in Europa
Die potentiellen Anwendungsbereiche für Zahlungsbereitschaftsanalysen umfassen
grundsätzlich die gesamte Palette kollektiver Leistungserbringung, wenngleich das Verfahren in
erster Linie zur Bewertung von Umweltgütern herangezogen wird. Im Mittelpunkt empirischer
Anwendungen stehen die ökonomische Erfassung veränderter Luft- und Wasserqualitäten, die
Nutzenmessung von Erholungs- und Jagdaktivitäten und von ästhetischen Einflüssen sowie die
Bewertung von verschiedenen Gesundheitsprogrammen.
Die Notwendigkeit der Erfassung von Nutzenkomponenten für diese Fragestellungen - und
damit auch der Anwendung der CV - wird auf unterschiedlichen wirtschafts- bzw.
umweltpolitischen Ebenen erkennbar (siehe Punkt 2). Die meisten nicht-marktbezogenen
Nutzenmessungen werden auf der Ebene einzelner Projekte durchgeführt, auf der den
empirischen Ergebnissen auch das stärkste Gewicht im Sinne einer tatsächlichen
Entscheidungsbeeinflussung zukommt. Dennoch variiert die Anwendung von nichtmarktbezogenen Meßverfahren sehr stark zwischen verschiedenen Ländern (Kuik, Navrud,
Pearce 1992).29 Während für gesetzliche Umweltauflagen in einigen wenigen Staaten die
Nutzen (und auch deren Kosten) ermittelt wurden, haben diese Ergebnisse die realpolitische
Entscheidungsfindung in den meisten Fällen nicht beeinflußt. Nutzen- und Kostenmessungen
auf der Ebene einer umfassenden Umweltpolitik wurden in Europa zwar ebenfalls durchgeführt
(z. B. in Deutschland und den Niederlanden), ihre Resultate werden aber in erster Linie für
Zwecke der Bewußtseinsbildung verwendet (vgl. Schulz, Schulz 1991). So bleibt festzuhalten,
daß eine Gegenüberstellung von Kosten und Nutzen für die konkrete Ausgestaltung
umweltpolitischer Maßnahmen in Europa, die über die Projektebene hinausgehen, eine äußerst
geringe Rolle spielt. Dieser Umstand kommt in der Einleitung zu den Richtlinien der britischen
Regierung über eine mögliche Berücksichtigung von Umwelteinflüssen in der Politikbeurteilung
deutlich zum Ausdruck. A governments' policies can effect the environment from street corner
to stratosphere. Yet environmental costs and benefits have not always been well integrated into
government policy assessments, and sometimes they have been forgotten entirely. Proper
consideration of these effects will improve the quality of policy making (Hanley, Spash 1993, p.
8).
29
Für eine äußerst umfangreiche Darstellung von durchgeführten CV-Studien in verschiedenen Ländern
Europas vgl. Navrud (1992a).
24
Eine wichtige Ursache für die geringe Anwendung von Kosten-Nutzen Analysen für
umweltpolitische Entscheidungen liegt in der vermuteten Unsicherheit der Nutzenmessungen.30
Dies kommt in der äußerst langsamen Akzeptanz des kontingenten Bewertungsansatzes in
Europa zum Ausdruck. Während die Methode in den USA mehr oder minder akzeptiert scheint
und auch in Großbritannien allmähliche Akzeptanz findet, gestaltet sich die Situation - vielleicht
mit der weiteren Ausnahme der skandinavischen Länder - im restlichen Europa anders. Die
Gründe für diese Variation in der Anerkennung der Methode sind nicht eindeutig. Mangelnde
Informationen sowohl über die Grundlagen des Verfahrens sowie über seine praktische
Anwendbarkeit mögen ebenso dafür verantwortlich sein, wie ein generell niedriger Stellenwert
von Effizienzüberlegungen in der Gestaltung der Wirtschafts- und Umweltpolitik.
Künftige Entwicklungen in Europa
Aufgrund zahlreich vorhandener und persistenter Umweltprobleme werden die Regierungen bei
limitierten budgetären Mitteln künftig noch stärker gezwungen sein, eine Prioritätenfestlegung
in bezug auf ihre umweltpolitischen Maßnahmen vorzunehmen. Für diesen Zweck scheint die
empirische Erfassung von Kosten und Nutzen einzelner Varianten im Hinblick auf eine
effiziente oder kosteneffektive Politikgestaltung unumgänglich. Diese Bewertungen werden
auch jene Nutzenkomponenten umfassen müssen, die nicht über individuelles Verhalten von
Konsumenten auf surrogaten Märkten ermittelt werden können. Damit wird aber dem
kontingenten Bewertungsansatz künftig ein höherer Stellenwert zukommen, da er das bislang
einzige Verfahren zur Ermittlung von "non-use values" darstellt.
Der empirischen Bewertung von Umweltqualitäten könnte aber auch aus einem weiteren Grund
künftig eine größere Bedeutung zukommen. Entsprechend den US-amerikanischen Beispielen
ist auch in Europa damit zu rechnen, daß in den nächsten Jahren die Anzahl von gerichtlich
anhängigen Schadenersatzansprüchen gegen die Verursacher von Umweltbeeinflussungen
deutlich ansteigen wird. Unabhängig von der generellen Diskussion, ob und in welchem
Ausmaß einzelne Bewertungsinstrumente verzerrte Ergebnisse liefern können, wird man sich
auf standardisierte Verfahren zur Schadensbemessung einigen müssen, wie sie momentan in den
USA erarbeitet werden.
Daß die Bedeutung der Ökonomie für die Gestaltung umweltpolitischer bzw. ökologischer
Maßnahmen zunehmend erkannt wird, kommt im Fünften Aktionsprogramm der Europäischen
Union zum Ausdruck (European Community 1993). Dieses Programm, das die
Zukunftsperspektiven sowie die notwendigen Schritte in bezug auf den Umweltschutz für die
Periode von 1993 bis 2000 beinhaltet, anerkennt grundsätzlich die Notwendigkeit ökonomischer
Bewertungen von umweltrelevanten Maßnahmen. In diesem Sinne wird festgehalten, daß in
Übereinstimmung mit den Maastrichter Verträgen alle potentiellen Kosten und Nutzen
umweltpolitischen Handelns bzw. Nichthandelns erfaßt werden sollen, um zu gewährleisten,
30
Für eine Gegenüberstellung weiterer Gründe siehe Kuik, Navrud, Pearce (1992).
25
daß im Zeitablauf die sozialen Erträge die entstehenden Kosten übersteigen. Darüber hinaus
wird die Auswahl von kosteneffektiven Instrumenten zur Erreichung umweltpolitischer
Zielsetzungen empfohlen sowie die rasche Einführung einer innerhalb der Gemeinschaft
standardisierten Kosten-Nutzen Analyse gefordert. Über die künftige Politik innerhalb der
Gemeinschaft bezüglich der Anwendung von Bewertungsverfahren bzw. der Akzeptanz von
CV-Studien bleiben allerdings de facto alle Fragen offen.
Die Notwendigkeit von Umweltbewertungen im Sinne einer Prioritätenfestlegung für
umweltpolitische Maßnahmen wird auch durch die Situation in den Transformationsökonomien
Mittel- und Osteuropas deutlich erkennbar. Bis dato existierten kaum empirische Studien, die
Hinweise
auf
die
effizientesten
bzw.
kosteneffektivsten
Maßnahmen
zur
Verschmutzungsreduktion in Osteuropa erlauben würden. Im Rahmen eines
Kooperationsprojektes zwischen der Weltbank, dem Internationalen Institut für Angewandte
Systemanalysen in Wien und Resources for the Future in den USA wurden allerdings die
Verschmutzungsprobleme in diesen Ländern analysiert und erste Politikempfehlungen für eine
Prioritätenfestsetzung erarbeitet. So haben Krupnick et al. (1993) die Gesundheitseffekte einer
verbesserten Luftqualität in Tschechien, Ungarn, Polen und der Ukraine abgeschätzt. Die
Studie, die unter anderen (modifizierte) Ergebnisse aus einer amerikanischen CV-Studie
verwendet, kommt zu dem Schluß, daß eine Reduktion der Luftverschmutzung auf das Niveau
der EG-Standards für diese Staaten mit gesundheitsrelevanten Nutzen im Ausmaß von
zumindest ein bis drei Prozent des jeweiligen Sozialproduktes verbunden wäre. Obwohl keine
dezidierten Kosten dieser Maßnahmen ermittelt wurden, folgern die Autoren, daß aufgrund der
sehr hohen gesellschaftlichen Erträge der Reduktion der Luftverschmutzung ein prioritärer
Stellenwert zukommen müßte, wenngleich weitere empirische Analysen notwendig erscheinen.
Ein zusammenfassender Blick verdeutlicht, daß in Europa zahlreiche Potentiale für eine
zunehmende ökonomische Bewertung umweltpolitischer Maßnahmen bestehen. Soweit
politische Ignoranz in einzelnen Ländern die Ursache für die Vernachlässigung von sozialen
Kosten und insbesonders Nutzen darstellt, könnten zu erwartende Entwicklungen wie anhängige
Gerichtsverfahren oder die international abgestimmte Einführung ökologischer Komponenten in
die Volkswirtschaftliche Gesamtrechnung eine rasche Änderung herbeiführen. Liegen die
Gründe für die Widerstände einer Implementierung von Nutzenmessungen im mangelnden
Vertrauen in die Bewertungsverfahren, so sollten weitere Anstrengungen unternommen werden,
die Instrumente zu verbessern und diese für eine breite Palette von Fragestellungen anwendbar
zu machen. Was den kontingenten Bewertungsansatz betrifft, kann sowohl auf umfangreiche
theoretische Erkenntnisse als auch auf zahlreiche praktische Erfahrungen in verschiedensten
Anwendungsbereichen
zurückgegriffen
werden.
Die
erfolgreiche
Umsetzung
umweltökonomischer Erkenntnisse in konkret anwendbare Umweltgesetze in den USA könnte
als interessantes Beispiel für ähnliche Entwicklungen in Europa dienen.
26
LITERATUR:
Arrow, K. 1986. Comments by Professor Kenneth Arrow. In Valuing Environmental Goods,
eds. R.G. Cummings, D.S. Brookshire, W.D. Schulze, Rowman and Allanheld, Totawa,
NJ, pp. 180-85.
Arrow, K., R. Solow, P.R. Portney, E.E. Leamer, R. Radner, and H. Schuman 1993. Report of
the National Oceanic and Atmospheric Administration Panel on Contingent Valuation.
Federal Register 58 (10).
Behrens-Egge, M. 1991. Möglichkeiten und Grenzen der monetären Bewertung in der
Umweltpolitik. Zeitschrift für Umweltpolitik & Umweltrecht 1/91:71-94.
Bishop, R.C., and T.A. Heberlein 1979. Measuring values of extramarket goods: are indirect
measures biased? American Journal of Agricultural Economics 61:926-30.
Bishop, R.C., T.A. Heberlein, and M.J. Kealy 1983. Contingent valuation of environmental
assets: Comparisons with a simulated market. Natural Resources Journal 23:619-33.
Bishop, R.C., and T.A. Heberlein 1986. Does Contingent Valuation Work? In Valuing
Environmental Goods, eds. R.G. Cummings, D.S. Brookshire, W.D. Schulze, Rowman
and Allanheld, Totawa, NJ, pp. 123-47.
Blackburn, M., G.W. Harrison, and E.E. Rutström 1994. Statistical bias functions and
informative hypothetical surveys. American Journal of Agricultural Economics,
forthcoming.
Bohm, P. 1972. Estimating the Demand for Public Goods: An Experiment. European
Economic Review 3:111-30.
Bohm, P. 1994. CVM Spells Hypothetical Questions. Natural Resources Journal,
forthcoming.
Boyle, K.J., and R.C. Bishop 1988. Welfare measurements using contingent valuation: a
comparison of techniques. American Journal of Agricultural Economics 70:20-28.
Braden, J.B., and C.D. Kolstad 1991. Measuring the demand for environmental quality. North
Holland.
Braden, J.B., C.D. Kolstad, and D. Miltz 1991. Introduction to Measuring the demand for
environmental quality. In Measuring the demand for environmental quality, eds. J.B.
Braden, C.D. Kolstad, North Holland, pp. 3-15.
Bromley, D.W., and I. Hodge 1990. Private property rights and presumptive policy
entitlements: reconsidering the premises of rural policy. European Review of
Agricultural Economics 17: 197-214.
Brookshire, D.S., A. Randall, and J.R. Stoll 1980. Valuing increments and decrements in
natural resource service flows. American Journal of Agricultural Economics 62: 47888.
Brookshire, D.S., and D.L. Coursey 1987. Measuring the value of a public good: an empirical
comparison of elicitation procedures. American Economic Review 77:554-66.
Burtraw, D., and P.R. Portney 1991. Environmental Policy in the United States. In D. Helm
(Hrsg.), Economic Policy Towards the Environment. Blackwell.
Carson, R.T. 1991. Constructed markets. In Measuring the demand for environmental quality,
eds. J.B. Braden, C.D. Kolstad, North Holland, pp. 121-62.
27
Carson, R.T., and R.C. Mitchell 1983. A Reestimation of Bishop and Heberlein´s Simulated
Market-Hypothetical Markets-Travel Cost Results Under Alternative Assumptions.
Discussion Paper D-107, Resources for the Future, Washington, D.C.
Carson, R.T., J. Wright, A. Alberini, N. Carson, N. Flores 1994: A bibliography of
Contingent Valuation Studies and Papers. Natural Resource Damage Assessment, Inc.,
La Jolla, CA.
Coursey, D.L., J.L. Hovis, and W.D. Schulze 1987. The disparity between willingness to
accept and willingness to pay measures of value. The Quarterly Journal of Economics
102:679-90.
Cropper, M.L., and W.E. Oates 1992. Environmental Economics: A Survey. Journal of
Economic Literature 30:675-740.
Cummings, R.G. 1994. Relating Stated and Revealed Preferences: Challenges and
Opportunities. Paper presented at the DOI/EPA Workshop on Contingent Valuation to
Measure Non-Market Values, Herndon, VA, May 1994.
Cummings, R.G., and D.S. Brookshire, W.D. Schulze 1986. Valuing Environmental Goods:
An Assessment of the Contingent Valuation Method. Rowman and Allanheld, Totawa,
NJ.
Cummings, R.G., G.W. Harrison, and E.E. Rutström 1993. Homegrown Values on
Hypothetical Surveys: Is Dichotomous Choice Approach Incentive Compatible?
Economics Working Paper Series, B-92-12, Division of Research, College of Business
Administration, The University of South Carolina.
Cummings, R.G., G.W. Harrison 1994. Was the Ohio Court well informed in its assessment
of the accuracy of the Contingent Valuation Method? Natural Resources Journal 34,
forthcoming.
Desvouges, W., F.R. Johnson, R. Dunford, S. Hudson, K. Wilson, and K. Boyle 1993.
Measuring Nonuse Damages Using Contingent Valuation: An Experimental Evaluation
of Accuracy in Contingent Valuation. In Contingent Valuation: A Critical Assessment,
ed. J.A. Hausman, North Holland, New York.
Diamond, P.A. 1994. Discussion of the conceptual underpinnings of the contingent valuation
method by A.C. Fisher. Prepared for the DOI/EPA Workshop on Contingent Valuation
to Measure Non-Market Values, Herndon, VA, May 1994.
Diamond, P.A., and J. Hausman 1993. On Contingent Valuation Measurement of Nonuse
Values. In Contingent Valuation: A Critical Assessment, ed. J.A. Hausman, North
Holland, New York.
Diamond, P.A., and J. Hausman 1994. Is Some Number Better Than No Number? Journal of
Economic Perspectives, frthcoming.
European Community 1993. Towards sustainability: A European Community programme of
policy and action in relation to the environment and sustainable development. Office for
Official Publications of the European Communities, Brussels, Luxembourg.
Fisher, A.C. 1994. The Conceptual Underpinnings of the Contingent Valuation Method.
Paper presented at the DOI/EPA Workshop on Contingent Valuation to Measure NonMarket Values, Herndon, VA, May 1994.
Freeman, A.M. 1979. Approaches to measuring public goods demands. American Journal of
Agricultural Economics 61:915-20.
28
Freeman, A.M. 1986. On Assessing the State of the Arts of the Contingent Valuation Method
of Valuing Environmental Changes. In Valuing Environmental Goods, eds. R.G.
Cummings, D.S. Brookshire, W.D. Schulze, Rowman and Allanheld, Totawa, NJ, pp.
148-61.
Gregory, R. 1986. Interpreting measures of economic loss: evidence from contingent
valuation and experimental studies. Journal of Environmental Economics and
Management 13:325-37.
Hackl, F., und G.J. Pruckner 1994a. Informationsgrundlagen der Umweltpolitik (II): Die
Kosten-Nutzen Analyse als Bewertungsinstrument der Umweltpolitik. In Umweltpolitik-Eine Einführung, Hrsg. R. Bartel und F. Hackl, Vahlen, München,
forthcoming.
Hackl, F., and G.J. Pruckner 1994b. Subsidizing External Benefits: The Case of Agriculture
and Tourism in Europe. Department of Agicultural and Resource Economics,
University of California, Berkeley.
Hanemann, W.M. 1984. Welfare evaluations in contingent valuation experiments with
discrete responses. American Journal of Agricultural Economics 66:332-41.
Hanemann, W.M. 1991. Willingness To Pay and Willingness To Accept: How Much Can
They Differ? American Economic Review 81:635-47.
Hanemann, W. M. 1992. Preface: Notes on the History of Environmental Valuation in the
USA. In Pricing the Environment: The European Experience, ed. S. Navrud,
Scandinavian University Press/Oxford University Press.
Hanemann, W.M. 1994. Contingent Valuation and Economics. Working paper no. 697,
Department of Agricultural and Resource Economics, University of California,
Berkeley.
Hanley, N., C.L. Spash 1993. Cost-benefit analysis and the environment. Edward Elgar.
Hausman, J.A. (ed.) 1993. Contingent Valuation: A Critical Assessment. North Holland, New
York.
Hazilla, M., and R.J. Kopp 1990. Social Cost of Environmental Quality Regulations: A
General Equilibrium Analysis. Journal of Political Economy 98/4:853-873.
Hoehn, J.P., and A. Randall 1987. A Satisfactory Benefit Cost Indicator from Contingent
Valuation. Journal of Environmental Economics and Management 14:226-47.
Kahnemann, D. 1986. Comments by Professor Daniel Kahnemann. In Valuing Environmental
Goods, eds. R.G. Cummings, D.S. Brookshire, W.D. Schulze, Rowman and Allanheld,
Totawa, NJ, pp. 185-94.
Kahnemann, D., and A. Tversky 1979. Prospect Theory: An Analysis of Decisions Under
Risk. Econometrica 47/2:263-91.
Kahnemann, D., and J.L. Knetsch 1992a. Valuing public goods: the purchase of moral
satisfaction. Journal of Environmental Economics and Management 22:57-70.
Kahnemann, D., and J.L. Knetsch 1992b. Contingent valuation and the value of public goods.
Journal of Environmental Economics and Management 22:90-94.
Kealy, M.J., J.F. Dovidio, and M.L. Rockel 1988. Accuracy in Valuation is a Matter of
Degree. Land Economics 64(2):158-71.
29
Kealy, M.J., and R.W. Turner 1993. A Test of the Equality of Closed-Ended and Open-Ended
Contingent Valuations. American Journal of Agricultural Economics 75:321-31.
Knetsch, J.L., and J.A. Sinden 1984. Willingness to pay and compensation demanded:
experimental evidence of an unexpected disparity in measures of value. The Quarterly
Journal of Economics 94:507-21.
Kopp, R.J., and K.A. Pease 1994. Contingent Valuation: Economics, Law and Politics. paper
presented at the International Conference "Determining the Value of Non-marketed
Goods: Economic, Psychological and Policy Relevant Aspects of Contingent Valuation
Methods." Bad Homburg, Germany, July 27-29, 1994.
Kriström, B. 1993. Comparing Continuous and Discrete Contingent Valuation Questions.
Environmental and Resource Economics 3:63-71.
Krosnick, J.A, F. Li, and D.R. Lehman 1990. Conversational Conventions, Order of
Information Acquisition, and the Effect of Base Rates and Individuating Information on
Social Judgements. Journal of Personality and Social Psychology 59:1140-52.
Krupnick, A., K. Harrison, E. Nickel, and M. Toman 1993. The benefits of ambient air
quality improvements in Central and Eastern Europe. A preliminary assessment.
Resources for the Future, Discussion Paper ENR93-19.
Kuik, O., S. Navrud, D.W. Pearce 1992. Benefit estimation and environmental decisionmaking. In Pricing the European Environment, ed. S. Navrud, Scandinavian University
Press / Oxford University Press, Oslo / Oxford, pp. 274-287.
Lehman, D.R., J.A. Krosnick, R.L. West, and F. Li 1992. The Focus of Judgement Effect: A
Question Wording Effect Due to Hypothesis Confirmation Bias. Personality and Social
Psychology Bulletin 18:690-99.
Mitchell, R.C., and R.T. Carson 1981. An experiment in determining willingness to pay for
national water quality improvements. Draft report for the U.S. Environmental
Protection Agency, Washington, DC.
Mitchell, R.C., and R.T. Carson 1985. Comment on Option Value: Empirical Evidence from a
Case Study of Recreation and Water Quality. Quarterly Journal of Economics
100/1:291-94.
Mitchell, R.C., and R.T. Carson 1989. Using surveys to value public goods. John Hopkins
University for Resources for the Future, Baltimore.
Narayan, S., and J.A. Krosnick 1993. Response Effects in Attitude Measurement as a
Function of Cognitive Ability. Department of Psychology, Ohio State University.
Navrud, S. 1992a. Pricing the European Environment. Scandinavian University Press /
Oxford University Press, Oslo / Oxford.
Navrud, S. 1992b. Willingness to pay for preservation of species - An experiment with actual
payments. In Pricing the European Environment, ed. S. Navrud, Scandinavian
University Press / Oxford University Press, Oslo / Oxford, pp. 231-246.
Navrud, S. 1994. Economic Valuation of External Costs of Fuel Cycles. Testing the Benefit
Transfer Approach. In Models for Integrated Electricity Resource Planning, ed. A.T. de
Almeida, Kluwer academic publishers.
Navrud, S., and G.J. Pruckner 1994. Environmental valuation - To use or not to use? A
comparative study of the USA and Europe. Paper prepared for the conference
"Governing Our Environment" to be held in Copenhagen, November 17-18, 1994.
30
Neill, H.R., R.G. Cummings, P.T. Ganderton, G.W. Harrison, and T. McGuckin 1994.
Hypothetical Surveys and Real Economic Commitments. Land Economics 70/2:145154.
NOAA 1994. National Oceanic and Atmospheric Administration, Proposed Rules for Natural
Resource Damage Assessments, 59 Federal Register, 5, 1062, 1191.
Oates, W.E. 1994. Estimating the Demand for Public Goods: The Collective Choice and
Contingent Valuation Approaches. Paper prepared for a conference on the estimation of
non-marketed natural resource values using the contingent valuation method organized
by Oak Ridge National Laboratory under the auspices of the U.S. Department of
Energy and the U.S. Environmental Protection Agency.
OECD 1992. GREEN, a multiregional dynamic general equilibrium model for quantifying
the costs of curbing CO2 emissions. OECD Working Papers, Paris.
Palmquist, R.B. 1991. Hedonic Methods. In Measuring the demand for environmental
quality, eds. J.B. Braden, C.D. Kolstad, North Holland, pp. 77-120.
Portney, P.R. 1990. Public Policies for Environmental Protection. Resources for the Future,
Washington, D.C.
Pruckner, G.J. 1994a: Die ökonomische Quantifizierung natürlicher Ressourcen-Eine
Bewertung überbetrieblicher Leistungen der österreichischen Land- und Forstwirtschaft. Verlag Peter Lang, Frankfurt/Main.
Pruckner, G.J. 1994b. Die Umweltpolitik in den Vereinigten Staaten von Amerika. In
Umweltpolitik - Eine Einführung, Hrsg. R. Bartel, and F. Hackl, Vahlen, München.
Randall, A. 1994. Calibration of CV Responses. Paper prepared for the DOI/EPA Workshop
on Contingent Valuation to Measure Non-Market Values, Herndon, VA, May 1994.
Römer, A.U. 1991. Der kontingente Bewertungsansatz: eine geeignete Methode zur
Bewertung umweltverbessernder Maßnahmen? Zeitschrift für Umweltpolitik &
Umweltrecht 4/91:411-56.
Schkade, D.A., and J.W. Payne 1994. How People Respond to Contingent Valuation
Questions: A Verbal Protocol Analysis of Willingness to Pay for an Environmental
Regulation. Journal of Environmental Economics and Management 26:88-109.
Schulz, W., und E. Schulz 1991. Zur umweltpolitischen Relevanz von Kosten-NutzenAnalysen in der Bundesrepublik Deutschland. Zeitschrift für Umweltpolitik &
Umweltrecht 3/91:299-337.
Schulze, W., G. McClelland, and J. Lazo. Methodological Issues in Using Contingent
Valuation to Measure Non-Use Values. Paper prepared for the DOI/EPA Workshop on
Contingent Valuation to Measure Non-Market Values, Herndon, VA, May 1994.
Seip, K., J. Strand 1992. Willingness to Pay for Environmental Goods in Norway: A
Contingent Valuation Study with Real Payment. Environmental and Resource
Economics 2:91-106.
Shogren, J.F., S.Y. Shin, D.J. Hayes, and J.B. Kliebenstein 1994. Resolving Differences in
Willingness to Pay and Willingness to Accept. The American Economic Review
84(1):255-70.
Smith, V.K. 1991. Household production functions and environmental benefit estimation. In
Measuring the demand for environmental quality, eds. J.B. Braden, C.D. Kolstad, North
Holland, pp. 41-76.
31
Smith, V.K. 1992. Arbitrary values, good causes, and premature verdicts. Journal of
Environmental Economics and Management 22:71-89.
Smith, V.K. 1993a. Nonmarket valuation of environmental resources. Land Economics
66/1:1-26.
Smith, V.K. 1993b. Lightning Rods, Dart Boards, and Contingent Valuation. Departments of
Economics and Agricultural and Resource Economics, North Carolina State University.
Thayer, M.A. 1981. Contingent valuation techniques for assessing environmental impacts:
further evidence. Journal of Environmental Economics and Management 8:27-44.
Walsh, R.G., D.M. Johnson, J.R. McKean 1989. Issues in Nonmarket Valuation and Policy
Application: A Retrospective Glance. Western Journal of Agricultural Economics
14(1):178-88.
Walsh, R.G., J.B. Loomis, R.A. Gillman 1984. Valuing option, existence, and bequest
demands for wilderness. Land Economics 60:14-29.
Summary
The aim of this paper is to review recent developments in the field of Contingent Valuation,
an instrument increasingly used to directly evaluate environmental goods. The first part
contains the welfare economic fundamentals of this valuation instrument and a comparison of
different welfare measures (willingness to pay versus willingness to accept). A historical
review covers the origin and development of CV and also important influences of practical
issues on scientific research agenda. CV has been confronted with criticism. The hypothetical
survey setting and strategic behavior are seen as the most relevant objections against CV. In
the course of a general assessment of Contingent Valuation necessary conditions are
discussed in detail, the fulfilment of which guarantees reliable empirical results. Prospects for
further research needs and for the variety of practical applications of CV from a European
perspective complete this paper.