Die monetäre Bewertung kollektiver Umweltgüter

WORKING PAPER ON MANAGEMENT
IN ENVIRONMENTAL PLANNING
Die monetäre Bewertung kollektiver
Umweltgüter
Theoretische Grundlagen, Methoden und Probleme
Von
Ulf Liebe, Jürgen Meyerhoff
013/2005
Working Paper on Management in Environmental Planning 13/2005
Arbeitspapiere zum Management in der Umweltplanung 13/2005
Kontakt Autoren
Ulf Liebe
Department of Sociology
Johannes Gutenberg-Universität Mainz
Colonel-Kleinmann-Weg 2
D – 55099 Mainz
[email protected]
Dr. Jürgen Meyerhoff
Institut für Landschaftsarchitektur und Umweltplanung
Technische Universität Berlin
Franklinstraße 28/29
D- 10587 Berlin
[email protected]
Kontakt Arbeitspapiere
Dr. Axel Klaphake
Institut für Landschaftsarchitektur und Umweltplanung
Technische Universität Berlin
Franklinstraße 28/29
D- 10587 Berlin
[email protected]
ZUSAMMENFASSUNG / ABSTRACT
Die monetäre Bewertung kollektiver Umweltgüter: Theoretische Grundlagen,
Methoden und Probleme
Bei der Bereitstellung kollektiver Umweltgüter wie saubere Luft, gesunde Wälder oder biologische
Vielfalt liegt oft ein Marktversagen vor, und es besteht daher ein politischer Handlungsbedarf.
Aber welchen Nutzen stiften Umweltgüter, und in welchem Umfang und welcher Qualität wäre
eine Bereitstellung gesellschaftlich sinnvoll? Die monetäre Bewertung von Umweltgütern ist ein
Instrument, um den Wert von bzw. die individuelle Zahlungsbereitschaft für Umweltgüter zu ermitteln. In diesem Beitrag werden die theoretischen Grundlagen der ökonomischen Bewertung und
mit der Kontingenten Bewertung und den Choice Experimenten zwei wichtige direkte Bewertungsmethoden vorgestellt und diskutiert. Da in vielen Fällen individuelle Wertschätzungen für
Umweltgüter nicht aus beobachtbarem Marktverhalten abgeleitet werden können, muss die Zahlungsbereitschaft auf hypothetischen Märkten im Rahmen der Umfrageforschung ermittelt werden. Bei der Anwendung hypothetischer Märkte ergeben sich Probleme, die nicht allein durch die
Ökonomik gelöst werden können (Beurteilung der Validität der Umfrageergebnisse, Erklärung
geäußerter Zahlungsbereitschaften). Daher ist die Zahlungsbereitschaftsanalyse sowohl in methodischer als auch in theoretischer Hinsicht ein breites Anwendungsfeld für die sozialwissenschaftliche Umweltforschung, das allerdings noch erschlossen werden muss.
Stichworte: Kontingente Bewertung, Choice Experimente, Zahlungsbereitschaft, hypothetische
Märkte, Einstellungen, Präferenzen
The Monetary Valuation of Environmental Public Goods: Theoretical Foundations,
Methods and Problems
The provision of environmental public goods like clean air, „healthy“ forests or biodiversity yields
in many cases a market failure, and political decisions are needed. But which benefits arise from
environmental goods, and which amount and quality is socially desirable? The monetary valuation of environmental goods is one instrument to elicit the value of and the individual willingness
to pay for environmental goods. In this article the theoretical foundations of economic valuation
and two important direct valuation methods, Contingent Valuation and Choice Experiments are
introduced and discussed. Due to the fact that in many cases individual values for environmental
goods cannot be derived from market behavior, willingness to pay has to be measured on hypothetical markets in surveys. The application of hypothetical markets is connected with problems
which cannot be solved within economics alone (assessment of the validity of the survey results,
explanation of stated values). Therefore, in a methodological and theoretical manner willingness
to pay analyses are a broad field of application for environmental sociology which has to be accessed admittedly.
Keywords: Contingent Valuation, Choice Experiments, willingness to pay, hypothetical markets,
attitudes, preferences
Inhalt
I.
Einleitung
1
II. Theoretische Grundlagen
4
III. Monetäre Bewertung kollektiver Umweltgüter
7
mithilfe hypothetischer Märkte
IV. Überblick zu neueren Studien im deutschsprachigen Raum
19
V. Methodische Probleme und theoretische Anknüpfungspunkte
in der Soziologie, Sozialpsychologie und Psychologie
21
VI. Schlussbemerkungen und Ausblick
29
VII. Literatur
31
I.
EINLEITUNG
Umweltgüter wie biologische Vielfalt oder Naturlandschaften sind Kollektivgüter. Keine Person kann von der Nutzung ausgeschlossen werden, und es besteht keine
Rivalität im Konsum. Darin unterscheiden sich Kollektivgüter von privaten Gütern
(Samuelson 1954). Weil der individuelle Beitrag zu einem kollektiven Gut auch für
Dritte Nutzen stiftet, ist die Bereitstellung des Gutes, sofern diese überhaupt erfolgt,
in der Regel suboptimal, und es liegt oftmals ein Marktversagen vor. In der Umweltpolitik müssen aber zahlreiche Entscheidungen darüber getroffen und Prioritäten gesetzt werden, wie mit Umweltressourcen umgegangen wird. Dabei stellen sich u.a.
die Fragen, welche Kosten und Nutzen der Erhalt, der Schutz oder die Zerstörung
der Umwelt nach sich ziehen und welches Angebot an Umweltgütern gesellschaftlich
sinnvoll, erwünscht oder optimal ist. Die Festlegung von Prioritäten im Rahmen
(umwelt)politischer Entscheidungen sollte sich „in einer demokratischen Gesellschaft
an Dringlichkeiten der Wählerschaft orientieren“ (Preisendörfer 2004: 277). Diese
Dringlichkeiten lassen sich am ehesten durch direkte Befragungen der Bürger feststellen und spiegeln sich nicht ohne weiteres in Entscheidungen politischer Eliten
wider.
In der Umweltökonomie werden seit rund 40 Jahren verschiedene Bewertungsverfahren eingesetzt, mit denen individuelle (monetäre) Wertschätzungen als Ausdruck
des Nutzens für Umweltgüter ermittelt werden können. Aufgrund dieser Informationen soll dann bestimmt werden, in welchem Umfang und in welcher Qualität
Umweltgüter bereitgestellt werden. Zudem kann mithilfe von Kosten-NutzenAnalysen die Wirtschaftlichkeit einer Umweltveränderung geprüft werden. Damit dienen die Informationen über den ökonomischen Wert von Umweltgütern in erster Linie
der Vorbereitung von politischen Entscheidungsprozessen.
Im Kern sollen mit den Bewertungsverfahren individuelle Präferenzen für eine
Veränderung der Umweltqualität gemessen werden. Dabei wird die Zahlungsbereitschaft, d.h. der Geldbetrag, den eine Person für eine bestimmte Umweltqualität und menge zu zahlen bereit ist, als Ausdruck ihrer Präferenz oder Wertschätzung angesehen. Zwei Ansätze sind zu unterscheiden: Für einige Umweltgüter kann die
Wertschätzung, verstanden als Zahlungsbereitschaft, indirekt aus beobachtbarem
Marktverhalten abgeleitet werden. Voraussetzung dafür ist, dass eine Verbindung zu
privaten Gütern besteht. Ein Beispiel hierfür ist die Fahrt mit dem Pkw zu einem Naturpark, um in diesem Spazieren zu gehen oder Pflanzen und Tiere zu beobachten.
Zu dieser Gruppe von Methoden gehören z.B. die Reisekostenanalyse oder die
Marktpreismethode (vgl. für einen Überblick Endres und Holm-Müller 1998; Garrod
2
und Willis 1999). Aber nicht in allen Fällen kann aus beobachtbarem Verhalten die –
vollständige – Wertschätzung für ein Umweltgut abgeleitet werden. In diesen Fällen
müssen hypothetische Märkte in Umfragen errichtet werden, um die Wertschätzung
direkt zu erfragen. Das bekannteste Verfahren ist hier die Kontingente Bewertung
(Contingent Valuation), zu der sich seit jüngerer Zeit auch die Choice Experimente
gesellen. Es sind diese direkten Verfahren, die für die sozialwissenschaftliche und
interdisziplinäre Forschung von besonderem Interesse sind, da Ökonomen mit ihnen
sehr stark ihr engeres Territorium verlassen und sich in Richtung empirische Sozialforschung bewegen.
Doch obwohl es weltweit mittlerweile über zweitausend Kontingente Bewertungen
für/von Umweltgütern gibt (Carson 2000: 1413) – vor allem in den USA, zunehmend
aber auch im europäischen Raum, hier besonders in Großbritannien und Skandinavien –, beteiligen sich Soziologien oder Psychologien, abgesehen von einigen Ausnahmen wie Icek Ajzen und Daniel Kahneman, bisher vergleichsweise wenig an der
Diskussion um diese Methoden. Auf der anderen Seite greifen Ökonomen immer
häufiger auf Konzepte und Theorieangebote der Sozialwissenschaften zurück. Ein
Beispiel sind Messungen des allgemeinen Umweltbewusstseins (environmental
concern), die in Kontingenten Bewertungen zur Erklärung der geäußerten
Zahlungsbereitschaften herangezogen werden (Kotchen und Reiling 2000; Meyerhoff
2004; Wronka, 2004). Neben der Frage, mithilfe welcher Determinanten, jenseits der
ökonomischen
Standardvariablen
wie
Einkommen,
die
geäußerten
Zahlungsbereitschaften erklärt werden können, besteht vor allem Bedarf an Kriterien
und Konzepten, mit denen die Validität der Bewertungsmethoden untersucht werden
kann.
Die monetäre Bewertung von Umweltgütern mithilfe der Kontingenten Bewertung
hat ihren Ursprung in den USA (Pruckner 1995). Ciriacy-Wantrup machte 1947 als
erster den Vorschlag, diese Methode einzusetzen (vgl. Hanemann 1994: 19/29). Er
erkannte, dass Teile der sozialen Erträge eines Umweltgutes nicht in Marktgütern
erfasst werden. Daher sollten Personen in Interviews direkt gefragt werden, wie viel
Geld sie zu bezahlen bereit sind, um aufeinander folgend zusätzliche Mengen eines
Kollektivgutes (collective extra-market good) zu erhalten. Die so ermittelten
Wertschätzungen für nicht-marktfähige Güter entsprechen aggregiert dem Schema
der Marktnachfrage. Die Kontingente Bewertung wurde anfänglich neben der Reisekostenmethode vor allem von amerikanischen Regierungsbehörden zur Ermittlung
des Erholungswertes von Umweltressourcen eingesetzt (Loomis 1999: 614) und
wurde dann zunehmend von anderen staatlichen Institutionen in den USA angewen-
3
det (u.a. US Bureau of Reclamation, US Forest Service, US Fish and Wildlife Service, The National Park Service vgl. Loomis 1999).
Die wohl bedeutendsten Sprünge in der Entwicklung der Kontingenten Bewertung
lassen sich auf zwei Ereignisse zurückführen. Zum einen hatte die „Reagan Regierung“ vorgeschrieben, wichtige Rechtsvorschriften (regulations) einer Kosten-NutzenAnalyse zu unterziehen (Executive Order 12291 vgl. Loomis 1999: 616). In der Folge
wurde von der amerikanischen Umweltschutzbehörde eine Vielzahl von Studien zur
Zahlungsbereitschaft gefördert. Zum anderen erging durch den US-Kongress der
„Comprehensive Environmental Response, Compensation and Liability Act of 1980“
(CERCLA), der es u.a. ermöglichte, in Gerichtsverfahren Ergebnisse von Bewertungsstudien bei Entschädigungsfällen infolge von Umweltschäden heranzuziehen
(Loomis 1999: 620). Ein weiterer Katalysator war die Debatte über das
Öltankerunglück „Exxon Valdez“ 1989. Der Staat Alaska hatte aufgrund der rechtlichen Möglichkeiten eine Studie in Auftrag gegeben, die den Verlust an Werten durch
das
Tankerunglück
ermitteln
sollte,
die
über
die
gängigen
Entschädigungsforderungen (z.B. für wirtschaftliche Verluste) hinausgehen. Die
Schäden wurden in einer landesweiten Bevölkerungsumfrage mit 2,8 Milliarden Dollar beziffert (Carson et al. 2003). Als Reaktion darauf beauftragte die Firma Exxon
ihrerseits renommierte Ökonomen, um die Validität der Kontingenten Bewertung zu
untersuchen. Dabei ging es vor allem um die Frage, ob nutzungsunabhängige
Wertschätzungen für die Festlegung der Schadenshöhe mit herangezogen werden
können. Diese Gruppe von Ökonomen äußerte sich vorwiegend kritisch gegenüber
der Methode (Hausman 1993). Daraufhin ließ auch das Innenministerium der USA,
handlungsausführend durch die „National Oceanic and Atmospheric Administration“
(NOAA), die Methode durch einen Expertenausschuss bewerten. Der auch als
NOAA-Panel bezeichnete Ausschuss, geleitet von den beiden Ökonomen und
Nobelpreisträgern Kenneth Arrow und Robert Solow, kam zu dem Ergebnis, dass mit
der Kontingenten Bewertung bei Einhaltung bestimmter Richtlinien auch
nutzungunsabhängige Wertschätzungen für die Festlegung von Schadenssummen
vor Gericht ermittelt werden können (Arrow et al. 1993). Die Debatte um die Eignung
der direkten Bewertungsmethoden war damit aber keineswegs abgeschlossen und
dauert bis heute an.
Im vorliegenden Beitrag soll die monetäre Bewertung von Umweltgütern mithilfe
hypothetischer Märkte durch den Einsatz der Kontingenten Bewertung und der
Choice Experimente vorgestellt und aus sozialwissenschaftlicher Sicht diskutiert
werden. Im zweiten Abschnitt werden die theoretischen Grundlagen der Zahlungsbereitschaftsanalyse erläutert. Der dritte Abschnitt gibt einen Überblick zu den Bewer-
4
tungsmethoden mit einem Schwerpunkt auf die Kontingente Bewertung und die
Choice Experimente. Abschnitt vier vermittelt einem kurzen Einblick in neuere Studien im deutschsprachigen Raum. Methodische Probleme der monetären Bewertung
und einige theoretische Anknüpfungspunkte in der Soziologie, Sozialpsychologie und
Psychologie werden im fünften Abschnitt erörtert. Der Beitrag schließt mit einer
Schlussbemerkung und einem Ausblick.
II.
THEORETISCHE GRUNDLAGEN
In diesem Abschnitt werden die theoretischen Grundlagen der Zahlungsbereitschaftsanalyse mit Blick auf den ökonomischen Gesamtwert von Umweltgütern und
das wohlfahrtstheoretische Grundmodell der Zahlungsbereitschaft dargelegt.
1.
Nutzenelemente des ökonomischen Gesamtwertes von Umweltgütern
Ökonomen gehen davon aus, dass Personen für Umweltgüter nutzungsabhängige
(use values) und nutzungsunabhängige (non-use values) Wertschätzungen haben
können. Während die nutzungsabhängigen Wertschätzungen direkt mit der Nutzung
eines Umweltgutes verbunden sind, z.B. Waldbesuche oder das Beobachten von
Vögeln, sind letztere nicht mit einer direkten oder indirekten eigenen Nutzung des
Umweltgutes verbunden. Bei den nutzungsunabhängigen Wertschätzungen werden
als Motive für die Wertschätzung der Existenz-, Options- und Vererbungsnutzen als
Elemente unterschieden (vgl. Freeman III 2003: 137ff). Krutilla (1967) hat in einem
nunmehr klassischen Aufsatz darauf hingewiesen, dass Umweltgüter bzw.
Naturphänomene für Personen eine Art „Existenzwert“ haben können. Dieser Wert
ergibt sich allein aus dem Wissen heraus, dass eine bestimmte Tier- oder Pflanzenart, eine Landschaft oder andere Umweltressourcen existieren. Ein solcher Wert ist
völlig unabhängig von einer möglichen Nutzung der Güter. Wenn Personen sich
durch eine Zahlung die Möglichkeit einer zukünftigen Nutzung der Umweltressource
offen halten möchten, spricht man vom Optionsnutzen. Der Vererbungsnutzen beinhaltet die Motivation, eine Ressource für zukünftige Generationen, für die eigenen
Kinder und Enkelkinder zu schützen.
Der ökonomische Gesamtwert eines Umweltgutes (Total Economic Value) ist die
Summe aus nutzungsabhängigen und nutzungsunabhängigen Werten (Bateman et
al. 2002: 28). Abbildung 1 gibt eine Veranschaulichung. Es gibt eine Vielzahl an wei-
5
teren Klassifikationen zu Werten von Umweltgütern, die einerseits detaillierter als die
vorliegende sind, andererseits aber im Kern die wesentlichen hier vorgestellten Aspekte enthalten.1
Abbildung 1: Ökonomischer Gesamtwert eines Umweltgutes
Ökonomischer
Gesamtwert
(Total Economic Value)
=
Nutzungsabhängige
Werte
(Use Values)
+
z.B. Fischen, Wandern,
Vögel beobachten
Nutzungsunabhängige
Werte
(Non-Use Values)
Existenznutzen
Optionsnutzen
Vererbungsnutzen
Quelle: eigene Darstellung
Sowohl Nutzer als auch Nicht-Nutzer können nutzungsunabhängige Werte aus
dem Erhalt oder der Verbesserung einer Ressource erfahren. Empirisch ist es jedoch
schwierig, für die Gruppe der Nutzer die nutzungsunabhängigen Werte zuverlässig
von den nutzungsabhängigen Werten zu trennen (vgl. Meyerhoff 2001). Allerdings ist
für die monetäre Bewertung auch nicht die exakte Abgrenzung von Wertgrößen (Anteil der nutzungsabhängigen Werte vs. Anteil der nutzungsabhängigen Werte) bedeutend, sondern die Vermeidung einer systematischen Unterschätzung des gesamten ökonomischen Wertes. Diese würde auftreten, wenn Nicht-Nutzer aus der
ökonomischen Bewertung ausgeschlossen werden (Cameron 1992: 1133).
2.
Nutzen- und wohlfahrtstheoretische Grundlagen
Bei der ökonomischen Bewertung von Umweltgütern soll derjenige Geldbetrag ermittelt werden, der Personen auf demselben Nutzenniveau wie vor dem Eintritt einer
1
Beispielhaft sei hier die Klassifikation von Turner (1999) angeführt. Er unterscheidet anthropozentrische und nicht-anthropozentrische instrumentelle und intrinsische Werte. Zudem ermittelt er direkte
und indirekte nutzungsabhängige Werte, einen Options- und Quasi-Optionsnutzen usw. Diese Detaillierung ermöglicht ihm die Diskussion spezieller Problembereiche in der Auseinandersetzung mit dem
ökonomischen Gesamtwert von Umweltgütern.
6
Veränderung in der Versorgung mit einem kollektiven Gut belassen würde. Mikroökonomisch gesprochen handelt es sich dabei um die Kompensierende oder die
Äquivalente Variation (Hickssche Variationsmaße). Es werden Veränderungen des
Nutzenniveaus bei konstantem Einkommen betrachtet, wobei angenommen wird,
dass Individuen „wohl-geordnete“ Präferenzen für Güterbündel haben, die aus frei
variierbaren Mengen an privaten Gütern und einer exogen gegebenen Menge an
(kollektiven) Umweltgütern zusammengesetzt sind.2 Je nach dem, ob eine Verbesserung der Umweltqualität herbeigeführt oder eine Verschlechterung verhindert werden
soll, lassen sich vier Fälle unterscheiden, die in Tabelle 1 in Anlehnung an Rommel
(2001) dargestellt sind. Dabei sind Geld, das als Maßstab für den Nutzenbetrag
dient, der die betreffende Person auf demselben Nutzenniveau belässt, und die
veränderte Versorgung mit dem jeweiligen öffentlichen Gut gegeneinander substituierbar: „The property of substitutability is at the core of the economist’s concept of
value because substitutability establishes trade-off ratios between pairs of goods that
matter to people“ (Freeman III 2003: 8).
Tabelle 1: Kompensierende und Äquivalente Variation in Abhängigkeit der
Änderung der Umweltqualität
Wohlfahrtsmaß
Kompensierende
Variation
Äquivalente
Variation
Umweltverbesserung
(Erhöhung des Nutzenniveaus)
Umweltverschlechterung
(Verringerung des Nutzenniveaus)
Zahlungsbereitschaft
Entschädigungsforderung
Was sind Individuen maximal bereit, für
eine Verbesserung zu bezahlen?
Was verlangen Individuen mindestens,
damit eine Verschlechterung ausbleibt?
Entschädigungsforderung
Zahlungsbereitschaft
Was verlangen Individuen mindestens,
damit eine Verbesserung ausbleibt?
Was sind Individuen maximal bereit, für
die Verhinderung einer Verschlechterung
zu bezahlen?
Wenn eine Umweltverbesserung vorliegt, bemisst sich die Kompensierende Variation an jenem Einkommensbetrag, den ein Individuum für eine verbesserte Qualität
eines Umweltgutes bezahlen würde, sodass sein ursprüngliches Nutzenniveau erhalten bleibt (maximale Zahlungsbereitschaft). Wird eine Umweltverschlechterung betrachtet, kann der Geldbetrag ermittelt werden, der das Individuum für die
Veränderung bei einer Gewährleistung des ursprünglichen Nutzenniveaus kompensiert (minimale Entschädigungs-forderung). Demgegenüber umfasst die Äquivalente
2
Für eine ausführlichere Darstellung der nutzen- und wohlfahrtstheoretischer Grundlagen der
ökonomischen Bewertung sei u.a. auf Hanemann (1999), Löwenstein (2001) und Freeman III (2003)
verweisen.
7
Variation bei einer Umweltverbesserung den Einkommensbetrag, der mindestens
erforderlich ist, damit ein Individuum ohne Eintritt der Verbesserung das höhere Nutzenniveau erreicht (minimale Entschädigungsforderung). Im Falle einer Umweltverschlechterung hingegen bemisst sich die Äquivalente Variation anhand des Geldbetrages, den ein Individuum maximal zu zahlen bereit ist, damit die Verschlechterung
verhindert wird und das ursprüngliche Nutzenniveau erreicht wird (maximale Zahlungsbereitschaft).3
Oftmals ist die Entschädigungsforderung bei der Betrachtung gleicher
Mengenveränderungen größer als die Zahlungsbereitschaft, was sich auch in einer
Vielzahl an empirischen Untersuchungen bestätigt und der ökonomischen Theorie
ein viel diskutiertes Erklärungsproblem liefert (vgl. u.a. Hanemann 1999), welches
aber in diesem Beitrag ausgespart wird.4
III.
MONETÄRE BEWERTUNG KOLLEKTIVER
UMWELTGÜTER MITHILFE HYPOTHETISCHER
MÄRKTE
Im Gegensatz zu den indirekten Bewertungsmethoden, die beobachtbares Verhalten
heranziehen, wird bei den direkten Verfahren die Verhaltensintention betrachtet
(Hanley 2001a: 53). Hierfür wird in Umfragen ein hypothetischer Markt konstruiert,
und Personen werden direkt nach ihrem Verhalten auf diesem Markt befragt (Was
wären sie bereit zu zahlen, wenn …). Sie werden z.B. gebeten, ihre Zahlungsbereitschaft für eine Verbesserung der Wasserqualität der Elbe anzugeben. Der Zahlungsbetrag entspräche in diesem Fall unmittelbar ihrer Wertschätzung für das Umweltgut
(Hoevenagel 1994b: 254).
Diese direkten Verfahren bieten einerseits den Vorteil, dass durch ihren Einsatz
nutzungsunabhängige Wertschätzungen erhoben werden können und zudem auch
3
In der englischsprachigen Literatur wird die Zahlungsbereitschaft als „willingness to pay“/WTP und
die Entschädigungsforderung als „willingness to accept“/WTP bezeichnet. Die Variationsmaße lassen
sich nach Wiese (1999: 272) auch wie folgt deuten: Die Kompensierende Variation ist „eine
Einkommensänderung als Ausgleich für eine Änderung der Umwelt“, und die Äquivalente Variation ist
„eine Einkommensänderung anstelle einer Umweltveränderung“.
4
Im vorliegenden Beitrag wird zudem nicht auf Aspekte der Unsicherheit oder Zeitaspekte eingegangen. Letztere sind insbesondere im Zusammenhang mit dem Optionsnutzen (der möglichen
zukünftigen Nutzung eines Gutes) relevant.
8
zukünftige Umweltveränderungen (z.B. aufgrund von Klimawandel) bewertet werden
können. In beiden Fällen würde beobachtbares Verhalten keine hinreichenden Hinweise auf die Wertschätzung geben. Andererseits wird gerade gegen diese Verfahren eine Vielzahl an Kritikpunkten vorgebracht, die ihren Ursprung hauptsächlich im
hypothetischen Charakter der Bewertungssituation haben. Im Folgenden werden
Elemente vorgestellt, die den beiden Methoden Kontingente Bewertung und Choice
Experimente gemeinsam sind. Sie ergeben sich daraus, dass in beiden Fällen hypothetische Märkte errichtet werden. Anschließend wird jeweils auf die Besonderheiten
der Methoden eingegangen, und sie werden dann einander gegenübergestellt.
1.
Errichtung und Zuverlässigkeit hypothetischer Märkte
Ausgangspunkt für die Errichtung eines hypothetischen Marktes ist die möglichst genaue Definition der Umweltveränderung, die bewertet werden soll. Hier ist in der Regel die Zusammenarbeit mit u.a. Naturwissenschaftlern erforderlich. Im nächsten
Schritt ist die für das Problem geeignete Methode, Kontingente Bewertung oder
Choice Experimente, zu wählen und die Grundgesamtheit für die Stichprobenziehung
zu bestimmen. Dabei ist insbesondere die Bestimmung der Grundgesamtheit,
ökonomisch gesprochen die Festlegung der Marktgröße, ein Problem (vgl. Rommel
2001). Die Ökonomik selbst liefert keine unmittelbaren Kriterien für die Festlegung
der Marktgröße. Einzige Leitlinie ist aus ihrer Sicht die räumliche Streuung der Nutzen. Diese kann aber nicht theoretisch abgeleitet, sondern nur empirisch ermittelt
werden. Da die für die Stichproben ermittelten Zahlungsbereitschaften – Mittelwert
oder Median – letztlich auf die Grundgesamtheit hochgerechnet werden, hat die
Marktgröße einen starken Einfluss auf den ökonomischen Gesamtwert eines Umweltgutes. Sind diese Fragen beantwortet, dann wird im nächsten Schritt der Fragebogen entworfen und entsprechend vorgetestet (Focus Groups, Pre-Test). Nach
Durchführung der Hauptumfrage werden dann mithilfe statistischer und
ökonometrischer Methoden Kennwerte für die Zahlungsbereitschaft, die Reliabilität
und Validität der Ergebnisse geprüft. Schließlich wird im letzten Schritt die Hochrechnung der Zahlungsbereitschaft auf die Grundgesamtheit vorgenommen.
Obwohl es keine „verbindlichen“ Richtlinien für das Design einer „guten“ Kontingenten Bewertungsstudie gibt, lassen sich doch einige Regeln für die Gestaltung benennen. Diese sind weitgehend auf Choice Experimente übertragbar. Ein früher Beitrag zur Ausgestaltung von hypothetischen Märkten geht auf Fischhoff und Furby
(1988) zurück. Sie haben u.a. eine Checkliste mit den Informationen über den hypothetischen Markt aufgestellt, die den befragten Personen zu vermitteln sind, um diese
9
in die Lage zu versetzen, ihre Präferenzen analog zu realen Märkten äußern zu
können. Weiterhin sind die schon erwähnten Richtlinien des NOAA-Panels zu nennen (Arrow et al. 1993). Die Orientierung an diesen Richtlinien sollte gewährleisten,
dass in den USA mit der Kontingenten Bewertung auch nutzungsunabhängige Werte
für die Festlegung von Umweltschäden in Gerichtsverfahren verwendet werden
können. In den Richtlinien wurde u.a. empfohlen, dass Zufallsstichproben gezogen
werden sollten, Pre-Tests der Fragebögen nicht fehlen dürfen, persönliche Interviews
(face-to-face) durchzuführen sind, als konservatives Wohlfahrtsmaß die Willingness
to Pay ermittelt werden sollte und in Befragungen eine Art Referendum verwendet
werden sollte.5 Damit enthielten die Richtlinien neben Punkten, die direkt die
ökonomische Seite der Bewertung betreffen, auch viele Empfehlungen, die für die
empirische Sozialforschung Standard bei der Durchführung von Umfragen sind, für
viele Ökonomen aber durchaus als Neuland bezeichnet werden können.
Carson (2000: 1415) führt für die Gestaltung einer Kontingenten Bewertung folgende Merkmale an: a) In einen einleitenden Abschnitt wird der allgemeine Kontext
beschrieben, in dem die Entscheidung über die Versorgung mit dem öffentlichen Gut
getroffen werden soll, b) eine detaillierte Beschreibung des fraglichen Gutes, c) die
Institutionen, durch die die Versorgung mit dem Gut stattfindet, d) die Methode, mit
der für die Versorgung gezahlt wird (u.a. Zahlungsinstrument, Häufigkeit der Zahlung), e) eine Methode, mit der die Präferenzen der befragten Personen hervorgebracht werden sollen, f) Fragen, mit deren Antworten geklärt werden kann, warum
die Befragten in einer bestimmten Weise vorhergehende Fragen beantwortet haben,
und g) Fragen zu Einstellungen und sozioökonomischen Angaben der Befragten.
Auf einige Elemente eines hypothetischen Marktes wird im Folgenden nun näher
eingegangen. Die Ausführungen beziehen sich, sofern nicht anders kenntlich gemacht, auf Bateman et al. (2002: 112ff). Anschließend werden dann Kriterien für die
Einschätzung der Güte der erhobenen Daten vorgestellt.
Beschreibung der Umweltveränderung (Umweltgut): Das Umweltgut ist geographisch einzuordnen, der Status quo und der angestrebte Zielzustand sind zu benennen, und die existierenden Eigentumsrechte sind darzulegen. Im Wesentlichen gibt
es drei Möglichkeiten, die Eigenschaften eines Gutes „zu präsentieren“: alle Eigen-
5
Obwohl diese Richtlinien nach wie vor als Referenzpunkt für das Design vieler Kontingenten Bewertungen herangezogen werden, haben sie sich nicht als allgemein akzeptierte Regeln durchsetzen
können. Vielmehr sind sie selbst zum Gegenstand der wissenschaftlichen Auseinandersetzung geworden. Vergleiche hierzu Willis (1995) sowie Harrison (2002). Weitere Publikationen zum Design von
Bewertungsstudien sind neben dem „Klassiker“ von Mitchell und Carson (1989), Mitchell und Carson
(1995), Bateman et al. (2002) und Mitchell (2002).
10
schaften werden detailliert beschrieben, nur die wichtigsten und den Befragten vertrauten Eigenschaften werden angeführt, oder das Gut wird mehr oder weniger allgemein dargestellt und die einzelnen Attribute außen vor gelassen. Hier gilt es ein
Gleichgewicht zu schaffen, sodass nicht zu wenige Informationen gegeben werden,
aber auf der anderen Seite auch nicht zu viele. Focus Groups (Gruppendiskussionen) und Pre-Tests können helfen, um das richtige Maß an Informationen festzulegen und die relevanten Attribute festzustellen. Zumeist müssen sehr komplexe
ökologische Zusammenhänge in eine (alltags-)verständliche Sprache übersetzt werden. Darüber hinaus sollten Befragte auf mögliche Substitute für das Umweltgut hingewiesen werden und auf alternative Ausgabemöglichkeiten. So wird in einigen Umfragen darauf hingewiesen, dass für ein Umweltgut gezahlte Geldbeträge nicht
länger für andere Ausgaben zur Verfügung stehen.
Bereitstellung des Gutes: Erstens muss die Institution, die das Umweltgut bereit
stellt bzw. für Maßnahmen zur Veränderung verantwortlich ist, benannt werden.
Hierbei kommen sowohl staatliche als auch nichtstaatliche Organisationen in Frage
(z.B. Umweltorganisationen, Unternehmen oder Forschungsinstitute usw.). Die Umsetzung der Umweltveränderung/Maßnahmen muss für Respondenten glaubwürdig
sein, als tatsächlich durchführbar gelten. Zweitens sind die Bedingungen, die zur Bereitstellung des Gutes führen, aufzuzeigen. Dabei wird nahe gelegt, glaubhaft zu
vermitteln, dass die Bereitstellung von den genannten Zahlungsbereitschaften
abhängt. Drittens sollte den Befragten kenntlich gemacht werden, ab wann und vor
allem wie lange Maßnahmen durchgeführt werden. Viertens ist darzulegen, wer für
das Gut bezahlen soll.
Beschreibung des Zahlungsvehikels: Grundsätzlich gibt es zwei Gruppen an Zahlungsvehikeln: freiwillige oder verbindliche Zahlungen. Erstere können z.B. Spenden
oder Beiträge zu einem Fond auf freiwilliger Basis sein. Letzteres sind z.B. Steuern,
Gebühren, Abgaben oder Preise. Zahlungsvehikel wie Einkommenssteuern oder
Wassergebühren sind problematisch, weil Befragte unter Umständen lediglich die
Erhöhung der Abgaben sehen, aber nicht den Wohlfahrtsgewinn durch die Bereitstellung des Umweltgutes. Andererseits gibt es bei freiwilligen Zahlungen z.B. Anreize,
auf den Beiträgen anderer frei zu fahren. Überwiegend wird angeraten, keine freiwilligen Zahlungen zu verwenden (u.a. Sugden 1999; Carson 2000). Demgegenüber
steht auch immer die Forderung, dass hypothetische Märkte glaubwürdig sein sollen.
In den USA sind beispielsweise Abstimmungen über Steuern eher geläufig: „If the
payment vehicle is a tax, the discrete choice question simulates a referendum of the
sort found everywhere from small New England town meetings to statewide votes on
highway bond issues“ (Freeman III 2003: 167). Außerhalb der USA sind jedoch
11
„Erhöhungen der Einkommenssteuer“ oder Referenda zur Abstimmung über bestimmte Projekte unüblich. Und selbst in den USA ist die Einführung einer Steuer oft
dann kein glaubwürdiges Zahlungsinstrument, wenn es sich um die Bereitstellung
lokaler öffentlicher Güter handelt (Champ 1997). In Deutschland wiederum erscheint
es eher ungewöhnlich, Steuererhöhungen zugunsten einer Umweltmaßnahme (z.B.
Artenschutz in einem Waldgebiet) bundesweit bzw. lokal zu beziffern. Kulturelle und
institutionelle Unterschiede zwischen Ländern sind demnach bei der Wahl des Zahlungsvehikels zu beachten (vgl. Morrison et al. 2000). Ein wichtiger Punkt ist zudem,
über welchen Zeitraum sich die Zahlung erstreckt. Möglichkeiten sind hierbei
Pauschalbeträge, jährliche, monatliche Zahlungen oder Zahlungen pro Besuch (einer
Naturlandschaft). In Abhängigkeit des Umweltgutes ist ein geeigneter zeitlicher
Rahmen der Zahlung zu wählen.
Kriterien zur Beurteilung der Güte: Da auf den hypothetischen Märkten keine
tatsächliche Zahlung erfolgt, stellt sich die Frage, anhand welcher Kriterien die Güte
der ermittelten Ergebnisse beurteilt werden kann. Die Ökonomik selbst bietet hierfür
im Grunde keine Kriterien an. Die von ihr genutzten Konzepte der Zahlungs- oder
Akzeptanzbereitschaft, die mithilfe der Wohlfahrtsmaße konkretisiert werden, sind
nicht beobachtbar (Bishop et al. 1997: 59). In der Literatur haben sich daher die aus
der klassischen Testtheorie stammenden Kriterien der Reliabilität und Validität
durchgesetzt (vgl. Bateman et al. 2002).
Um die Reliabilität von Kontingenten Bewertungen zu untersuchen, wird die
Stabilität geäußerter Zahlungsbereitschaften im Zeitverlauf (meist zu zwei Zeitpunkten) betrachtet. Untersuchungen dahin gehend wurden innerhalb und mithilfe verschiedener Samples vorgenommen. Generell lässt sich feststellen, dass Messungen
der Zahlungsbereitschaft für dasselbe Gut zu zwei verschiedenen Zeitpunkten mit
unterschiedlichen Stichproben durchaus eine Reliabilität nahe legen. Bateman et al.
(2002: 334) führen mehrere Studien an, in denen die Zahlungsbereitschaften im Zeitverlauf in einem hohen Maße miteinander korrelieren. Dazu gehört auch die Exxon
Valdez Studie, die aus dem eingangs erwähnten Tankerunglück 1989 in Alaska resultiert. Diese Studie wurde nach zwei Jahren wiederholt, und nahezu identische
Werte konnten ermittelt werden. Ähnliche Befunde können für Untersuchungen innerhalb ein und derselben Stichprobe berichtet werden (klassisches Test-RetestExperiment), wobei gemessene Zahlungsbereitschaften in einer Spannbreite von 0,5
bis 0,9 miteinander korrelieren (Bateman et al. 2002: 334). Sich unterscheidende
Werte im Zeitverlauf werden u.a. mit einer sich ändernden wirtschaftlichen Situation
der Befragten oder Änderungen der Einstellungen in Bezug auf ein Umweltgut infolge
unvorhergesehener Ereignisse erklärt.
12
Die Validität eines Messinstrumentes gibt wieder, in welchem Maß das gemessen
wird, was gemessen werden soll. Nach Bishop (2003: 542ff) lassen sich „the Three
C’s-content, construct, and criterion validity“ unterscheiden, die nachstehend kurz
angeführt werden (vgl. auch Mitchell und Carson 1989; Bateman et al. 2002; Freeman III 2003).6 Bei der Content Validity bleibt zu prüfen, wie gut die Kontingente Bewertung hinsichtlich ihrer theoretischen Grundlage und der beschrieben Umweltsituation in der Realität konstruiert ist. Dies sollte im Vorfeld einer Untersuchung
gewährleistet werden und gilt als ein schwacher Test für die Validität der Methode
(Hoevenagel 1994a: 211ff). Im Rahmen der Construct Validity ist zu testen, inwieweit
die geäußerten Zahlungsbereitschaften durch die theoretisch angenommenen Einflussvariablen erklärt werden (Theoretical Validity) und inwieweit unterschiedliche
Bewertungsmethoden zu den gleichen Ergebnissen gelangen (Convergent Validity,
z.B. ein Vergleich zwischen der Kontingenten Bewertung und der Reisekostenanalyse). Die Criterion Validity umfasst den Tatbestand, dass geäußerte
Zahlungsbereitschaften mit anderen „wahrheitsgetreuen“ Maßen korrespondieren. Im
Prinzip werden, soweit wie möglich, hypothetische Zahlungen mit realen verglichen.
Eine Vorgehensweise stellen die so genannten „simulated-market experiments“ dar.
Es werden Zahlungsbereitschaften für Quasi-Kollektivgüter ermittelt, d.h. Personen
können z.B. von der Nutzung ausgeschlossen werden (etwa durch Eintrittspreise).
Diese Güter werden auf einem simulierten Markt gekauft oder verkauft. In solchen
Experimenten werden reale Transaktionen mit realen Konsequenzen der Zahlungsentscheidung vorgenommen (Freeman III 2003: 175). Sodann werden die
Zahlungsbeträge mit denjenigen auf einem hypothetischen Markt in Beziehung gesetzt. Der Punkt ist, wenn Befragte nicht unreine Kollektivgüter, mit den sie vertraut
sind, angemessen bewerten können, so ist dies auch nicht bei reinen Kollektivgütern
mit einer geringen Vertrautheit anzunehmen (negativer Test).7
2.
Der Kontingente Bewertungsansatz
Die Grundidee der Kontingenten Bewertung (KB) ist einfach. Personen werden direkt
nach ihrer Wertschätzung für in der Regel ein Umweltgut oder eine
Umweltveränderung gefragt. Konkret wird der Unterschied zwischen einem gegebe-
6
7
Es werden die englischen Begriffe verwendet.
Für einen Überblick zu Untersuchungen mit „simulated markets“ und hypothetischen und realen Zahlungen sei auf Hoevenagel (1994a: 213ff) und Bateman et al. (2002: 317) verweisen. Die darin behandelten Studien kommen zu unterschiedlichen Ergebnissen, legen aber durchaus eine „Criterion
Validity“ der Kontingenten Bewertung nahe.
13
nen Ausgangszustand und einem zukünftigen Zustand betrachtet. Der zukünftige
Zustand kann nur erreicht werden, wenn bestimmte, mit Kosten verbundene,
Maßnahmen durchgeführt würden. So kann z.B. die Wanderung der Lachse durch
den Abbau von Wasserkraftwerken in Flüssen wieder erreicht werden – ein Thema,
das in den USA schon mehrfach Gegenstand von Kontingenten Bewertungen war
(Loomis 1996). Je nach Wohlfahrtsmaß und Verteilung der Eigentumsrechte wird
dabei nach der maximalen Zahlungsbereitschaft oder der minimalen Kompensationsforderung gefragt, wobei in den meisten Studien die maximale Zahlungsbereitschaft
abgefragt wird. Der Begriff „Kontingente Bewertung“ hat seinen Ursprung darin, dass
die offenbarten Zahlungsbereitschaften in einem kontingenten Zusammenhang mit
den alternativen Umweltzuständen und dem in der Befragung konstruierten Markt
stehen (Hoevenagel 1994a).
Ansätze zur Ermittlung monetärer Werte – Frageformat: Für die Gestaltung der
Frage nach der Zahlungsbereitschaft im engeren Sinne stehen verschiedene Alternativen zur Auswahl, die in Tabelle 2 aufgeführt sind. Zu Beginn wurde bei der
Durchführung von KB-Studien das offene Frageformat eingesetzt. Dabei werden die
interviewten Personen gefragt, welchen Geldbetrag sie für das betreffende Umweltgut maximal zu zahlen bereit sind. Die befragten Personen mussten somit von sich
aus einen Betrag finden, der ihre Präferenzen widerspiegelt. Das offene Frageformat
ist jedoch in die Kritik geraten, da es für eine hohe Zahl fehlender Angaben, einen
hohen Anteil an Zahlungsbereitschaften von Null und für Ausreißer verantwortlich
gemacht wurde.
Als Reaktion darauf wurden andere Formate wie das Bidding Game, die Payment
Card oder das Referendumsformat (dichotomous choice) entwickelt. Letzteres hat
sich in den 1990er Jahren dann zunächst durchgesetzt. Es wurde u.a. vom NOAAPanel empfohlen (Arrow et al. 1993). Dabei wird davon ausgegangen, dass Befragte
im Alltag mit ähnlichen Wahlhandlungen konfrontiert sind (z.B. beim Einkaufen) und
daher eine Vertrautheit vorausgesetzt werden kann (Freeman III 2003: 164). Oder
wie Hanemann (1994: 23) es ausdrückt: „In market transactions people usually face
discret choices: here is an item, it costs $x, will you take it?” Respondenten sind mit
einer einfachen Entscheidung konfrontiert (Ja/Nein), was geringere Ausfallraten zur
Folge hat (Freeman III 2003: 167). Allerdings wird von einigen Studien nahe gelegt,
dass bei geschlossenen Frageformaten die (vergleichbaren) Zahlungsbereitschaften
signifikant höher sind als bei offenen (Bateman et al. 2002: 139).
14
Tabelle 2: Instrumente zur Ermittlung der Zahlungsbereitschaft
Instrument
Beschreibendes Beispiel
Offene Frage
(open ended)
Was sind Sie maximal pro Jahr an erhöhten Steuern zu zahlen bereit, damit die Naturlandschaft x wie beschrieben besser geschützt wird?
Bidding Game
Würden Sie pro Jahr 10€ mehr Steuern bezahlen, damit die Naturlandschaft x wie
beschrieben besser geschützt wird?
1. Fall Ja:
Der Interviewer erhöht den Geldbetrag bis der
Befragte Nein antwortet.
2. Fall Nein: Der Interviewer nennt niedrigere Beträge, bis der
Befragte Ja antwortet bzw. 0€ erreicht sind.
Payment Card
Welcher der unten aufgelisteten Geldbeträge beschreibt am besten ihre maximale
Zahlungsbereitschaft in erhöhten Steuern pro Jahr für den verbesserten Schutz der
Naturlandschaft x (wie beschrieben)?
0
0,50 €
1€
2€
…
10 €
…
>100 €
Payment Ladder
Ähnlich wie bei der Payment Card werden verschiedene Geldbeträge aufgelistet. Der
Befragte geht die Liste nun von unten schrittweise durch und setzt einen Haken hinter
die Beträge, der er definitiv zahlen würde. Danach setzt er von oben beginnend ein
Kreuz hinter diejenigen Geldbeträge, bei denen er unsicher ist oder die er definitiv
nicht zahlen würde.
Single-bounded
dichotomous choice
(Referendum)
Würden Sie pro Jahr 10€ mehr Steuern bezahlen, damit die Naturlandschaft x wie
beschrieben besser geschützt wird?
(die Geldbeträge variieren im Sample)
Double-bounded
dichotomous choice
(Referendum)
Würden Sie pro Jahr 10€ mehr Steuern bezahlen, damit die Naturlandschaft x wie
beschrieben besser geschützt wird?
(die Geldbeträge variieren im Sample)
1. Fall Ja:
Würden Sie 15€ zahlen?
2. Fall Nein: Würden Sie 5€ zahlen?
Quelle: in Anlehnung an Bateman et al. (2002: 137)
Des Weiteren geben Referendumsformate weniger Informationen für jeden Befragten, da lediglich bekannt ist, dass die Zahlungsbereitschaft über oder unter dem
präsentierten Betrag liegt (single bounded). Daher muss eine entsprechend größere
Stichprobe gezogen werden als z.B. beim offenen Frageformat. Um mehr Informationen zu bekommen, wurde daher das doppelte Frageformat (double bounded) entwickelt, bei dem abhängig von der ersten Antwort der befragten Personen
anschließend ein höherer oder niedrigerer Geldbetrag präsentiert wird. Allerdings
haben auch diese Frageformate jeweils ihre eigenen Effekte und beeinflussen damit
die geäußerten Zahlungsbereitschaften (Bateman et al. 1999). Zudem erfordert das
Referendumsformat eine anspruchsvollere ökonometrische Auswertung, da bei die-
15
sem Format nur noch nominale oder ordinale Daten über die Zahlungsbereitschaft
vorliegen (Hanemann und Kanninen 1999; McFadden 2001). Dabei kann die Spezifikation des ökonometrischen Modells selbst deutlichen Einfluss auf das Ergebnis haben.
Das „Bidding Game“ wurde vor allem in den 1970ern und 1980ern eingesetzt.
Diese Auktion, die mit einer offenen Frage abschließt, soll Befragte dazu bringen,
ihre Präferenzen reiflich überlegt zum Ausdruck zu bringen. Problematisch ist allerdings die Startpunktverzerrung (starting point bias). Die Ergebnisse unterscheiden
sich in Abhängigkeit vom Startwert (d.h. vom zuerst genannten Geldbetrag). Zudem
treten häufiger Ausreißer auf, und es werden mitunter eher sozial erwünschte Antworten erzeugt (yea-saying). Die Zahlkarte (payment card) und Geldleiter (payment
ladder) umgehen einige dieser Problembereiche. Dennoch können hier Verzerrungen
durch die gewählte Spannweite der Geldbeträge und den Endpunkt auftreten.
Zusammenfassend ist festzuhalten, dass es trotz einer intensiven Diskussion kein
abschließendes Urteil über das beste Frageformat gibt. Allenfalls lässt sich sagen,
dass die starke Bevorzugung des dichotomen Formates (single oder double
bounded) zum Teil voreilig war. In einigen neueren Arbeiten wird z.B. der Geldleiter
der Vorzug gegeben (vgl. etwa Kontoleon und Swanson 2003), und selbst das offene
Format erlebt eine gewisse Renaissance.
3.
Choice Experimente
Im Gegensatz zur Kontingenten Bewertung werden Choice Experimente (CE) erst
seit einigen Jahren stärker zur Bewertung von Umweltgütern verwendet. Ihren Ursprung haben sie im Marketing und der Transportwirtschaft, wobei Marktanteile für
neue oder veränderte Produkte vorhergesagt werden sollen. In ihrer theoretischen
Grundlage sind Choice Experimente als eine Anwendung der „Characteristics Theory
of Value“ (Lancaster 1966) in Verbindung mit der „Random Utility Theory“ zu sehen
(Hanley et al. 1998). Die Grundidee dahinter ist, dass Umweltgüter (wie private
Güter) in ihren einzelnen Eigenschaften beschrieben werden können (Bateman et al.
2002: 249). Ein Wald ließe sich z.B. anhand der Alterstruktur, der Baumartenzusammensetzung, der Artenvielfalt und der Erholungsmöglichkeiten charakterisieren.
Je nachdem wie diese einzelnen Eigenschaften ausgeprägt sind (z.B. niedrige oder
hohe Artenvielfalt), ergeben sich unterschiedliche Güter. Diese Änderungen sollen
bewertet werden, und es ist somit möglich, individuelle Wertschätzungen
nichtmarktfähiger Umweltgüter zu ermitteln. Befragte wählen also zwischen verschiedenen Alternativen/Umweltgütern, die mit ihren Attributen und deren
16
Ausprägungen beschrieben werden (Hanley et al. 1998).8 Um die Zahlungsbereitschaft für eine Umweltveränderung ermitteln zu können, enthalten Choice Experimente auch ein monetäres Attribut. Die Wahrscheinlichkeit, dass eine Alternative
gewählt wird, kann mit Hilfe der Attribute, die die Alternativen beschreiben, modelliert
werden. Hierbei wird angenommen – alles andere konstant bleibend –, dass je höher
die Ausprägung (das Level) einer wünschenswerten Eigenschaft einer Alternative ist,
desto größer ist der Nutzen dieser Alternative und desto eher wird diese von Personen gewählt (Bennett und Blamey 2001a: 6). Es wird demnach ebenfalls ein hypothetisches Bewertungsszenario konstruiert. Die Zahlungsbereitschaft wird aber nicht
wie bei der Kontingenten Bewertung direkt, sondern indirekt ermittelt, denn das
monetäre Attribut ist lediglich eines neben anderen.
Ein CE setzt sich aus Choice-Sets bzw. Choice-Szenarien zusammen, die aus der
Menge aller möglichen Choice-Sets nach geeigneten statistischen Prinzipien generiert werden. Choice Experimente enthalten nach Louviere (2001: 14) folgende Elemente: a) ein Set an fixen Wahlmöglichkeiten (1, …, A) oder einer Untermenge aus
A, die einen expliziten Namen oder Labels erhalten oder auch allgemein bezeichnet
werden können, z.B. als Option I und II, b) ein Set an Attributen (1,…,K), die Unterschiede in den Wahlmöglichkeiten beschreiben, weil davon ausgegangen wird, dass
diese Eigenschaften Entscheidungen von Personen beeinflussen, c) ein Set an Levels oder Ausprägungen, die jeder Eigenschaft einer Wahloption zugeordnet werden,
um die Bandbreite an Variationen der Eigenschaften in Bezug auf das Untersuchungsobjekt abzubilden, und d) eine Stichprobe an Personen bewertet alle Sets
oder ein Subset der Wahlmöglichkeiten und entscheidet sich für eine Option in jedem
Set.9
Den CE wird ein experimentelles Design zugrunde gelegt (vgl. Louviere et al.
2000). Dadurch sollen (Choice-)Szenarien erstellt werden, die Parameterschätzungen gewährleisten, die auf Effekte einzelner Faktoren (Attribute) abzielen
und nicht mit anderen Faktoren korrelieren (Hanley et al. 1998: 415). Mit einem solchen so genannten orthogonalen Design können Effekte von einzelnen Attributen auf
die Entscheidung der Befragten hinsichtlich der präsentierten Alternativen isoliert be8
Im Rahmen der Stated Preference Methods (SP) gibt es noch weitere Choice Modelling Methoden
wie das „Contingent Ranking“ und „Contingent Rating“ (vgl. Bateman 2002: 249ff). Dabei kommt es
z.B. darauf an, verschiedene Wahloptionen in eine Rangfolge (nach Präferenz) zu bringen, oder jede
einzelne Alternative (unter Vorlage mehrerer) wird auf einer Skala bewertet.
9
Choice Experimente entsprechen in ihren grundlegenden Charakteristika der Methode des faktoriellen Survey (Vignettenanalyse), die in der Soziologie (u.a. zur Messung von Normen) zunehmend eingesetzt wird (vgl. u.a. Beck und Opp 2001). Für ein Vignettenexperiment zur Rolle der sozialen Einbettung beim Kauf eines Gebrauchtwagens sei auf Buskens und Weesie (2000) verwiesen.
17
trachtet werden. Die „Mother Logit“-Designstrategie (ML) wird oftmals genutzt, weil
sie verschiedene Modellformen miteinander vereinbaren kann (Louviere 2001: 19).
Dieses Design beinhaltet die allgemeine Spezifikation einer logistischen Regression.
Im Grunde werden alle möglichen Kombinationen an Ausprägungen der einzelnen
Attribute betrachtet (collective factorial), aus denen ein so genannter orthogonaler
Haupteffekt-Plan (orthogonal main effect plan) konstruiert wird.10 Ein einfaches und
zugleich erläuterndes Beispiel für ein ML-Design sieht wie folgt aus: Es gibt zwei Alternativen/Optionen, wie durch Waldumbaumaßnahmen eine Verbesserung der biologischen Vielfalt im Wald erreicht werden kann. Diese beiden Optionen (M) werden
mit drei Attributen in Richtung von Verbesserungen der Vielfalt beschrieben, die eintreten, wenn bestimmte Level des Zahlungsvehikels (das monetäre Attribut) erreicht
sind. Drei auf das Umweltgut bezogene Attribute und das Zahlungsvehikel ergeben
insgesamt vier Attribute (A). Jedes Attribut hat nun wiederum drei Ausprägungen (L),
um mögliche Variationen in den zwei Optionen zu erfassen. ML erfasst die vier Attribute, die die zwei Optionen beschreiben, als ein „collective factorial“ (LMA), d.h. jede
Option kann mit 34 Kombinationen beschrieben werden, zusammen (als Kollektiv)
ergibt das 34*2 bzw. 38 gleich 6561 mögliche Kombinationen. Die einzelnen Attribute
haben je zwei Freiheitsgrade (da drei Ausprägungen), so dass sich 2 mal 8 und somit 16 Freiheitsgrade für die Haupteffekte ergeben. Jedes orthogonale Design dieser
Haupteffekte mit mehr als 16 Kombinationen an Eigenschaftsausprägungen ist ausreichend, um alle Haupteffekte orthogonal zu schätzen.11 In neuerer Zeit werden allerdings zunehmend nicht mehr rein orthogonale Designs verwendet, sondern computerbasiert solche, die schwächere Kriterien heranziehen, aber einen größeren Gestaltungsspielraum eröffnen (Carlsson und Martinsson 2003).
10
Ein Haupteffekt kann nach Louviere et al. (2000: 86) wie folgt definiert werden: „A ’main effect’ is the
difference in the means of each level of a particular attribute and the overall or ’grand mean’, such that
the differences sum to zero. Because of this constraint, one of the differences is exactly defined once
the remaining L – 1 are calculated for an L level attribute. The latter constraint gives rise to the concept of degrees of freedom, and leads naturally to the conclusion that there are L – 1 degrees of freedom in each main effect because one difference is exactly determined.” Darüber hinaus gibt es noch
Interaktionseffekte, die aber oftmals ignoriert werden: “Simply put, an interaction between two attributes will occur if consumer preferences for levels of one attribute depend on the levels of a second.
For example, if preferences for levels of product quality depend on levels of price, there will be an
interaction” (Louviere et al. 2000: 87).
11
Die Anzahl an Choice Sets, die Befragten letztendlich vorgelegt werden, liegt im Ermessen des
Forschers, sobald die statistischen Anforderungen erfüllt sind. Ergibt sich beispielsweise ein Design
mit 32 Sets, dann können diese wiederum in Blöcke unterteilt werden, was oftmals bei der Konstruktion des Designs direkt berücksichtigt wird. Werden vier Blöcke gebildet, so bewertet jeder
Respondent acht Sets. Obwohl es keine eindeutige Regel zur Stichprobengröße gibt, sollte aber sicher gestellt sein, dass jedes Set ungefähr von 50 Personen bewertet wird (Bennett und Adamowicz
2001: 59).
18
In Choice Experimenten sind in der Regel Veränderungen der Umweltqualität mit
dem Ausgangszustand (Status Quo) als Referenz der Untersuchungsgegenstand. In
diesem Fall sind zum einen jene Attribute eines Gutes aufzunehmen, die mit politischen Instrumenten bzw. Maßnahmen korrespondieren und daher für politische
Entscheidungsträger von Interesse sind. Zum anderen gilt es Attribute auszuwählen,
die für die Befragten auch tatsächlich von Bedeutung sind, um möglichst valide Antworten zu erhalten. Experteninterviews (auch mit politischen Entscheidungsträgern)
und Focus Groups können helfen, diese Fragen vorab zu klären. Die einzelnen
Ausprägungen (Levels) der Attribute können qualitativer Natur sein, z.B. ob ein
Waldgebiet für Besucher offen steht oder nicht, oder quantitativer Natur, z.B. wie viele gefährdete Arten in einem Wald geschützt werden (5, 25, 45.. usw.). Vor allem
aber sollten die Ausprägungen, die Unterschiede in einzelnen Attributen kennzeichnen, realistisch sein. Zudem müssen beim monetären Attribut die Obergrenzen der
Zahlungsbeträge angemessen festgesetzt werden (z.B. mit Hilfe von Focus Groups).
4.
Eine Gegenüberstellung von Kontingenten Bewertungen und
Choice Experimenten
Der Unterschied zwischen der Kontingenten Bewertung und den Choice Experimenten wird folgend anhand einer Gegenüberstellung von zwei verschiedenen Fragegestaltungen in Tabelle 3 illustriert, die aus Bennett und Adamowicz (2001: 39/41) entnommen ist.12 In dem Beispiel würde bei der Kontingenten Bewertung in einer Befragung nur der Zahlungsbetrag zwischen Personen variiert werden (z.B. von $10,
$50, $100 und $200). Das Beispiel für ein Choice Experiment benennt lediglich ein
Choice-Set, d.h. es gibt noch eine Reihe anderer Sets, die in den Dollarbeträgen variieren, der Anzahl an gefährdeten Arten usw. In Befragungen würden mehrere solcher Choice-Sets den Respondenten vorgelegt. Die Daten aus Choice Experimenten
enthalten eine Vielzahl an Informationen, inwieweit Trade-offs zwischen den
einzelnen Eigenschaften eines Umweltgutes bestehen. Personen können beispielsweise gewillt sein, Einschränkungen in der Erholungsnutzung eines Waldgebietes in Kauf zu nehmen, wenn dafür mehr Tierraten geschützt werden.
Im Gegensatz zur Kontingenten Bewertung kann daher festgestellt werden, welche
Eigenschaften eines Umweltgutes die individuelle Wertschätzung dieses Gutes
signifikant beeinflussen. Da Geldbeträge als Eigenschaft einer Option/Alternative
12
Für eine detailliertere Diskussion zu den Vor- und Nachteilen von Kontingenten Bewertungen und
Choice Experimenten wird auf Hanley et al. (1998), Hanley et al. (2001b) und Bennett und Blamey
(2001b) verwiesen.
19
angegeben sind (z.B. das Attribut „Cost to you“), ist es möglich, zu ermitteln, wie viel
Personen für die Erhöhung eines umweltbezogenen Attributes bezahlen wollen.
Diese impliziten Preise können für jede nichtmonetäre Eigenschaft des Umweltgutes
geschätzt werden (Bennett und Adamowicz 2001: 40). Zudem kann die
Zahlungsbereitschaft für den Übergang vom Status quo zu einer Alternative,
gekennzeichnet durch spezifische Eigenschaftsbündel, ermittelt werden. Hierin
lassen sich auch Wohlfahrtsmaße bestimmen, die besonders im Rahmen von
Kosten-Nutzen-Analysen für politische Vorhaben von Interesse sind. Unabhängig
von den Zahlungsbereitschaften im engen Sinne kann somit auch ermittelt werden,
welche Alternativen von der Öffentlichkeit bevorzugt werden. Choice Experimente
bieten daher eine Reihe zusätzlicher Auswertungsmöglichkeiten, die bei der Kontingenten Bewertung nicht möglich sind.
Tabelle 3: Beispiele für eine KB-Frage und ein Choice-Set
KB-Frage
Question X: Do you support the proposal to protect the
environment that will ensure:
- an increase in the number of endangered species
present from 5 to 10
- an increase in the area of healthy native vegetation from 1500 ha to 1800 ha
- an increase in the number of visitors from 2000
pa to 3000 pa
to be funded by a one-off levy of $20 on your income
tax, or do you oppose it?
Please circle the option that most closely represents your view:
I support the proposal with a $20 levy…………. 1
I oppose the proposal and the $20 levy………… 2
Choice-Set
Question Y: Consider carefully each of the following three
options. Suppose the options were the only ones available, which one would you choose?
Alternative
Attribute
Number of
endangered
species
Hectares of
healthy
native
vegetation
Visitor
days per
annum
Cost to you
($)
‘Status
Quo’
alternative
Proposed
alternative
1
Proposed
alternative
2
5
15
15
1500
1800
2100
2000
3000
2000
0
20
10
Please circle your preferred option.
I would choose the status quo at no cost to me………. 1
I would choose alternative 1 at a $20 cost to me…….. 2
I would choose alternative 2 at a $10 cost to me.……. 3
Quelle: eigene Darstellung
20
IV.
ÜBERBLICK ZU NEUEREN STUDIEN IM
DEUTSCHSPRACHIGEN RAUM
Im deutschsprachigen Raum ist die Anzahl der ökonomischen Bewertungsstudien,
die sich der direkten Methoden bedient haben, noch gut zu überschauen. Elsasser
und Meyerhoff (2001) kommen in einem Überblick über den Zeitraum 1985 bis Anfang 2001 auf rund 50 Studien, in denen die Kontingente Bewertung eingesetzt wurde. Seit diesem Zeitpunkt sind noch einige Studien hinzugekommen, darunter auch
eine Anwendung der Choice Experimente. Diese und eine Auswahl neuerer KBStudien sind in Tabelle 4 zusammengestellt.
Wie der Tabelle 4 zu entnehmen ist, liegt der Schwerpunkt der jüngeren Studien
im Bereich Naturschutz und Landwirtschaft. Alle in der Tabelle aufgeführten Studien
wurden im Rahmen von Forschungsprojekten durchgeführt und zum größten Teil als
Dissertationen veröffentlicht. Dies zeigt, dass die ökonomische Bewertung mittels
hypothetischer Märkte im deutschsprachigen Raum noch eine untergeordnete Rolle
für umweltpolitische Entscheidungen spielt. So kommen Bartolomäus et al. (2004)
auch zu dem Ergebnis, dass ein direkter Einfluss der Studien auf die Politik nur
schwer festzustellen ist (vgl. auch Pruckner 2001). Jedoch könnten Bewertungsstudien zum Beispiel durch die Haftungsregelung für ökologische Schäden der
Europäischen Kommission in Zukunft eine größere Bedeutung zukommen (Klaphake
et al. 2005).
Da es sich bei den aufgeführten Studien mehrheitlich um wissenschaftliche Arbeiten handelt, stand jeweils nicht nur die reine Ermittlung der ökonomischen Werte im
Vordergrund, sondern auch eine Evaluation der Bewertungsmethoden. Der Großteil
der Autoren kommt dabei zu der Einschätzung, dass mithilfe dieser Methoden
zuverlässige Ergebnisse ermittelt werden können. Dies wird u.a. daran festgemacht,
dass bestimmte Determinanten den erwarteten Einfluss auf die Zahlungsbereitschaft
aufweisen. So zeigen sozioökonomische Variablen wie Einkommen und Alter den
erwarteten positiven bzw. negativen Einfluss (Roschewitz 1999, Wronka 2004). Allerdings weisen diese Variablen in etlichen Studien nur eine geringe Erklärungskraft
auf (Enneking 1999, Meyerhoff 2004).
21
Tabelle 4: Auswahl neuerer Studien mit Kontingenten Bewertungen und Choice
Experimenten aus dem deutschsprachigen Raum
Autoren
Methode
Bewertungsgegenstand
Zahlungsbereitschaft in €
Bräuer (2002)
KB
Artenschutzprogramm – Wiedereinbürgerung
des Biber im Spessart und Schutz von Flussauen
0,75 (pro Besuchstag)
Degenhardt und
Gronemann
(1998)
KB
Erhalt von Magerrasen durch Schafbeweidung
(Rügen) sowie Erhalt von Wacholderheiden
durch Beweidung mit Wanderschäferei (Solnhofen, Altmühltal)
0,45 (pro Übernachtung) auf
Rügen
1,2 (pro Übernachtung) in
Solnhofen
Enneking (1999)
KB
Wiedervernässung von Weiden zum Schutz verschiedener Wiesenbrüter und Pflanzen
(Meerbruchswiesen am Steinhuder Meer)
1,6 (pro Besuchstag)
Hartje et al.
(2002)
KB
Schutz des Wattenmeeres an der deutschen
Nordseeküste als Naturlandschaft vor den möglichen Folgen des Klimawandels
48,0 (Person und Jahr) für
Schutzprogramm Wattenmeer
Meyerhoff
(2002)
KB
Erweiterung der Überflutungsauen an der Elbe
zum verbesserten Schutz der biologischen Vielfalt
14,8 (Person und Jahr) für
Schutzprogramm Elbauen
Muthke (2002)
KB
Veränderungen in der Gewässerqualität von
Badeseen
42,2 (Haushalt und Jahr) für
Verbesserung Wasserqualität
um 1 Klasse
52,4 (Haushalt und Jahr) für
Verbesserung Wasserqualität
um 2 Klassen
Roschewitz
(1999)
KB
Schutz der Kulturlandschaft in der Region
Züricher Weinland
158,0 - 198,0 (Haushalt und
Jahr) für Schutz der Landschaft
48,0 – 80,0 (Haushalt und Jahr)
für Verbesserung des aktuellen
Zustandes
Schmitz et al.
(2003)
CE
Bewertung verschiedener Qualitäten von Landschaftsfunktionen (u.a. Trinkwasserversorgung,
Artenvielfalt, Landschaftsbild)
50,0 (Haushalt und Jahr) für
Artenvielfalt
75 (Haushalt und Jahr) für
Trinkwasserqualität
Wronka (2004)
KB
Qualitätsveränderungen bei Biodiversität und
Trinkwasserqualität im Lahn-Dill-Bergland
66,0 - 73,6 (Haushalt und Jahr)
für Artenvielfalt
22,0 - 75,2 (Haushalt und Jahr)
für Trinkwasserqualität
Zander (2001)
KB
Funktionen von Artenvielfalt und Landschaftsbild des Streuobstbaus
14,3 – 25,0 (Person und Jahr) für
Erhalt Streuobstanbau
Quelle: Bartolomäus et al. (2004), Elsasser und Meyerhoff (2001), eigene Ergänzungen
KB = Kontingente Bewertung, CE = Choice Experimente
Dagegen zeigen Determinanten, die aus dem Bereich der Umweltsoziologie und
Sozialpsychologie herangezogen werden, oft einen stärkeren Einfluss auf die
geäußerten Zahlungsbereitschaften. Ein Vergleich ihres Einflusses fällt aber schwer,
da in fast allen Studien mit unterschiedlichen Skalen gearbeitet wird. So wurde z.B.
22
die Skala für das Umweltbewusstsein nach Diekmann und Preisendörfer (1998) in
Wronka (2004) verwendet, eine geänderte Form des New Environmental Paradigms
von Dunlap et al. (2000) in Meyerhoff (2004), oder die Messung des
Umweltbewusstseins erfolgte wie bei Bräuer (2002) in Anlehnung an Adlwarth und
Wimmer (1986). Zudem differieren auch die verwendeten statistischen und
ökonometrischen Auswertungsverfahren. Somit können die vorliegenden Studien vor
allem als ein Indikator für das Potenzial angesehen werden, dass durch eine
interdisziplinäre Kooperation (Ökonomik, Soziologie und Psychologie) mobilisiert
werden könnte.
V.
METHODISCHE PROBLEME UND THEORETISCHE
ANKNÜPFUNGSPUNKTE IN DER SOZIOLOGIE,
SOZIALPSYCHOLOGIE UND PSYCHOLOGIE
Für das Verständnis der methodischen Probleme der monetären Bewertung kollektiver Umweltgütern mithilfe hypothetischer Märkte ist es entscheidend zu wissen, mit
welchen Erwartungen die Ökonomik an die Beurteilung der Ergebnisse geht. Ihr
Ausgangspunkt ist, dass die Individuen schon vor der Befragung über Präferenzen
auch für öffentliche Güter verfügen. In einer Umfrage müssen diese somit nur noch
abgefragt werden. Entsprechend wird auch erwartet, dass die geäußerten
Zahlungsbereitschaften unabhängig von der Ausgestaltung des Messinstrumentes
sind (Annahme der „procedural invariance“). Einflüsse des Framings oder gar in der
Umfragesituation erst konstruierte Wertschätzungen werden entsprechend als „falsche/verzerrte“ Werte verstanden und der Methode negativ angerechnet. Randall
(1998) spricht davon, dass ein Modell idealer Bewertung basierend auf der
mikroökonomischen Theorie, für die Bewertung empirischer Ergebnisse herangezogen wird – ein Vorhaben, das zum Scheitern verurteilt ist. Daher besteht besonders
an dieser Stelle Bedarf an sozialwissenschaftlicher Unterstützung.
Im Folgenden werden in einem ersten Schritt wesentliche methodische Probleme
der direkten Bewertungsmethoden dargelegt. Dabei konzentriert sich die Darstellung
auf die Kontingente Bewertung. Jedoch werden etliche dieser Punkte auch für
Choice Experimente diskutiert (Hanley et al. 2001b: 450ff.). Da die Anwendung letzterer in der Umweltökonomie eher jüngeren Datums ist, liegen über ihre Performanz
noch wenige empirische Ergebnisse vor. In einem zweiten Schritt werden theoretische Anknüpfungspunkte aus Nachbardisziplinen der Ökonomie behandelt, insbe-
23
sondere der Soziologie, Sozialpsychologie und Psychologie. Der Rückgriff auf
Erklärungsangebote dieser Disziplinen erfolgte nicht zuletzt als Reaktion auf die methodischen Probleme der Kontingenten Bewertung und Choice Experimente.
1.
Methodische Probleme
Das Auftreten von methodischen Problemen und Verzerrungen (biases) ist eng mit
der Ausgestaltung des hypothetischen Marktes im Rahmen von Umfragen verbunden. An dieser Stelle werden zunächst einige dieser Probleme in Anlehnung an
Hoevenagel (1994a: 216ff) und Bateman et al. (2002: 302ff) benannt. Ein besonderes Augenmerk wird dann auf zwei zentrale Probleme gelegt, den Umgang mit Protestantworten und dem Einbettungseffekt.
Aufgrund des hypothetischen Charakters von Zahlungsentscheidungen ergeben
sich potenzielle Verzerrungseffekte, die sich in drei Bereiche untereilen lassen. Erstens bestehen mitunter Anreize zur Äußerung unwahrheitsgemäßer Zahlungsbereitschaften. Darunter fallen Antworten sozialer Erwünschtheit und strategisches
Antwortverhalten. Befragte offenbaren nicht ihre „wahren“ Zahlungsbereitschaften,
wenn sie beispielsweise über die Bereitstellung eines Umweltgutes abstimmen und
Anreize zum Trittbrettfahren bei freiwilligen Zahlungsmethoden unterliegen.
Allerdings ist das strategische Verhalten als Quelle für Ergebnisverzerrungen in den
letzten Jahren stärker in den Hintergrund getreten. Grund hierfür ist zum einen, dass
in der experimentellen Forschung gezeigt werden konnte, dass Personen sich
stärker kooperativ Verhalten als dies die mikroökonomische Theorie vorhersagt
(Weimann 1996; Henrich et al. 2001).
Des Weiteren konnten Arbeiten wie die von Rondeau et al. (1999) zeigen, dass
durch die Verwendung so genannter „provision-mechanisms“ die Anreizkompatibilität
signifikant verbessert wird. Hierbei wird den Respondenten u.a. mitgeteilt, dass das
Umweltgut nur bereitgestellt werden kann, wenn genügend Geld zu seiner Finanzierung zusammen kommen würde. Zweitens sind Verzerrungen infolge implizierter
Bewertungshinweise zu nennen. Durch das Design und die Konstruktion des hypothetischen Marktes gegebene Informationen können von den Befragten so verstanden werden, dass sie Hinweise auf den „richtigen“ Wert des Gutes darstellen. So geben das Zahlungsvehikel oder das Frageformat zum Teil mögliche Zahlungsbeträge
vor (z.B. bei der Zahlkarte oder dem Referendumsformat), die die Entscheidung des
Respondenten beeinflussen können. Baron (1996) weist darauf hin, dass Befragte
beim Referendumsformat in einigen Fällen davon ausgehen, dass der ihnen
präsentierte Preis derjenige sei, bei dem die Finanzierung des Umweltgutes sicher
24
gestellt sei. Dadurch kann eine Zustimmungstendenz befördert werden. Gleiches gilt
für die Spannbreite vorgegebener Geldbeträge. Problematisch ist zudem, wenn die
Befragungssituation oder das Bewertungsszenario suggerieren, dass bestimmte
Eigenschaften oder Ausprägungen (z.B. niedrig oder hoch) eines Gutes wichtig und
daher „wertvoll“ sind.
Drittens können Missspezifikationen des Bewertungsszenarios auftreten. Probleme dieser Kategorie liegen vor, wenn Befragte das Bewertungsszenario nicht so
wahrnehmen, wie es vom Forscher beabsichtigt war. Zum einen kann das beschriebene Umweltgut „falsch“ wahrgenommen werden, u.a. hinsichtlich seines Umfangs,
geographischer Ausdehnung, Nutzens, den es mit sich bringt, der Skala, mit der es
beschrieben wird, oder hinsichtlich der Wahrscheinlichkeit, mit der es bereitgestellt
wird. Zum anderen sind Fehlinterpretationen in Bezug auf den Kontext der Bereitstellung des Gutes möglich, u.a. hinsichtlich des Zahlungsvehikels, der Eigentumsrechte
an dem Gut oder der Budgetrestriktion. Dem Zahlungsvehikel beispielsweise kommt
eine besondere Bedeutung zu, weil es den Kontext einer Zahlung umreißt. Systematische Fehler treten dann auf, wenn Personen das Vehikel als ungünstig oder ungeeignet wahrnehmen oder dieses selbst dem Interesse des Forschers entgegenstehend bewerten. Unplausible Vehikel können zu einer verstärkten Wahrnehmung des
hypothetischen Charakters der Untersuchung führen und damit die Zahlungsbeträge
der Respondenten modifizieren (vgl. u.a. Morrison et al. 2000: 410).13
Ein weiteres Problem stellen so genannte Protestantworten (protest responses)
dar. Sie treten auf, wenn Personen aufgrund des Bewertungsszenarios, d.h. aufgrund der Ausgestaltung des hypothetischen Marktes, die Zahlungsbereitschaftsfrage verweigern bzw. eine Zahlungsbereitschaft von Null angeben (Bateman et al.
2002: 311), tatsächlich jedoch eine positive Wertschätzung gegenüber dem zu bewertenden Gut haben. Befragte „protestieren“ beispielsweise gegen das Zahlungsvehikel „Steuererhöhung“ oder lehnen es generell ab, Natur und Landschaft mit Geld
zu bewerten. Werden ihre Antworten denjenigen gleichgesetzt, die eine tatsächliche
Zahlungsbereitschaft von Null haben, kommt es zu einer Unterschätzung des
ökonomischen Wertes. Für den Umgang mit Protestantworten gibt es keine eindeutigen Regeln, so dass Protestantworten bisher oft anhand von ad-hoc-Kriterien festgelegt werden (Boyle und Bergstrom 1999: 197; Jorgensen et al. 1999: 132ff).
Exemplarisch für dieses Vorgehen stehen die Ausführungen von Freeman III (2003:
166). Hiernach könnten denjenigen, die nicht zahlungsbereit sind, folgende drei Aus-
13
Es gibt bisher nur wenige Studien, die explizit die Wirkung verschiedener Zahlungsvehikel in der
Feldforschung, also nicht experimentell, untersuchen (siehe Champ et al. 2002).
25
sagen vorgelegt werden: „I can’t afford to pay for the good“, „The good is not important to me“ und „I don’t think that I should have to pay for the good“. Diejenigen, die
die dritte Aussage wählen, würden als Protestantworten von weiteren Analysen ausgeschlossen werden, während die anderen als „wahre“ Null in die Auswertungen
eingehen. In jüngster Zeit wird vor allem diskutiert, inwieweit Zahlungsbereite ebenfalls Protestüberzeugungen haben können (vgl. u.a. Jorgensen et al. 1999). Dahin
gehend werden Instrumente zur Messung von Protestüberzeugungen entwickelt, die
bei allen Respondeten unabhängig von der Zahlungsbereitschaft eingesetzt werden
(vgl. Jorgensen und Syme 2000). Strittig bleibt jedoch, ob anhand dieser Protestüberzeugungen Zahlungsbereitschaften nach unten korrigiert werden oder ob sie
als eine „akzeptierte“ Einstellung gegenüber der Zahlung in Analysen mit eingehen
sollen.
Eine der am stärksten diskutierten Fehlerquellen der Kontingenten Bewertung ist
der Einbettungseffekt (embedding-effect). Die Bezeichnung Einbettung (embedding)
geht auf Kahneman und Knetsch (1992: 58) zurück und lässt sich wie folgt
beschreiben: „[…] the same good is assigned a lower value if WTP for it is inferred
from WTP for a more inclusive good rather than if the particular good is evaluated on
its own.“ Ein Beispiel für einen Einbettungseffekt ist, wenn die Zahlungsbereitschaft
für den Schutz eines von sechs Teilgebieten einer Naturlandschaft genauso hoch ist
wie diejenige für alle sechs Teilgebiete. Die Hauptgründe für diesen Effekt werden
darin gesehen, dass Personen keine Präferenzen für ein kollektives Gut haben oder
im Rahmen des hypothetischen Bewertungsszenarios Effekte der Budgetrestriktion
von Befragten nicht berücksichtigt werden (Diamond und Hausman 1994: 46). Sobald der Einbettungseffekt auftritt, können in verschiedenen Untersuchungen zum
Teil variierende Zahlungsbereitschaften für ein Umweltgut vorliegen, wobei es dann
schwierig ist, den „richtigen“ Zahlungsbetrag festzulegen, z.B. denjenigen, der in
Kosten-Nutzen-Analysen eingehen soll. Allerdings ist anzumerken, dass die Frage,
inwieweit Zahlungsbeträge mit dem Umfang von Umweltgütern variieren (scope test),
seit Beginn der Kontingenten Bewertung ein relevanter Untersuchungsgegenstand ist
und an sich kein „neues Phänomen“ darstellt (Hanemann 1994: 34). Auch im NOAAPanel von Arrow et al. (1993) wird darauf verwiesen.
Kahneman (1986) und Kahneman und Knetsch (1992) haben verschiedene Experimente/Befragungen durchgeführt, anhand derer sie den Einbettungseffekt nachgewiesen haben. Personen haben für verschiedene Formen der Einbettung von Gütern
(z.B. Katastrophenschutz) Beträge benannt, die sich nicht statistisch signifikant voneinander unterschieden haben. Zudem haben verschiedene Gruppen entweder den
Grad empfundener moralischer Befriedigung durch eine Zahlung oder ihre maximale
26
Zahlungsbereitschaft angegeben. Beide Maße korrespondierten im hohen Maße. Im
Endergebnis wird nahe gelegt, dass die KB nicht ökonomische Werte von
Umweltgütern misst. Kahneman und Knetsch (1992: 64) bieten hierfür folgende Erklärungshypothese an: „[…] responses to the CVM questions express a willingness to
acquire a sense of moral satisfaction (also known as a „warm glow of giving”) by a
voluntary contribution to the provision of a public good“. Personen „konsumieren”
demnach eine Art moralische Befriedigung, die sie mit dem Beitrag zu einem Gut
bzw. zu einer guten Sache verbinden (warm glow). Die Zahlung selbst stiftet einen
Nutzen, aber nicht unmittelbar das Umweltgut. Sie treten somit nicht als „Käufer auf
einem hypothetischen Markt“ auf, vielmehr sehen sie ihre Zahlung als einen Beitrag
zu einer guten Sache.14 Das Ausmaß der moralischen Befriedigung kann mit dem
Gut variieren, d.h. unterschiedliche Güter stiften verschiedene Grade an Befriedigung. Diese sind aber nicht vom Umfang des Gutes abhängig. So könnte z.B. erklärt
werden, dass Personen für den Schutz einer bestimmten gefährdeten Tierart in
einem Gebiet sogar eine höhere Zahlungsbereitschaft berichten als für den Schutz
aller gefährdeten Tierarten, die ja erstere einschließt.
Hanemann (1994) hingegen argumentiert, dass der Einbettungseffekt
überbewertet wird, da es eine Vielzahl an Studien gibt, die zeigen, dass
Zahlungsbereitschaften mit dem Umfang eines Gutes erwartungsgemäß variieren.
Selbiges legen Carson et al. (2001: 183) nahe und weisen auch darauf hin, dass die
meisten Studien, in denen der „scope test“ verfehlt wird, nicht den gängigen Anforderungen an die Methode der Kontingenten Bewertung entsprechen (auch die Studie
von Kahneman). Andere kommen ebenfalls zu dieser Schlussfolgerung, wenngleich
sie durchaus ein differenziertes Resümee ziehen (vgl. Bateman et al. 2002; Bateman
et al. 2004: 72).15
2.
Theoretische Anknüpfungspunkte in der Soziologie, Sozialpsychologie
und Psychologie
Infolge der methodischen Probleme hat sich im Laufe der Zeit eine kritische Diskussion an der monetären Bewertung mit Schwerpunkt auf der Messung
14
Kahneman und Knetsch beziehen sich in ihrer Argumentation hauptsächlich auf die Arbeiten von
Andreoni (1989, 1990) zum „Warm Glow Giving“. Andreoni entwickelte die „Theorie des imperfekten
Altruismus“, um die private Bereitstellung kollektiver Güter (z.B. Charity) zu erklären.
15
Für eine neuere Studie zum Einbettungseffekt, die den methodischen Anforderungen der
ökonomischen Bewertung gerecht wird, sei auf Nunes und Schokkaert (2003) verwiesen. Hierin wer-
27
nutzungsunabhängiger Werte von Umweltgütern entwickelt. Die Suche nach
Erklärungsmodellen aus anderen Disziplinen als der Ökonomie wurde und wird vorrangig mit der Motivation betrieben, zu klären, ob geäußerte Zahlungsbereitschaften
auf hypothetischen Märkten den theoretischen Anforderungen gerecht werden
(Validität der Methode). Zudem leisten ökonomische Erklärungsvariablen wie das
Einkommen meist einen geringen Beitrag zur Erklärung geäußerter
Zahlungsbereitschaften, sodass zunehmend weitere Erklärungsdeterminanten wie
Einstellungen und das Umweltbewusstsein berücksichtigt werden. Allgemein lassen
sich drei sozialwissenschaftliche Theoriebereiche benennen, die bereits mehr oder
weniger in der Literatur zur ökonomischen Bewertung diskutiert werden: Theorien
kollektiven Handelns, sozialpsychologische und psychologische Erklärungsansätze.
Theorien kollektiven Handelns basierend auf den „klassischen“ Arbeiten von Olson
(1968) und Hardin (1971) sollen Zahlungsentscheidungen erklären, wenn Individuen
die Zahlung nicht als Kauf, sondern als einen Beitrag zur Produktion eines kollektiven
Umweltgutes wahrnehmen. Sozialpsychologische Modelle wie die Theorie des geplanten Handelns von Ajzen (1991) geben Bedingungen an, unter denen eine Verhaltensintention (Zahlungsabsicht) vorliegt, die in eine tatsächliche Zahlung mündet.
Einstellungen gegenüber der Zahlung und eine subjektiv wahrgenommene Norm zur
Zahlung sind dabei u.a. zentrale Variablen. Psychologische Erklärungsmodelle wiederum suchen die Frage zu beantworten, wie Individuen eine Zahlungsentscheidung
treffen. Im Folgenden werden einige dieser theoretischen Anknüpfungspunkte aufgezeigt, die sich zum einen auf einstellungsbasierte Erklärungen und zum anderen auf
Aspekte der Normaktivierung beziehen.
Präferenzen oder Einstellungen: Ein strittiger Punkt ist, ob Personen wirklich
Präferenzen äußern oder vielmehr Einstellungen gegenüber einem zu bewertenden
Objekt/Gut zum Ausdruck bringen (vgl. z.B. Diamond und Hausman 1994). Der Preis
einer Ware entspricht in der Ökonomie gemeinhin dem Wert eines Gutes. In der
Psychologie hingegen kann der „Wert eines Gutes“ als Einstellung zu diesem Gut
erfasst werden. Beide Konzepte unterschieden sich aber grundlegend voneinander.
Die Perspektive zugunsten von Einstellungen zieht ihren Rückhalt auch aus den
zahlreichen Anomalien bzw. theoriekonträren Effekten, die immer wieder in Untersuchungen zur Zahlungsbereitschaft für Umweltgüter auftreten. Einstellungen lassen
sich nach Eagly und Chaiken (1993: 1) wie folgt definieren: „Attitude is a psychological tendency that is expressed by evaluating a particular entity with some degree of
favor or disfavor.” Einstellungen sind nicht im Vorhinein gegeben. Vielmehr werden
den „Warm Glow“-Motive identifiziert, anhand derer Zahlungsbereitschaften nach unten korrigiert werden, sodass der scope-test erfüllt ist.
28
sie erst herausgebildet, wenn eine Person auf ein Objekt in einer affektiven, kognitiven oder konativen Weise bewertend reagiert. Sie sind hypothetische Konstrukte, die
nicht direkt beobachtet werden können (Eagly und Chaiken 1993: 2). Im Gegensatz
zu ökonomischen Präferenzen, die sich auf Güterbündel beziehen, haben Einstellungen eine größere Reichweite. Sie beinhalten all diejenigen Dinge, die Personen
mögen oder nicht mögen, schützen möchten oder schädigen wollen, besitzen
möchten oder ablehnen (Kahneman et al. 1999).
Einstellungen können sich z.B. auf Personen, soziale Gruppen, Ereignisse und
Güter beziehen. Sie drücken sich in unterschiedlicher Weise aus. Man denke an
Mimiken, verbale Statements oder unter Umständen Zahlungsbeträge für ein Umweltgut. Zudem ist die Einstellung von Personen gegenüber einem Objekt in der Regel konsistent. Wenn Personen eine positive Einstellung in Bezug auf eine
gefährdete Tierart hegen, sollten sie auch positive Einstellungen zu Maßnahmen
zum Schutz dieser Tierart haben. Da Einstellungen keine objektiven Tatsachen sind,
unterliegen sie Framing-Effekten und verletzen die „Logik der Erweiterbarkeit“ (logic
of extensionality). Kahneman et al. (1999) geben ein gutes Beispiel für einen
Framing-Effekt: Personen können unterschiedliche Einstellungen gegenüber einer
Menge an Fleisch haben, je nachdem, ob es mit einem Fettanteil von fünf Prozent
oder einem fettfreien Anteil von fünfundneunzig Prozent beschrieben wird. Obwohl
hier im Grunde ein gleicher Zustand vorliegt (in jedem Falle ein fünfprozentiger Fettanteil) ergeben sich unterschiedliche Bewertungen. Der Hauptunterschied zwischen
Einstellungen und ökonomischen Präferenzen liegt allgemein darin, dass letztere
sich auf die Wahlentscheidungen zwischen verschiedenen Alternativen beziehen,
während erstere die Erwünschtheit einer einzelnen Handlung oder eines einzelnen
Objektes zum Ausdruck bringen (Green und Tunstall 1999: 222). Das bedeutet aber
auch: Trotz positiver Einstellungen gegenüber einen Objekt können Personen andere
Objekte/Handlungen bevorzugen. Des Weiteren weisen Green und Tunstall (1999)
daraufhin, dass ökonomische Präferenzen – anders als Einstellungen – notwendigerweise Restriktionen unterliegen (z.B. Budgetrestriktionen). Entscheiden sich Personen zwischen verschiedenen Maßnahmen zur Verbesserung der Umweltqualität,
setzen sie Prioritäten im Rahmen beschränkter Ressourcen. Einstellungen hingegen
sind nicht zwangsläufig in Verbindung mit solchen Restriktionen zu sehen.
Kahneman et al. (1993, 1994, 1999) argumentieren nun, dass mit der Kontingenten Bewertung allein Einstellungen gegenüber dem Umweltgut gemessen werden,
die lediglich auf einer monetären Skala zum Ausdruck gebracht werden (in Form
eines Geldbetrages). In verschiedenen Studien haben sie unter anderem eine Tendenz dahin gehend festgestellt, dass Geldbeiträge, die individuelle Unterstützung
29
politischer Handlungsmaßnahmen, die moralische Befriedigung durch eine Zahlung
und die Bewertung der Wichtigkeit verschiedener Probleme (auch Umweltprobleme)
im Prinzip austauschbare Maße für Einstellungen sind. Sie verwendeten allerdings
die
so
genannte
„Headline-Methode“.
Befragten
werden
hierbei
Zeitungsüberschriften zu verschiedenen (Umwelt-)Problemen vorgelegt sowie zu
möglichen (Interventions-)Maßnahmen. Dann gilt es beispielsweise die Zahlungsbereitschaft zur Behebung der Probleme zu äußern (Beitrag zu einem Fond) oder die
Wichtigkeit des Problems auf einer Skala einzuschätzen (Kahneman und Ritov
1994). Es stellt sich für die Forschungsgruppe um Kahneman die Frage, ob in Zahlungsbereitschaftsanalysen ökonomische Präferenzen zum Ausdruck gebracht oder
ob Präferenzen in einem spezifischen Kontext jeweils neu konstruiert werden, was
mit stabilen Einstellungen einher gehen mag, jedoch situationsbedingt Annahmen
über stabile und geordnete Präferenzen verletzt.
Den Vertretern eines einstellungsorientierten Ansatzes wird zumeist die Kritik entgegengebracht, dass sie methodische Anforderungen der Kontingenten Bewertung
systematisch verletzen (vgl. u.a. Hanemann 1994). Dennoch: Wären Einstellungen
wirklich der ausschlaggebende Faktor für die Zahlungsbereitschaft, würde strittig, ob
empirische Ergebnisse wirklich in Kosten-Nutzen-Kalkulationen münden sollten.
Es gibt aber Forschungsansätze, die davon ausgehen, dass präferenzgeleitete
(ökonomische) Erklärungen und einstellungsorientierte Erklärungen sich nicht
ausschließen (vgl. Ajzen und Peterson 1988b). Anstatt Einstellungen als konkurrierende Größe zu Präferenzen zu verstehen, können sie auch als komplementäre Information Eingang in die ökonomische Bewertung finden. Komplementär, weil bei der
Erhebung bestimmter Einstellungen geprüft werden kann, ob der geäußerten Zahlungsbereitschaft eine Verhaltensintention unterliegt (Spash 2000: 457). Die
Ökonomik geht davon aus, dass eine Präferenz letztlich mit Verhalten gleichzusetzen
ist, solange Nebenbedingungen dies zulassen. Wird ein Gut entsprechend bevorzugt
gegenüber anderen Gütern, dann wird in einer entsprechenden Handlungssituation
(Angebot auf einem Markt) und erfüllten Nebenbedingungen (Budgetrestriktion) dies
auch in Verhalten umgesetzt. Im Rahmen der Kontingenten Bewertung ist es jedoch
nicht möglich, die Umsetzung der geäußerten Präferenz, anders als bei privaten
Gütern, zu beobachten, da nur ein hypothetischer Markt errichtet wird. Insofern bedarf es zusätzlicher Informationen darüber, ob dem geäußerten Verhalten „Zahlungsbereitschaft“ eine Verhaltensintention unterliegt (vgl. Mitchell und Carson 1989;
Hoevenagel 1994a; Meyerhoff 2004). Diese Information liefert insbesondere die
Theorie des absichtvollen Handelns bzw. die Theorie des geplanten Handelns
(Ajzen 1991). Zahlungsbereitschaften werden hierbei als Verhaltensintention aufge-
30
fasst, die durch die Einstellung gegenüber der Zahlung, der subjektiven Norm – inwieweit das soziale Umfeld eine Zahlung befürwortet oder ablehnt – und der wahrgenommenen Verhaltenskontrolle determiniert (vgl. Ajzen und Peterson 1988).
Besteht nun zwischen bestimmten Einstellungen und der geäußerten Verhaltensintention ein enger Zusammenhang, dann kann dies als ein Hinweis gewertet werden,
dass eine Zahlung tatsächlich/real erfolgen würde, da die Verhaltensintention wiederum fast vollständig das fragliche Verhalten erklärt. Diese Argumentation geht auf
Bishop und Heberlein (1986: 146) zurück (siehe auch Ajzen und Peterson 1988 sowie Harris et al. 1989).16
Normaktivierung: Ein weiteres Erklärungsmodell aus der Sozialpsychologie ist das
Normaktivierungsmodell von Schwartz (1977) sowie seine Erweiterung um Aspekte
kollektiven Handelns (Blamey 1998a, 1998b). Im Normaktivierungsmodell von
Schwartz (1977) durchläuft eine Person verschiedene Entscheidungsschritte bis eine
internalisierte Norm (hier zur Zahlung für ein Umweltgut) zu einer
Verhaltensäußerung führt. Die Person muss z.B. eine Notwendigkeit der Handlung
wahrnehmen, sich eine Verantwortung für das Verhalten zuschreiben und sich Konsequenzen einer Handlungsausführung bewusst sein. Blamey (1998a, 1998b) erweitert das Modell von Schwartz um Aspekte der Bereitstellung kollektiver Güter. Diese
Modellerweiterung beinhaltet im Wesentlichen drei Komponenten: die Rolle von Organisationen, Vertrauen und Aspekte der Gerechtigkeit. Akteure werden nicht als
isoliert, sondern als sozial eingebettet betrachtet. Individuelle Beiträge zu einem Kollektivgut lassen sich von altruistischen (Hilfe-)Handlungen in Schwartzs Modell darin
abgrenzen, dass hier „zusätzlich“ eine Notwendigkeit kollektiven Handelns besteht.
Wenn sich Rechtfertigungsmechanismen für eine fehlende Zahlungsbereitschaft zeigen, z.B. eine fehlende Akzeptanz der Maßnahmen zur Bereitstellung des Umweltgutes oder ein fehlendes Vertrauen in Institutionen, die für die Bereitstellung verantwortlich sind, dann unterliegen Entscheidungen nicht direkt demjenigen
ökonomischen Kalkül, das bei der Bewertung vorausgesetzt wird, und Zahlungsentscheidungen sind wesentlich von der Ausgestaltung des Bewertungsszenarios
abhängig. Blamey (1998b) hat Aspekte des erweiterten Schwartz-Modells in Focus
Groups qualitativ getestet. Dabei wurde in Australien Befragten ein Projekt zum
Schutz der Salzlagune/Feuchtland „Coorong“ vorgestellt, die durch eine steigende
Wasserzufuhr aus einem Grundwasserabflusssystem gefährdet ist. Personen wurden gefragt, ob sie eine einmalige Zahlung von 50 australischen Dollar leisten
16
Für einen Überblick zu Studien und Ergebnissen zweier Kontingenter Bewertungen zum Wattenmeer und zur Elbe, in denen explizit der Zusammenhang zwischen Einstellungen gegenüber dem
Verhalten und der Zahlungsbereitschaft untersucht wird, sei auf Meyerhoff (2004) verwiesen.
31
würden, um eine Rohrleitung zu bauen, die das Wasser in den Ozean ableitet und
das Feuchtland schützt. Es wurden neun Focus Groups mit durchschnittlich acht
Teilnehmern durchgeführt. Im Endergebnis wird das Normaktivierungsmodell
unterstützt und eine erhebliche Komplexität der Zahlungsentscheidung bekräftigt.
Einzelne Punkte wie die wahrgenommene Notwendigkeit der Maßnahme variieren
z.B. mit der regionalen Nähe zum „Coorong“. Auch Entscheidungsfaktoren wie Vertrauen und die Wahrnehmung einer persönlichen Verantwortung für eine Zahlung
haben ihre Bestätigung gefunden. Insgesamt wurde zudem deutlich, dass die Befragten zum Teil eine Zahlung als einen Beitrag zu einer „guten Sache“ ansehen (Beitragsmodell), was wiederum kritische Rückschlüsse auf die Grundlagen der
ökonomischen Bewertung zulässt und die Verwendung von Ergebnissen in KostenNutzen-Analysen anzweifelt. Allerdings bleibt festzuhalten, dass umfassende quantitative Untersuchungen zum Normaktivierungsmodell bisher noch ausstehen.
VI.
SCHLUSSBEMERKUNGEN UND AUSBLICK
Die monetäre Bewertung von Umweltgütern ist ein fester Bestandteil der Umweltökonomie und wird seit längerem für die unterschiedlichsten Umweltressourcen
angewandt. Oftmals, selten jedoch in Deutschland, sind die empirischen Studien Auftragsarbeiten von öffentlichen Institutionen (Kommunen, Behörden usw.). Neben explizit wissenschaftlichen Fragestellungen ist die Zukunft der Bewertung von
Umweltgütern in Bereichen zu suchen, in denen Informationen benötigt werden, um
politische und wirtschaftliche Entscheidungen zu treffen. Obwohl festzuhalten ist,
dass sich Weiterentwicklungen und Anwendungen der ökonomischen Bewertung vor
allem im nordamerikanischen Raum finden, gibt es ein steigendes Interesse in Europa. Der Hauptgrund, warum Zahlungsbereitschaftsanalysen in Europa erst in jüngstter Zeit zunehmend Anklang finden, liegt wohl darin, dass hier eher die
grundsätzliche Idee der monetären Bewertung von Umwelt abgelehnt wird. Dennoch
stellten Bonnieux und Rainelli bereits 1999 fest: „Nevertheless there is a growing
body of CV literature in EU member states, and also in Scandinavia countries, showing people’s willingness to pay for environmental goods. This literature reflects both
the changes which have occurred in recent years in the environment debate and the
fact that the protection of the environment has moved to the forefront of the political
agenda. As a consequence there is a greater use of environmental benefit assessment techniques for decision problems, alternative actions, or regulatory measure”
(Bonnieux und Rainelli 1999: 594).
32
Im vorliegenden Beitrag wurde die ökonomische Bewertung von Umweltgütern
sowohl in ihren theoretischen Grundlagen skizziert, als auch in ihren methodischen
Problemen erörtert. Infolge einer immer wieder zu beobachtenden Divergenz zwischen Theorie und empirischen Untersuchungsergebnissen und infolge von Problemen bei der Ausgestaltung hypothetischer Märkte in Umfragen gibt es eine Vielzahl
an Aspekten, die nach wie vor diskutiert werden, wobei jedoch die meisten Forscher
die grundsätzliche Verwendung der monetären Bewertung nicht anzweifeln. Auf einige der kritischen Aspekte wie Protestantworten oder den Einbettungseffekt wurde
näher eingegangen. Seit einiger Zeit werden zur Umweltbewertung neben der Kontingenten Bewertung immer häufiger auch Choice Experimente eingesetzt. Sie stehen zum Teil vor denselben Problemen wie die Kontingente Bewertung, bedingt
durch den hypothetischen Charakter der Befragung. Darüber hinaus ergeben sich
aus dem Design und der Ausgestaltung der Experimente zusätzliche Fragen
(Kriström und Laitila 2003). Vor diesem Hintergrund dürften in Zukunft Vergleiche der
beiden Bewertungsmethoden für die Methodendiskussion von besonderem Interesse
sein.
Im Rahmen solcher und weitergehender Diskussionen sind zahlreiche
Anschlussmöglichkeiten an die sozialwissenschaftliche Umweltforschung gegeben.
Zum einen gilt es Instrumente zu entwickeln, mit denen beispielsweise Protestantworten oder „Warm Glow“-Motivationen besser messbar sind. Hier können und sollten Erfahrungen aus der empirischen Sozialforschung stärker einfließen. Die meisten
Studien werden derzeit von (Umwelt)Ökonomen oder Forschern durchgeführt, denen
es an eben solchen Erfahrungen mangelt, und Messinstrumente werden oft ad hoc
und weniger theoriegeleitet entwickelt. Zudem sind künftig einheitliche Kriterien zu
entwickeln, anhand derer die Validität der Bewertungsmethoden beurteilt werden
kann (Bishop 2003). Zum anderen sind theoretische Anknüpfungen notwendig, die
die Erklärung der Zahlungsbereitschaft in einem weiter gefassten Spektrum
ermöglichen, auch weil die ökonomischen Einflussgrößen wie das Einkommen zum
Teil eine geringe Erklärungskraft haben. An dieser Stelle sollen die folgenden Stichworte ausreichen: soziale Normen, Fairness, kollektives Handeln und der Zusammenhang zwischen Zahlungsbereitschaft und Umweltbewusstsein.
In einer Welt anhaltender Umweltprobleme und zunehmender Geldknappheit
wächst auch der Druck auf Regierungen, Prioritäten im Rahmen umweltpolitischer
Maßnahmen zu setzen. Wenngleich in Deutschland die monetäre Bewertung von
Umweltgütern im Vergleich zu anderen Ländern noch ein stiefmütterliches Dasein
führt, stellt sich für die Soziologie die Frage, ob sie dieses Feld allein den Um-
33
weltökonomen überlassen will. Der vorliegende Beitrag sollte im Endergebnis verdeutlicht haben, dass es gute Gründe gibt, dies nicht zu tun.
VII.
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