Die monetäre Bewertung kollektiver Umweltgüter Theoretische Grundlagen, Methoden und Probleme

Von

Ulf Liebe, Jürgen Meyerhoff

013 /2005

WORKING PAPER ON MANAGEMENT IN ENVIRONMENTAL PLANNING

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 Liebe@uni-mainz.de Dr. Jürgen Meyerhoff Institut für Landschaftsarchitektur und Umweltplanung Technische Universität Berlin Franklinstraße 28/29 D- 10587 Berlin Meyerhoff@imup.tu-berlin.de Kontakt Arbeitspapiere

Dr. Axel Klaphake Institut für Landschaftsarchitektur und Umweltplanung Technische Universität Berlin Franklinstraße 28/29 D- 10587 Berlin Klaphake@imup.tu-berlin.de

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 ermit-teln. In diesem Beitrag werden die theoretischen Grundlagen der ökonomischen Bewertung und mit der Kontingenten Bewertung und den Choice Experimenten zwei wichtige direkte Bewer-tungsmethoden vorgestellt und diskutiert. Da in vielen Fällen individuelle Wertschätzungen für Umweltgüter nicht aus beobachtbarem Marktverhalten abgeleitet werden können, muss die Zah-lungsbereitschaft auf hypothetischen Märkten im Rahmen der Umfrageforschung ermittelt wer-den. 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 me-thodischer als auch in theoretischer Hinsicht ein breites Anwendungsfeld für die sozialwissen-schaftliche 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 valua-tion 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 hypo-thetical 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 ac-cessed 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. Kei-ne 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 Umwelt-politik müssen aber zahlreiche Entscheidungen darüber getroffen und Prioritäten ge-setzt 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 fest-stellen und spiegeln sich nicht ohne weiteres in Entscheidungen politischer Eliten wider.

In der Umweltökonomie werden seit rund 40 Jahren verschiedene Bewertungsver-fahren eingesetzt, mit denen individuelle (monetäre) Wertschätzungen als Ausdruck des Nutzens für Umweltgüter ermittelt werden können. Aufgrund dieser Informatio-nen soll dann bestimmt werden, in welchem Umfang und in welcher Qualität Umweltgüter bereitgestellt werden. Zudem kann mithilfe von Kosten-Nutzen-Analysen die Wirtschaftlichkeit einer Umweltveränderung geprüft werden. Damit die-nen 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 Zahlungsbereit-schaft, d.h. der Geldbetrag, den eine Person für eine bestimmte Umweltqualität und -menge zu zahlen bereit ist, als Ausdruck ihrer Präferenz oder Wertschätzung ange-sehen. 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 Na-turpark, 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

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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 Sozial-forschung 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 Skandina-vien –, beteiligen sich Soziologien oder Psychologien, abgesehen von einigen Aus-nahmen 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 Reise-kostenmethode 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-

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det (u.a. US Bureau of Reclamation, US Forest Service, US Fish and Wildlife Ser-vice, 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 Regie-rung“ vorgeschrieben, wichtige Rechtsvorschriften (regulations) einer Kosten-Nutzen-Analyse 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 Bewer-tungsstudien 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 rechtli-chen 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 Dol-lar 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 Zahlungsbe-reitschaftsanalyse erläutert. Der dritte Abschnitt gibt einen Überblick zu den Bewer-

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tungsmethoden mit einem Schwerpunkt auf die Kontingente Bewertung und die Choice Experimente. Abschnitt vier vermittelt einem kurzen Einblick in neuere Stu-dien 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 Zahlungsbereit-schaftsanalyse 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 Pflanzen-art, 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 be-inhaltet 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-

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teren Klassifikationen zu Werten von Umweltgütern, die einerseits detaillierter als die vorliegende sind, andererseits aber im Kern die wesentlichen hier vorgestellten As-pekte enthalten.1

Abbildung 1: Ökonomischer Gesamtwert eines Umweltgutes

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 (An-teil der nutzungsabhängigen Werte vs. Anteil der nutzungsabhängigen Werte) be-deutend, sondern die Vermeidung einer systematischen Unterschätzung des gesam-ten 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 ermit-telt werden, der Personen auf demselben Nutzenniveau wie vor dem Eintritt einer 1 Beispielhaft sei hier die Klassifikation von Turner (1999) angeführt. Er unterscheidet anthropozentri-sche und nicht-anthropozentrische instrumentelle und intrinsische Werte. Zudem ermittelt er direkte und indirekte nutzungsabhängige Werte, einen Options- und Quasi-Optionsnutzen usw. Diese Detail-lierung ermöglicht ihm die Diskussion spezieller Problembereiche in der Auseinandersetzung mit dem ökonomischen Gesamtwert von Umweltgütern.

Ökonomischer Gesamtwert

(Total Economic Value) =

NutzungsabhängigeWerte

(Use Values) +

NutzungsunabhängigeWerte

(Non-Use Values)

z.B. Fischen, Wandern, Vögel beobachten

Existenznutzen

Optionsnutzen

Vererbungsnutzen

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Veränderung in der Versorgung mit einem kollektiven Gut belassen würde. Mi-kroökonomisch 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 Verbesse-rung 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 substitu-ierbar: „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 Umweltverbesserung (Erhöhung des Nutzenniveaus)

Umweltverschlechterung (Verringerung des Nutzenniveaus)

Kompensierende Variation

Zahlungsbereitschaft

Was sind Individuen maximal bereit, für eine Verbesserung zu bezahlen?

Entschädigungsforderung

Was verlangen Individuen mindestens, damit eine Verschlechterung ausbleibt?

Äquivalente Variation

Entschädigungsforderung

Was verlangen Individuen mindestens, damit eine Verbesserung ausbleibt?

Zahlungsbereitschaft

Was sind Individuen maximal bereit, für die Verhinderung einer Verschlechterung

zu bezahlen?

Wenn eine Umweltverbesserung vorliegt, bemisst sich die Kompensierende Varia-tion an jenem Einkommensbetrag, den ein Individuum für eine verbesserte Qualität eines Umweltgutes bezahlen würde, sodass sein ursprüngliches Nutzenniveau erhal-ten bleibt (maximale Zahlungsbereitschaft). Wird eine Umweltverschlechterung be-trachtet, kann der Geldbetrag ermittelt werden, der das Individuum für die Veränderung bei einer Gewährleistung des ursprünglichen Nutzenniveaus kompen-siert (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.

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Variation bei einer Umweltverbesserung den Einkommensbetrag, der mindestens erforderlich ist, damit ein Individuum ohne Eintritt der Verbesserung das höhere Nut-zenniveau erreicht (minimale Entschädigungsforderung). Im Falle einer Umweltver-schlechterung hingegen bemisst sich die Äquivalente Variation anhand des Geldbe-trages, den ein Individuum maximal zu zahlen bereit ist, damit die Verschlechterung verhindert wird und das ursprüngliche Nutzenniveau erreicht wird (maximale Zah-lungsbereitschaft).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 Zahlungsbereit-schaft für eine Verbesserung der Wasserqualität der Elbe anzugeben. Der Zahlungs-betrag 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 eingegan-gen. Letztere sind insbesondere im Zusammenhang mit dem Optionsnutzen (der möglichen zukünftigen Nutzung eines Gutes) relevant.

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zukünftige Umweltveränderungen (z.B. aufgrund von Klimawandel) bewertet werden können. In beiden Fällen würde beobachtbares Verhalten keine hinreichenden Hin-weise auf die Wertschätzung geben. Andererseits wird gerade gegen diese Verfah-ren 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 hypo-thetische 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 ge-naue Definition der Umweltveränderung, die bewertet werden soll. Hier ist in der Re-gel 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 Nut-zen. 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 Um-weltgutes. Sind diese Fragen beantwortet, dann wird im nächsten Schritt der Frage-bogen 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 Hoch-rechnung der Zahlungsbereitschaft auf die Grundgesamtheit vorgenommen.

Obwohl es keine „verbindlichen“ Richtlinien für das Design einer „guten“ Kontin-genten Bewertungsstudie gibt, lassen sich doch einige Regeln für die Gestaltung be-nennen. Diese sind weitgehend auf Choice Experimente übertragbar. Ein früher Bei-trag zur Ausgestaltung von hypothetischen Märkten geht auf Fischhoff und Furby (1988) zurück. Sie haben u.a. eine Checkliste mit den Informationen über den hypo-thetischen Markt aufgestellt, die den befragten Personen zu vermitteln sind, um diese

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in die Lage zu versetzen, ihre Präferenzen analog zu realen Märkten äußern zu können. Weiterhin sind die schon erwähnten Richtlinien des NOAA-Panels zu nen-nen (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 fol-gende 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 Zah-lung), e) eine Methode, mit der die Präferenzen der befragten Personen hervorge-bracht 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 ge-macht, 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 geogra-phisch einzuordnen, der Status quo und der angestrebte Zielzustand sind zu benen-nen, 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 Bewer-tungen herangezogen werden, haben sie sich nicht als allgemein akzeptierte Regeln durchsetzen können. Vielmehr sind sie selbst zum Gegenstand der wissenschaftlichen Auseinandersetzung ge-worden. 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).

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schaften werden detailliert beschrieben, nur die wichtigsten und den Befragten ver-trauten Eigenschaften werden angeführt, oder das Gut wird mehr oder weniger all-gemein 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 (Gruppendiskussio-nen) und Pre-Tests können helfen, um das richtige Maß an Informationen festzule-gen und die relevanten Attribute festzustellen. Zumeist müssen sehr komplexe ökologische Zusammenhänge in eine (alltags-)verständliche Sprache übersetzt wer-den. Darüber hinaus sollten Befragte auf mögliche Substitute für das Umweltgut hin-gewiesen werden und auf alternative Ausgabemöglichkeiten. So wird in einigen Um-fragen 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 Um-setzung der Umweltveränderung/Maßnahmen muss für Respondenten glaubwürdig sein, als tatsächlich durchführbar gelten. Zweitens sind die Bedingungen, die zur Be-reitstellung 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 Zah-lungsvehikeln: 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 Bereitstel-lung des Umweltgutes. Andererseits gibt es bei freiwilligen Zahlungen z.B. Anreize, auf den Beiträgen anderer frei zu fahren. Überwiegend wird angeraten, keine freiwil-ligen 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

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„Erhöhungen der Einkommenssteuer“ oder Referenda zur Abstimmung über be-stimmte 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 Zah-lungsvehikels 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 Zeitpunk-ten) betrachtet. Untersuchungen dahin gehend wurden innerhalb und mithilfe ver-schiedener 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 Zeit-verlauf in einem hohen Maße miteinander korrelieren. Dazu gehört auch die Exxon Valdez Studie, die aus dem eingangs erwähnten Tankerunglück 1989 in Alaska re-sultiert. Diese Studie wurde nach zwei Jahren wiederholt, und nahezu identische Werte konnten ermittelt werden. Ähnliche Befunde können für Untersuchungen in-nerhalb ein und derselben Stichprobe berichtet werden (klassisches Test-Retest-Experiment), 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.

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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; Free-man III 2003).6 Bei der Content Validity bleibt zu prüfen, wie gut die Kontingente Be-wertung hinsichtlich ihrer theoretischen Grundlage und der beschrieben Umweltsitua-tion 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 Ein-flussvariablen 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 Reisekostenanaly-se). 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 Zahlungs-entscheidung vorgenommen (Freeman III 2003: 175). Sodann werden die Zahlungsbeträge mit denjenigen auf einem hypothetischen Markt in Beziehung ge-setzt. 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 Es werden die englischen Begriffe verwendet. 7 Für einen Überblick zu Untersuchungen mit „simulated markets“ und hypothetischen und realen Zah-lungen sei auf Hoevenagel (1994a: 213ff) und Bateman et al. (2002: 317) verweisen. Die darin be-handelten Studien kommen zu unterschiedlichen Ergebnissen, legen aber durchaus eine „Criterion Validity“ der Kontingenten Bewertung nahe.

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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 Kompensations-forderung 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 Alterna-tiven 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 Umwelt-gut 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 NOAA-Panel 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).

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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 Natur-landschaft 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 Be-fragten, 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 Informatio-nen zu bekommen, wurde daher das doppelte Frageformat (double bounded) entwi-ckelt, 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-

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sem Format nur noch nominale oder ordinale Daten über die Zahlungsbereitschaft vorliegen (Hanemann und Kanninen 1999; McFadden 2001). Dabei kann die Spezifi-kation des ökonometrischen Modells selbst deutlichen Einfluss auf das Ergebnis ha-ben.

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 aller-dings 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 Ant-worten 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 Ur-sprung 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 Baumartenzu-sammensetzung, 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 ver-schiedenen Alternativen/Umweltgütern, die mit ihren Attributen und deren

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Ausprägungen beschrieben werden (Hanley et al. 1998).8 Um die Zahlungsbereit-schaft für eine Umweltveränderung ermitteln zu können, enthalten Choice Experi-mente 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 Perso-nen gewählt (Bennett und Blamey 2001a: 6). Es wird demnach ebenfalls ein hypo-thetisches 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 gene-riert werden. Choice Experimente enthalten nach Louviere (2001: 14) folgende Ele-mente: 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 Unter-schiede in den Wahlmöglichkeiten beschreiben, weil davon ausgegangen wird, dass diese Eigenschaften Entscheidungen von Personen beeinflussen, c) ein Set an Le-vels oder Ausprägungen, die jeder Eigenschaft einer Wahloption zugeordnet werden, um die Bandbreite an Variationen der Eigenschaften in Bezug auf das Untersu-chungsobjekt 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 Parameter-schätzungen gewährleisten, die auf Effekte einzelner Faktoren (Attribute) abzielen und nicht mit anderen Faktoren korrelieren (Hanley et al. 1998: 415). Mit einem sol-chen so genannten orthogonalen Design können Effekte von einzelnen Attributen auf die Entscheidung der Befragten hinsichtlich der präsentierten Alternativen isoliert be- 8 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 faktoriel-len Survey (Vignettenanalyse), die in der Soziologie (u.a. zur Messung von Normen) zunehmend ein-gesetzt wird (vgl. u.a. Beck und Opp 2001). Für ein Vignettenexperiment zur Rolle der sozialen Ein-bettung beim Kauf eines Gebrauchtwagens sei auf Buskens und Weesie (2000) verwiesen.

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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 Al-ternativen/Optionen, wie durch Waldumbaumaßnahmen eine Verbesserung der bio-logischen Vielfalt im Wald erreicht werden kann. Diese beiden Optionen (M) werden mit drei Attributen in Richtung von Verbesserungen der Vielfalt beschrieben, die ein-treten, 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 Attri-bute, 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 so-mit 16 Freiheitsgrade für die Haupteffekte ergeben. Jedes orthogonale Design dieser Haupteffekte mit mehr als 16 Kombinationen an Eigenschaftsausprägungen ist aus-reichend, um alle Haupteffekte orthogonal zu schätzen.11 In neuerer Zeit werden al-lerdings zunehmend nicht mehr rein orthogonale Designs verwendet, sondern com-puterbasiert solche, die schwächere Kriterien heranziehen, aber einen größeren Ge-staltungsspielraum 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 con-cept of degrees of freedom, and leads naturally to the conclusion that there are L – 1 degrees of free-dom 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 attrib-utes 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 Konstruk-tion 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 si-cher gestellt sein, dass jedes Set ungefähr von 50 Personen bewertet wird (Bennett und Adamowicz 2001: 59).

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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 politi-schen 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 Ant-worten 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 vie-le gefährdete Arten in einem Wald geschützt werden (5, 25, 45.. usw.). Vor allem aber sollten die Ausprägungen, die Unterschiede in einzelnen Attributen kennzeich-nen, 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 Experimen-ten wird folgend anhand einer Gegenüberstellung von zwei verschiedenen Fragege-staltungen in Tabelle 3 illustriert, die aus Bennett und Adamowicz (2001: 39/41) ent-nommen ist.12 In dem Beispiel würde bei der Kontingenten Bewertung in einer Be-fragung 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 va-riieren, der Anzahl an gefährdeten Arten usw. In Befragungen würden mehrere sol-cher 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 bei-spielsweise gewillt sein, Einschränkungen in der Erholungsnutzung eines Waldgebie-tes 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.

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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 Kontin-genten Bewertung nicht möglich sind.

Tabelle 3: Beispiele für eine KB-Frage und ein Choice-Set

KB-Frage Choice-Set 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 vegeta-tion 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

Question Y: Consider carefully each of the following three options. Suppose the options were the only ones avail-able, which one would you choose?

Alternative Attribute

‘Status Quo’

alternative

Proposed alternative

1

Proposed alternative

2 Number of endangered species

5

15

15

Hectares of healthy native vegetation

1500

1800

2100

Visitor days per annum

2000

3000

2000

Cost to you ($)

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

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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 An-fang 2001 auf rund 50 Studien, in denen die Kontingente Bewertung eingesetzt wur-de. Seit diesem Zeitpunkt sind noch einige Studien hinzugekommen, darunter auch eine Anwendung der Choice Experimente. Diese und eine Auswahl neuerer KB-Studien 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 Bewertungsstu-dien 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 Arbei-ten 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). Al-lerdings weisen diese Variablen in etlichen Studien nur eine geringe Erklärungskraft auf (Enneking 1999, Meyerhoff 2004).

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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 (Solnho-fen, Altmühltal)

0,45 (pro Übernachtung) auf Rügen 1,2 (pro Übernachtung) in Solnhofen

Enneking (1999) KB Wiedervernässung von Weiden zum Schutz ver-schiedener 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 mögli-chen 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 Viel-falt

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 Land-schaftsfunktionen (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 Landschafts-bild 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.

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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 kollekti-ver 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 „fal-sche/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 herangezo-gen 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 letz-terer in der Umweltökonomie eher jüngeren Datums ist, liegen über ihre Performanz noch wenige empirische Ergebnisse vor. In einem zweiten Schritt werden theoreti-sche Anknüpfungspunkte aus Nachbardisziplinen der Ökonomie behandelt, insbe-

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sondere der Soziologie, Sozialpsychologie und Psychologie. Der Rückgriff auf Erklärungsangebote dieser Disziplinen erfolgte nicht zuletzt als Reaktion auf die me-thodischen 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 verbun-den. An dieser Stelle werden zunächst einige dieser Probleme in Anlehnung an Hoevenagel (1994a: 216ff) und Bateman et al. (2002: 302ff) benannt. Ein besonde-res Augenmerk wird dann auf zwei zentrale Probleme gelegt, den Umgang mit Pro-testantworten und dem Einbettungseffekt.

Aufgrund des hypothetischen Charakters von Zahlungsentscheidungen ergeben sich potenzielle Verzerrungseffekte, die sich in drei Bereiche untereilen lassen. Ers-tens bestehen mitunter Anreize zur Äußerung unwahrheitsgemäßer Zahlungs-bereitschaften. 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 Finanzie-rung zusammen kommen würde. Zweitens sind Verzerrungen infolge implizierter Bewertungshinweise zu nennen. Durch das Design und die Konstruktion des hypo-thetischen Marktes gegebene Informationen können von den Befragten so verstan-den werden, dass sie Hinweise auf den „richtigen“ Wert des Gutes darstellen. So ge-ben 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

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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. Proble-me dieser Kategorie liegen vor, wenn Befragte das Bewertungsszenario nicht so wahrnehmen, wie es vom Forscher beabsichtigt war. Zum einen kann das beschrie-bene 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 Bereitstel-lung 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. Systema-tische Fehler treten dann auf, wenn Personen das Vehikel als ungünstig oder unge-eignet wahrnehmen oder dieses selbst dem Interesse des Forschers entgegenste-hend 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. auf-grund der Ausgestaltung des hypothetischen Marktes, die Zahlungsbereitschaftsfra-ge verweigern bzw. eine Zahlungsbereitschaft von Null angeben (Bateman et al. 2002: 311), tatsächlich jedoch eine positive Wertschätzung gegenüber dem zu be-wertenden Gut haben. Befragte „protestieren“ beispielsweise gegen das Zahlungs-vehikel „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 eindeuti-gen Regeln, so dass Protestantworten bisher oft anhand von ad-hoc-Kriterien festge-legt 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).

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sagen vorgelegt werden: „I can’t afford to pay for the good“, „The good is not impor-tant 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 aus-geschlossen werden, während die anderen als „wahre“ Null in die Auswertungen eingehen. In jüngster Zeit wird vor allem diskutiert, inwieweit Zahlungsbereite eben-falls 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 Pro-testüberzeugungen 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). So-bald 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 NOAA-Panel von Arrow et al. (1993) wird darauf verwiesen.

Kahneman (1986) und Kahneman und Knetsch (1992) haben verschiedene Expe-rimente/Befragungen durchgeführt, anhand derer sie den Einbettungseffekt nachge-wiesen haben. Personen haben für verschiedene Formen der Einbettung von Gütern (z.B. Katastrophenschutz) Beträge benannt, die sich nicht statistisch signifikant von-einander unterschieden haben. Zudem haben verschiedene Gruppen entweder den Grad empfundener moralischer Befriedigung durch eine Zahlung oder ihre maximale

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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 Erk-lärungshypothese 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 Befriedi-gung. 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 Anforde-rungen 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 Diskus-sion 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-

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nutzungsunabhängiger Werte von Umweltgütern entwickelt. Die Suche nach Erklärungsmodellen aus anderen Disziplinen als der Ökonomie wurde und wird vor-rangig 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 ge-planten Handelns von Ajzen (1991) geben Bedingungen an, unter denen eine Ver-haltensintention (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 wie-derum suchen die Frage zu beantworten, wie Individuen eine Zahlungsentscheidung treffen. Im Folgenden werden einige dieser theoretischen Anknüpfungspunkte aufge-zeigt, 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 Untersu-chungen zur Zahlungsbereitschaft für Umweltgüter auftreten. Einstellungen lassen sich nach Eagly und Chaiken (1993: 1) wie folgt definieren: „Attitude is a psychologi-cal 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 wer-den, sodass der scope-test erfüllt ist.

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sie erst herausgebildet, wenn eine Person auf ein Objekt in einer affektiven, kogniti-ven 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 Einstellun-gen 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 Um-weltgut. Zudem ist die Einstellung von Personen gegenüber einem Objekt in der Re-gel 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 Fett-anteil) 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 – notwendi-gerweise Restriktionen unterliegen (z.B. Budgetrestriktionen). Entscheiden sich Per-sonen 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 Kontingen-ten 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 Ten-denz dahin gehend festgestellt, dass Geldbeiträge, die individuelle Unterstützung

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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 Zahlungsbe-reitschaft 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 Zah-lungsbereitschaftsanalysen 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 ent-gegengebracht, 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 konkurrie-rende Größe zu Präferenzen zu verstehen, können sie auch als komplementäre In-formation Eingang in die ökonomische Bewertung finden. Komplementär, weil bei der Erhebung bestimmter Einstellungen geprüft werden kann, ob der geäußerten Zah-lungsbereitschaft 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 be-darf es zusätzlicher Informationen darüber, ob dem geäußerten Verhalten „Zah-lungsbereitschaft“ 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-

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fasst, die durch die Einstellung gegenüber der Zahlung, der subjektiven Norm – in-wieweit das soziale Umfeld eine Zahlung befürwortet oder ablehnt – und der wahr-genommenen Verhaltenskontrolle determiniert (vgl. Ajzen und Peterson 1988). Besteht nun zwischen bestimmten Einstellungen und der geäußerten Verhaltensin-tention ein enger Zusammenhang, dann kann dies als ein Hinweis gewertet werden, dass eine Zahlung tatsächlich/real erfolgen würde, da die Verhaltensintention wie-derum fast vollständig das fragliche Verhalten erklärt. Diese Argumentation geht auf Bishop und Heberlein (1986: 146) zurück (siehe auch Ajzen und Peterson 1988 so-wie 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 Kon-sequenzen einer Handlungsausführung bewusst sein. Blamey (1998a, 1998b) erwei-tert das Modell von Schwartz um Aspekte der Bereitstellung kollektiver Güter. Diese Modellerweiterung beinhaltet im Wesentlichen drei Komponenten: die Rolle von Or-ganisationen, Vertrauen und Aspekte der Gerechtigkeit. Akteure werden nicht als isoliert, sondern als sozial eingebettet betrachtet. Individuelle Beiträge zu einem Kol-lektivgut 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 zei-gen, z.B. eine fehlende Akzeptanz der Maßnahmen zur Bereitstellung des Umweltgu-tes oder ein fehlendes Vertrauen in Institutionen, die für die Bereitstellung verant-wortlich sind, dann unterliegen Entscheidungen nicht direkt demjenigen ökonomischen Kalkül, das bei der Bewertung vorausgesetzt wird, und Zahlungsent-scheidungen 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 wur-den gefragt, ob sie eine einmalige Zahlung von 50 australischen Dollar leisten

16 Für einen Überblick zu Studien und Ergebnissen zweier Kontingenter Bewertungen zum Watten-meer und zur Elbe, in denen explizit der Zusammenhang zwischen Einstellungen gegenüber dem Verhalten und der Zahlungsbereitschaft untersucht wird, sei auf Meyerhoff (2004) verwiesen.

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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 Ver-trauen und die Wahrnehmung einer persönlichen Verantwortung für eine Zahlung haben ihre Bestätigung gefunden. Insgesamt wurde zudem deutlich, dass die Befrag-ten zum Teil eine Zahlung als einen Beitrag zu einer „guten Sache“ ansehen (Bei-tragsmodell), was wiederum kritische Rückschlüsse auf die Grundlagen der ökonomischen Bewertung zulässt und die Verwendung von Ergebnissen in Kosten-Nutzen-Analysen anzweifelt. Allerdings bleibt festzuhalten, dass umfassende quanti-tative Untersuchungen zum Normaktivierungsmodell bisher noch ausstehen.

VI. SCHLUSSBEMERKUNGEN UND AUSBLICK

Die monetäre Bewertung von Umweltgütern ist ein fester Bestandteil der Um-weltökonomie und wird seit längerem für die unterschiedlichsten Umweltressourcen angewandt. Oftmals, selten jedoch in Deutschland, sind die empirischen Studien Auf-tragsarbeiten von öffentlichen Institutionen (Kommunen, Behörden usw.). Neben ex-plizit 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 Euro-pa. Der Hauptgrund, warum Zahlungsbereitschaftsanalysen in Europa erst in jüngst-ter 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, show-ing 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 assess-ment techniques for decision problems, alternative actions, or regulatory measure” (Bonnieux und Rainelli 1999: 594).

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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 zwi-schen Theorie und empirischen Untersuchungsergebnissen und infolge von Proble-men 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 eini-ge der kritischen Aspekte wie Protestantworten oder den Einbettungseffekt wurde näher eingegangen. Seit einiger Zeit werden zur Umweltbewertung neben der Kon-tingenten Bewertung immer häufiger auch Choice Experimente eingesetzt. Sie ste-hen 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 Protestant-worten oder „Warm Glow“-Motivationen besser messbar sind. Hier können und soll-ten 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 Stich-worte ausreichen: soziale Normen, Fairness, kollektives Handeln und der Zusam-menhang 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-

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weltökonomen überlassen will. Der vorliegende Beitrag sollte im Endergebnis ver-deutlicht haben, dass es gute Gründe gibt, dies nicht zu tun.

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