Anwendung der Lebenszufriedenheitsanalyse zur monetären Bewertung der Luftqualität

Inhaltsverzeichnis

Abbildungsverzeichnis

Tabellenverzeichnis

Abkürzungsverzeichnis

1 Einleitung

2 Grundlagen der ökonomischen Umweltbewertung
2.1 Der ökonomische Wert von Natur
2.2 Warum bedarf es einer ökonomischen Bewertung von Umwelt?
2.3 Wohlfahrtsökonomische Grundlagen in der ökologischen Ökonomie
2.4 Klassische monetäre Bewertungsmethoden
2.4.1 Indirekte Methoden (Revealed Preference Methods)
2.4.2 Direkte Methoden (Stated Preference Methods)
2.4.3 Beurteilung klassischer Methoden für die eigene Fragestellung
2.5 Zusammenfassung

3 Glücksforschung
3.1 Was ist Glücksforschung?
3.2 Messen des Glücks
3.3 Determinanten des Glücks (Forschungsstand)
3.4 Glück in der Ökonomie
3.5 Zusammenfassung

4 Lebenszufriedenheitsanalyse (LZA)
4.1 Empirische Strategie der LZA
4.2 Forschungsstand der LZA
4.3 Vorteile der LZA zu den klassischen Bewertungsmethoden
4.4 Zusammenfassung

5 Datengrundlage
5.1 Datenbasis
5.2 Datenumformung

6 Operationalisierung der Variablen
6.1 Allgemeine Lebenszufriedenheit
6.2 Luftverschmutzung und Einkommen
6.3 Kovariablen

7 Empirische Ergebnisse
7.1 Deskriptive Ergebnisse
7.2 Einführung in die Panelanalyse
7.3 Modellierung
7.4 Zusammenfassung

8 Trade-Off-Verhältnis zwischen Einkommen und NO²

9 Zusammenfassung der Ergebnisse, Kritik und Ausblick

Literaturverzeichnis

Anhang

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1: Kompensierende und Äquivalente Variation

Abbildung 2: Der ökonomische Gesamtwert eines Umweltgutes

Abbildung 3: Raumordnungsregionen (ROR)

Abbildung 4: Zeitliche Entwicklung der durchschnittlichen Lebenszufriedenheit von 2001-2009

Abbildung 5: Räumliche Verteilung der individuellen Lebenszufriedenheit

Abbildung 6: Zeitliche Entwicklung der durchschnittlichen -Konzentration von 2001-2009

Abbildung 7: Räumliche Verteilung der -Konzentration

Abbildung 8: Räumliche Entwicklung der -Konzentration von 2001-2009

Tabellenverzeichnis

Tabelle 1: Verteilung der Lebenszufriedenheit, der -Konzentration und des Einkommens

Tabelle 2: Korrelationsmatrix für die Lebenszufriedenheit, und das Einkom- men

Tabelle 3: Einfluss von und des Einkommens auf die Lebenszufriedenheit

Tabelle 4: Determinanten der Lebenszufriedenheit

Tabelle 5: Interaktionseffekt: Einfluss von auf die Lebenszufriedenheit der Subgruppe ‚besorgt um die Umwelt’

Abkürzungsverzeichnis

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Danksagung

An dieser Stelle möchte ich mich bei meinem Betreuer Tobias Wolbring bedanken. Durch seine Unterstützung war es mir möglich meine regionalbezogenen Datenanalyse des Sozio-oekonomischen Panels, den Datenschutzkonzept des Deutschen Institutes für Wirtschaftsforschung (DIW) entsprechend, an der Sozialwissenschaftlichen Fakultät der Ludwig-Maximilians-Universität zu München ausführen zu können. Weiter möchte ich Eva Negele danken, welche mir einen Überblick im Umgang mit den Daten des Sozio-oekonomischen Panels bezogen auf Raumanalysen bieten konnte.

1 Einleitung

Artensterben, Abfallprobleme, Rückgang der Trinkwasserreserven, Atommüll, globale Erwärmung, fortschreitende Wüstenbildung sowie Erosion landwirtschaftlichen Bodens und Luftverschmutzung durch Industrie und Straßenverkehr sind gegenwärtige Proble- me verschiedener Nationen auf diesem Erdball. Aufmerksamkeit für die zu starke Bean- spruchung der Natur durch den Menschen wurde der Umwelt allerdings meist erst durch ihre gravierenden Veränderungen, wie beispielsweise Änderungen im Weltklima, welt- weit steigende Hungerzahlen oder Überschwemmungen von Küstenlinien, gewidmet.

In der Soziologie wuchs die internationale Aufmerksamkeit, bezogen auf das Feld der Ökologie, erst zu Beginn der 80er-Jahre des letzten Jahrhunderts. Die Popularität des Bereiches der Ökologie ging mit dem öffentlichen Interesse an Umweltthemen einher. Denn bis zu diesem Zeitpunkt dominierte nicht nur in der Soziologie die Einstellung, dass die Menschheit aufgrund ihrer außergewöhnlichen Errungenschaften in Technolo- gien, Sprache, Kultur und vielem mehr von Beschränkungen der Natur befreit sei (vgl. Dunlap 1997:21). Eine nicht zu missachtende Tatsache ist allerdings, dass Gesellschaf- ten die Umwelt schädigen und die von ihnen verursachten Schäden auf sie zurückwir- ken. „[…] increasing awareness that ‚environment’ was more than just another social problem, and that environment conditions could indeed affect society“ (Dunlap 1997:23). Heute liegen in der Soziologie eine Vielzahl an ökologisch relevanten Arbei- ten zu Themengebieten, wie beispielsweise dem Umweltbewusstsein und Umweltver- halten (z.B. Diekmann und Preisendörfer (1992)) oder technologischen Risiken (z.B. Beck (1986)) vor.

Das wachsende Interesse im Bereich der Ökologie in den 80er-Jahre beschränkte sich jedoch nicht nur auf die Soziologie, sondern ebenfalls auf weitere sozialwissenschaftli- che Fachrichtungen wie unter anderem die Ökonomie. Die Ökonomie sieht ihre Aufga- be im Bereich der Ökologie im Besonderen darin, die Nutzung der Umweltressourcen „[…] der Menschen so zu gestalten, dass sie ihre materiellen Bedürfnisse in einer durch Knappheit gekennzeichneten Welt befriedigen können“ (Pruckner 1995:3). Dabei steht die Wirtschaftlichkeit von Ressourcen in Konkurrenz zu ihrem Erhalt. Folglich kon- zentrieren sich Ökonomen auf Preisanreize, um Umweltverhalten zu beeinflussen und somit eine effiziente Bereitstellung von Umweltgütern leisten zu können.

In der Suche nach institutionellen Regelungen, die einen Einfluss auf das Umweltver- halten haben, überschneiden und ergänzen sich die Ökonomie und die Soziologie in Theorien, wie beispielsweise der Rational Choice Theorie und in der empirischen Über- prüfung ihrer Annahmen. Auch die Soziologie interessiert sich für Preise als Anreize für umweltfreundliches Verhalten. Denn durch empirische Untersuchungen zur Über- prüfung von nutzen- und wohlfahrtstheoretischen Grundannahmen auf der Basis des in der Ökonomie dominierenden Konzepts des Entscheidungsnutzens wurde deutlich, dass individuelle Handlungen nicht nur in Umweltsituationen von diesen Grundannahmen abweichen (siehe z.B. die Low-Cost-Hypothese von Diekmann und Preisendörfer (1992,1998), nach der umweltfreundliches Verhalten nur im Low-Cost-Situtionen statt- findet).

Was hält ein Individuum dazu an, die Umwelt nicht zu verschmutzen bzw. nicht zu überlasten? Wie viel ist ein Individuum bereit zu zahlen, um eine Verschlechterung in einer bestimmten Umweltqualität zu verhindern? Oder auf wie viel ist ein Individuum bereit zu verzichten, um eine Verbesserung in einem Umweltgut wie der Luft-, Wasseroder Bodenqualität zu erhalten?

Bisherige Bewertungsmethoden der Ökonomie, um Kosten für den Umweltschutz zu erfassen, lassen sich in zwei Verfahren aufteilen: indirekte Verfahren (Beobachten von Wirtschaftssubjekten) und direkte Verfahren (durch Befragungstechniken). Hierbei be- vorzugen Ökonomen im Besonderen indirekte Verfahren und Soziologen interessieren sich mehr für direkte Verfahren (vgl. Liebe und Preisendörfer 2007:327). Beide Verfah- ren weisen allerdings gravierende Mängel auf, wie beispielsweise die Verletzung der Gleichgewichtsannahme des Marktes in der Realität (indirekte Verfahren), sowie Ver- zerrungen der Ergebnisse durch den hypothetischen Charakter der Fragen in Befra- gungssituationen (direkte Verfahren).

Eine vollständig neue, von der Ökonomie entwickelte Bewertungsmethode ist die erst während der letzten 10 Jahre entstandenen Lebenszufriedenheitsanalyse (LZA). Die LZA entstammt dem Bereich der Glücksforschung, in welchem versucht wird, Deter- minanten des Glücks aufzudecken. Hier konnte aufgezeigt werden, dass die Luft- oder Wasserqualität, Lärm, Dürren, Hochwasser und eine Vielzahl weiterer Umweltgüter einen Einfluss auf die Lebenszufriedenheit haben. In der LZA werden die Ergebnisse aus der Glücksforschung bezüglich des Einflusses von Umweltgütern auf die individu- elle Lebenszufriedenheit oder auch die Lebenszufriedenheit auf der Kollektivebene her- angezogen, um die monetäre Bewertung von Umweltgütern auf der Basis eines neuen Nutzenkonzeptes, dem Erfahrungsnutzen, gegenüber dem traditionellen Entscheidungsnutzen, zu erhalten. Dies geschieht, indem die Determinanten des Einkommens und des Umweltgutes auf das Glück in ein Trade-off-Verhältnis gesetzt werden, um die monetäre Bewertung für dieses Umweltgut zu erhalten.

Zieldieser Arbeit wird es sein, am Beispiel eines Umweltgutes, nämlich dem der Luftverschmutzung, gemessen am Luftschadstoff Stickstoffdioxid ( ), die Zahlungsbereitschaft für marginale Änderungen in der Umweltqualität durch die LZA zu erfassen. Hieraus ergibt sich die in dieser Arbeit zu untersuchendeForschungsfrage:

Lässt sich durch die Lebenszufriedenheitsanalyse (LZA) eine monetäre Bewertung vonÄnderungen in Stickstoffdioxid ( ) berechnen?

Letztlich splittet sich diese Frage in zwei Teilbereiche. Denn zur Beantwortung dieser Frage ist es zunächst notwendig zu erfahren, oberstensÄnderungen in der - Konzentration einen Einfluss auf die individuelle Lebenszufriedenheit haben. Erst danach ist es möglich zu ermitteln, wie viel Einkommen einem Individuum(zweitens)hypothetisch entzogen werden kann, um den durch die Verbesserung der Luftqualität eingetretenen Anstieg der Lebenszufriedenheit konstant zu halten.

Hierbei wird kein Anspruch auf die Darstellung repräsentativer Ergebnisse gelegt. Es wird versucht, die Bewertungsmethode der LZA auf das regional abhängige Umweltgut und der Grundlage der Daten des Sozio-oekonomischen Panels sowie den Daten des Umweltbundesamtes II. 4.2 auf der geographischen Fläche Deutschlandes zu über- prüfen. Die Analyse bezieht sich auf individuelle Paneldaten, weshalb sich die Analyse der Paneldaten auf die Mikroebene eingrenzen wird. Der theoretische und konzeptionel- le Rahmen wird sich auf ökonomische Bewertungsverfahren von Umweltgütern und Ergebnissen der Glücksforschung konzentrieren. Wie noch gezeigt werden wird, han- delt es sich nicht nur im Bereich der ökologischen Forschung, sondern auch in der Glücksforschung um ein interdisziplinäres Forschungsfeld. Soziologische Einflüsse werden im Besonderen in der Beantwortung der Fragestellung durch die Datenanalyse erfolgen. Hierbei wird ein Fixed-Effects-Modell verwendet, um in einem nächsten

Schritt die monetäre Bewertung einer Änderung in der -Konzentration anhand der

Zahlungsbereitschaft zu berechnen.

Diese Arbeit teilt sich in zwei Bereiche auf. Der erste Teil(Kapitel 2 bis 4)wird den theoretischen und konzeptionellen Hintergrund sowie den Forschungsstand darlegen, auf die sich dann die Beantwortung der Forschungsfrage im zweiten Teil(Kapitel 5 bis 8)beziehen wird.

InKapitel 2wird zunächst versucht werden, die Grundlagen der ökonomischen Bewer- tung von Umweltgütern darzulegen. Hierbei wird damit begonnen zu versuchen, den ökonomischen Wert von Natur zu beschreiben, um darauffolgend ausführlich auf die Problemstellung in der monetären Bewertung von Umweltgütern in einem ökonomi- schen Rahmen näher einzugehen. Bevor die Standardverfahren in der ökologischen Ökonomie vorgestellt werden, um die individuellen Präferenzen zu erfassen, werden grundlegende wohlfahrtsökonomische Konzepte in der monetären Bewertung von Um- weltgütern vorgestellt. Bei der Anführung der Standardverfahren bzw. klassischen Be- wertungsverfahren der monetären Bewertung von Umweltgütern wird der Schwerpunkt auf ihrer Kritik liegen. Das nächste Kapitel,Kapitel 3, wird sich vollständig auf die Glücksforschung beziehen. Hier wird zunächst versucht, die Frage zu klären, worum es sich in der Glücksforschung handelt und in der Forschung bedeutende Determinanten der Lebenszufriedenheit vorgestellt. Ein weiterer Aspekt dieses Kapitels wird darin lie- gen, durch die Verwendung des Glücks in der Ökonomie den resultierenden Erfah- rungsnutzen vorzustellen, welcher sich von dem bisher dominierenden Konzept des Entscheidungsnutzens grundlegend unterscheidet. Schließlich wird inKapitel 4auf die Verwendung der LZA in der monetären Bewertung von Umweltgütern als neue Bewer- tungsmethode eingegangen. Hierbei werden ihre Vorteile gegenüber den klassischen Bewertungsmethoden hervorgehoben.

Ab diesem Punkt wird der empirische Teil dieser Arbeit beginnen. Zunächst wird inKapitel 5die Datengrundlage ausführlich beschrieben. Weshalb zunächst die beiden Datenquellen, das Sozio-oekonomische Panel und die Luftverschmutzungsdaten vom Umweltbundesamt, vorgestellt werden. Darauffolgend wird die Erstellung des für die Datenanalyse verwendeten Datensatzes beschrieben. Nach der Vorstellung der operati- onalisierten Variablen, inKapitel 6, wird sichKapitel 7mit der Auswertung der Daten befassen. Das Hauptaugenmerk wird hier in der Modellierung einer geeigneten Panelre-

gressionsgleichung liegen, um dann inKapitel 8das Trade-Off-Verhältnis zwischen

dem Einkommen und dem Umweltgut der -Konzentration beschreiben zu können. Abschießend werden inKapitel 9zentrale Aspekte dieser Arbeit zusammengefasst und methodische Kritik geäußert. Danach wird ein Ausblick für die Verwendung der LZA folgen.

2 Grundlagen der ökonomischen Umweltbewertung

In diesem Kapitel wird versucht, den ökonomischen Wert von Natur darzustellen (Kapi- tel 2.1) und die Notwendigkeit der monetären Bewertung von Umweltgütern aufzuzei- gen (Kapitel 2.2). Daraufhin wird ein Abschnitt über wohlfahrtsökonomische Grundla- gen folgen (Kapitel 2.3). Ausführlich wird auf verschiedene klassische Methoden in der Bestimmung von monetären Bewertungen für kollektive Umweltgüter in Kapitel 2.4 eingegangen. Abschließend werden zentrale Punkte zusammenfassend dargestellt (Ka- pitel 2.5).

2.1 Der ökonomische Wert von Natur

Die ökologische Umwelt dient dem Menschen als Lebensraum, als Ernährungsgrundla- ge, als Erholungslandschaft, als Quelle für erneuerbare und nicht-erneuerbare Ressour- cen, als Ort für wirtschaftliche Aktivitäten, als Vorbildfunktionen für technische Ent- wicklungen sowie als Auffangbecken für Schadstoffe. Zusammenfassend dient die Na- tur der Befriedigung der unterschiedlichsten menschschlichen Bedürfnisse (vgl. Krause et al. 2008:294).

Um ihren monetären Wert zu erfassen, eignet sich eine mikroökonomische Herange- hensweise. In dieser besitzen Güter nur insofern einen Wert, indem sie dem Sachverhalt der Knappheit unterworfen sind und der Befriedigung subjektiver Bedürfnisse dienen. Somit interessieren sich Ökonomen für den „greifbaren“ Wert, dem die Individuen der Umwelt oder einzelnen Komponenten der Umwelt beimessen, um ihren individuellen Nutzen zu maximieren.^[1]

Die Bestimmung des ökonomischen Wertes der Umwelt macht hierbei nur einen Sinn, wennÄnderungenin der ökologischen Umwelt betrachtet werden. Änderungen der Luft-, Wasser-, Bodenqualität oder beispielsweise des Zustandes von Wäldern, Flüssen und Seen, usw. Denn nur so lässt sich der Wert, den Individuen einem Umweltgut bei- messen, erheben. Folglich, wie viel eine Person bereit ist, von ihrem Einkommen auf- zugeben, um eine (marginale) Umweltqualitätsänderung (Luft, Wasser, etc.) zu erhal- ten.

Um den ökonomischen Wert eines Umweltgutes zu erhalten, konzentriert sich die mik- roökonomische Theorie zunächst auf die individuellen Präferenzen eines Individuums für ein bestimmtes Umweltgut. Der Nutzen eines Umweltgutes für ein Individuum spielt somit eine zentrale Rolle in seiner Bewertung. Folglich scheint es intuitiv folge- richtig, den Wert eines Umweltgutes nach seinen Nutzertypen (Nutzer und Nicht- Nutzer) zu klassifizieren.

Im Gegensatz zu einigen Umweltökonomen bevorzugt Freeman III (2003) jedoch die Differenzierung der Wertschätzung von Umweltgütern nicht aus der Perspektive der Nutzertypen in Nutzer und Nicht-Nutzer, sondern in unterschiedliche Werte eines Umweltgutes. Denn aus der Perspektive der Nutzer kann der Wert eines Umweltgutes nutzungsabhängig sowie nutzungsunabhängig sein und aus der Perspektive der NichtNutzer lediglich nutzungsunabhängig.

„I prefer the use-versus-nonuse distinction because it focuses on the presence or absence of activities involving the resource directly, rather than on characteris- tics of the individuals holding the values. There is no logical reason why a user of a resource could not also hold only nonuse values for a resource“ (Freeman III 2003:142).

Der ökonomische Wert eines Umweltgutes lässt sich durch die Orientierung an Freeman III (2003) in nutzungsabhängige (use values) und nutzungsunabhängige Güter (non-use values) aufteilen.

Nutzungsabhängige Güter wie beispielsweise die regionale Luft- oder Wasserqualität sowie beispielsweise der Besuch einer Erholungslandschaft haben für Nutzer einen Wert, der sich aus der tatsächlichen Nutzung ergibt. Ihr Wert hängt von der unmittelba- Im Gegensatz hierzu besitzen nutzungsunabhängige Güter einen Wert für Nutzer und Nicht-Nutzer und beziehen sich auf Umweltgüter mit einem Options-, Vermächtnis-, und Existenznutzen. Der Gesamtwert, der sich aus den nutzungsunabhängigen Umwelt- gütern ergibt, liegt in ihrer Bewahrung. ZumExistenznutzengehören hierbei zum Bei- spiel das Wissen, dass es Orang-Utans in Borneo „gut“ geht. Also handelt es sich hier- bei um den Schutz eines Umweltgutes ohne die Absicht dieses Umweltgut zu nutzen. Anders gestaltet sich die Absicht beimOptionsnutzen,der mit einschließt, dass Um- weltgut in Zukunft nutzen zu können. Und schließlich bezieht sich derVererbungsnut-zendarauf, dass es einen Nutzen gibt, ein Umweltgut an nächste Genrationen weiterge- ben zu können (vgl. Pruckner 1995:6).

Die hier aufgeführte Klassifizierung des ökonomischen Wertes von Umweltgütern stellt eine vereinfachte Version dar. Ein weitaus komplexeres Klassifizierungssystem stammt von Turner (1999).^[2] Die wesentlichen hier angeführten Aspekte decken sich aber mit dem Klassifizierungssystem von Turner (1999).

Nach dieser Darstellung des ökonomischen Wertes von Natur bleibt die Frage offen, warum es einer ökonomischen Bewertung von Natur bedarf. Hiermit wird sich das folgende Kapitel befassen.

2.2 Warum bedarf es einer ökonomischen Bewertung von Umwelt?

Umweltgüter gehören zu der Kategorie der kollektiven (bzw. öffentlichen) Güter. Kol- lektive Güter sind von einerNichtausschließbarkeitund von einerfehlenden Rivalitätim Konsum gekennzeichnet (vgl. Liebe 2007:26). Auch Luft ist ein Umweltgut, das niemandem exklusive Nutzungsrechte zuschreibt. Folglich kann niemand vom Ver- brauch von Luft ausgeschlossen werden und es besteht keine Rivalität in ihrem Kon- sum. Mit diesen Eigenschaften lässt sich ebenfalls das Problem der Allmende charakte- risieren,^[3] weshalb Umweltressourcen synonym als Allmende-Ressourcen bezeichnet werden.

Ein häufig genanntes Beispiel für ein Allmende-Problem oderAllmende-Dilemma^[4] ist die gemeinschaftliche Nutzung eines Weidegrundes. Jeder Landwirt wird seiner Rinderherde ein weiteres Rind hinzufügen bis seine Grenzkosten seinem Grenznutzen entsprechen. Das bedeutet, dass ein weiteres Tier den eigenen Tieren relativ wenig, aber im Vergleich hierzu vielen Fremden das Weideland wegfrisst (vgl. Diekmann und Preisendörfer 2001:10f.). Dieses Verhalten eines jeden Landwirtes führt zur Übernutzung des Weidegrundes und somit zu dessen Vernichtung.

„The rational herdsman concludes that the only sensible course for him to pursue is to add another animal to his herd. And another; and another But this is the conclusion reached by each and every rational herdsman sharing a commons. Therin is the tragedy. Each man is locked into a system that compels him to in- crease his herd without limit - in a world that is limited (Hardin 1968:1224).

Hardin (1968) prägte durch ihren viel zitierten Aufsatz in der Zeitschrift ‚Science’ auch den Begriff ,Tragedy of the Commons’, um auf das Allmende-Dilemma zu verweisen. In einer Welt mit nicht erneuerbaren Ressourcen herrsche ein System, in dem Nutzer dieser Ressourcen keine Schranken gesetzt sind.

In dieser Tragödie wird am Beispiel der Luftverschmutzung jede Industrie und jeder private Nutzer so stark die Luft verschmutzen wie er kann, da es nicht auf ihn, sondern auf die Kosten der anderen fallen wird. Das Verursacherprinzip tritt außer Kraft. Durch die Darstellung des Allmende-Problems wird das Problem externer Effekte deut- lich. Werden bei privaten Gütern Kosten internalisiert, so werden sie bei kollektiven (bzw. öffentlichen) Gütern externalisiert. Externe Kosten werden in der Ökonomie unter dem Begriff derexternen Effektebehandelt. Ein externer Effekt liegt vor, „[...] wenn eine Handlung eines Akteurs den Nutzen eines anderen Akteurs beeinflusst, ohne dass dieser Einfluss im Rahmen einer Markttransaktion entgolten wird“ (Diekmann und Jaeger 1996:20).

Ein Individuum wird ein Umweltgut, wie saubere Luft, nur schützen, wenn der Nutzen aus dem Schutz der sauberen Luft höher ist als der Nutzen der aus seiner Verschmut- zung entsteht. Auf gesellschaftlicher Ebene folgt, dass gesellschaftliche Kosten den sozialen Nutzen gegenübergestellt werden.

„Eine […] ökonomisch verhaltende Gesellschaft sollte zusätzliche Anstrengungen zur Vermeidung von Umweltverschmutzung dann unternehmen, wenn ihr die davon erwarteten zusätzlichen Nutzen mehr wert sind als die entgangenen Erträge eines alternativen Ressourceneinsatzes“ (Pruckner 1995:3).

Wie lässt sich die Schädigung vermeiden, wenn niemand von der Nutzung ausgeschlossen werden kann und keine Rivalität im Konsum besteht und somit Marktversagen herrscht? Nur diejenigen verbesserte Luft atmen zu lassen, die dafür gezahlt haben scheint schlicht nicht realisierbar. Des Weiteren, ist es ebenfalls unrealistisch und nicht wünschenswert, Konsumenten vom Konsum auszuschließen, wenn sie den Verbrauch anderer nicht beeinflussen, also das Atmen und Verschmutzen der Luft anderer nicht beeinträchtigen (vgl. Liebe 2007:27). Ein Gut unterliegt nur dann einer effizienten Nutzung, falls die Differenz aus volkswirtschaftlichem Nutzen und Kosten maximiert wird. Um eine effektive Nutzung zu erhalten, ist es notwendig, den volkswirtschaftlichen Nutzen und die Kosten zu kennen (vgl. Schmitz 2006:28).

Im Rahmen der ökonomischen Bewertung wird versucht, die wahren Präferenzen von Individuen für eine Änderung eines oder mehrerer Umweltgüter zu erfassen, um ihren Nutzen, den ihnen ein Umweltgut stiftet, zu erkennen und um eine optimale Bereitstellung für ein Umweltgut zu finden. Um die individuellen Präferenzen zu erfassen, haben sich nach Pruckner (1995) bisher zwei Präferenzerfassungsmethoden, dasindirekte Verfahren(für nutzungsunabhängige Güter) und dasdirekte Verfahren(für nutzungsabhängige Güter), durchgesetzt, auf die in Kapitel 2.4 eingegangen wird.

Durch die Erfassung der Präferenzen, ist es nach der ökonomischen Theorie möglich die Umwelt ökonomisch zu bewerten. Folglich ist es möglich Preisanreize für umwelt- freundliches Verhalten zu schaffen. Mit Pruckner (1995) lassen sich insgesamt fünf unterschiedliche Zwecke der ökonomischen Umweltbewertung zusammenfassen. Durch die Möglichkeit, die Umwelt monetär zu bewerten, ist es erstens möglich Kosten- Nutzenanalysen zu erstellen und somit Umweltprojekte gegeneinander abzuwägen. Zweitens können Umweltgesetze umfassend bewertet werden. Drittens ist es möglich durch das Messen der individuellen Präferenzen für die Beschädigung oder Zerstörung eines bestimmten Umweltgutes Schadensersatz zu berechnen. Schließlich besteht eine weitere Nutzung (viertens) in einer optimalen Ressourcenallokation (environmental costing), beim Auftreten negativer Extremitäten, um die Umwelt effizient nutzen zu können. Als letzten Anwendungsbereich (fünftens) zählt Pruckner die Berücksichtigung des Umweltzustandes in der volkswirtschaftlichen Gesamtrechnung (environmental accounting) auf (vgl. Pruckner 1995:3).

Ein zusätzliches Argument stellt das Verständlichkeitsargument dar. Durch die Messung der individuellen Präferenzen und der daraus resultierenden individuellen ökonomischen Bewertung von Umweltgütern ist es möglich die Umwelt als solche zu versachlichen und selbst den Laien in Umweltbelangen den Wert der Umwelt greifbar darzulegen (vgl. Schmitz 2009:28). Somit kann der Wert eines Umweltgutes einem Individuum über die Sprache des Geldes bewusst gemacht werden.^[5]

Bevor die verschiedenen Präferenzerfassungsverfahren bzw. Bewertungsverfahren vorgestellten werden, um den ökonomischen Gesamtwert eines Umweltgutes messen zu können (Kapitel 2.4), wird sich der nächste Abschnitt mit den wohlfahrtsökonomischen Grundlagen der Umweltbewertung beschäftigen.

2.3 Wohlfahrtsökonomische Grundlagen in der ökologischen Ökonomie

Die Wohlfahrtsökonomie befasst sich mit dem Bestimmen und Vergleichen der Kosten und des Nutzens von Gütern (private und öffentliche) gemäß dem Knappheitsprinzip. Von Bedeutung sind hierbei nicht die absoluten Werte, sondern es werden (marginale) Änderungen des Nutzens betrachtetet, die durch den Tausch von Gütern entstehen. Die- se Nutzenänderungen werden in der Ökonomie als Wohlfahrtseffekte bezeichnet. Ge- mäß der Nutzentheorie wird hierbei angenommen, dass Konsumentensouveränität, nach der Individuen ihren Präferenzen entsprechend konsumieren, besteht und Rationalität herrscht (vgl. Schmitz 2006:32). ^[6]

Um den Nutzenueines Individuums aus privaten Gütern (xl...xn) und verschiedenen Umweltgütern (ql qn) zu erhalten, wird der Nutzen maximiert:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

unter der Bedingung der Budgetrestriktion , mit dem Haushalts-Einkommenyund dem Preis p (vgl. Pruckner 1995:7). Nach der Nutzenfunktion lassen sich zunächst nur ordinale Vergleiche gewinnen, also ob einem Individuum ein Güterbündel mehr wert ist als ein anderes, aber nicht wie viel es ihm mehr wert ist.

Als Grundlage einer monetären Bewertung von (Umwelt-)Gütern lassen sich in der Ökonomie zwei formale Konzepte betrachten: dasMarshall’sche Maßund dasHick’sche Maß.

Marshall (1916) formulierte das Konzept der Konsumentenrente aus, wodurch basie- rend auf einer Nachfragefunktion marginale Änderungen betrachtet werden können. In diesem Konzept wird angenommen, dass ein Individuum seinen individuellen Nutzen zwischen zwei Gütern angeben kann. Die Marshall-Nachfragefunktion gibt an, wie sich die von einem Gut nachgefragte Menge ändert, wenn das Einkommen des Individuums konstant gehalten wird und der Preis des Gutes variiert wird. Das Maß misst die Summe aus Substitutions- und Einkommenseffekten. Eine Einkommensänderung verschiebt die Marshall’sche Nachfrage. Die Marshall-Nachfragefunktionen für Gut und lauten:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Diese Funktionen geben an, wie viel von Gut und Gut das Individuum bei fixem Einkommen und variierendem Preis nachfragt. Das Marshall-Maß eignet sich für die monetäre Bewertung von nutzungsabhängigen Umweltgütern (vgl. Buchholz 2007:32f.).

Wird hingegen nicht das Einkommen konstant gehalten, sondern das Nutzenniveau , resultieren die Hicks-Nachfragefunktionen für Gut x und Gut q:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

(vgl. ebd.). Mit der Nachfragfunktion von Hicks (1939) ist es möglich mittels der kom- pensierenden („compensating variation“KV)undäquivalenten („equivalent variation“ÄV)Variation, Einkommens- und Substitutionseffekte zu berechnen (vgl. Schmitz 2006:33).KVist der Betrag, um den das Einkommen geändert werden muss, um dasursprünglicheNutzenniveau zu erhalten. Individuen werden mit der Frage konfrontiert, wie viel sie bereit sind für eine Verbesserung der Umweltqualität zu zahlen (maximaleZahlungsbereitschaft).

Im Unterschied hierzu wird bei derÄVvon einemneuenNutzenniveau als Referenzwert ausgegangen. Es wird somit der Betrag betrachtet, den ein Individuum als Kompensation verlangt, um dasneueNutzenniveau zu erreichen und gefragt, wie viel ein Individuum verlangen würde, um auf diese Verbesserung zu verzichten (minimale Kompensationsforderung) (vgl. Loewenstein 2001:70, Pruckner 1995:7).

Im Fall des Hick’schen Maßes werden monetäre Bewertungen von Umweltqualitätsän- derungen bzw. Mengenänderungen eines Umweltgutes betrachtet, die sich direkt auf den individuellen Nutzen auswirken (ohne Umweg über den Preis von privaten Gütern).

Abbildung 1:Kompensierende undÄquivalente Variation

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Quelle: Welsch und Kühling 2009: 391

Die kompensierende (KV) und die äquivalente (ÄV) Variation sind in Abbildung 1 dar- gestellt. Auf der Abszisse ist das Einkommen ( )^[7], welches den Individuen zur Verfü- gung steht, abgebildet und auf der Ordinate wird die Umweltqualität bzw. Menge des Umweltgutes (" dargestellt. Angenommen die Ausgangssituation liegt in Punkt # mit der Indifferenzkurve $%. Gegeben es handelt sich um eine Umweltqualitätsverbesserung &", dann findet eine Bewegung von der Indifferenzkurve $% in Punkt A zur Indifferenz- kurve $' in Punkt B statt. Die Bewegung von Punkt B zurück zu Punkt C und somit der Abstand F-E entspricht der Idee des Konzeptes der ÄV. Dem Individuum muss mindes- tens der Betrag F-E bezahlt werden, damit es bereit ist auf einen Umweltqualitätsver- besserung von &" zu verzichten (minimalen Kompensationsforderung) (vgl. Welsch und Kühling 2009:391).

Die Bewegung von A auf der Indifferenzkurve $% zu Punkt D auf der Indifferenzkurve $' hingegen entspricht der Idee des Nutzenmaßes KV. Hier wird die Umweltqualität konstant gehalten und die maximale Zahlungsbereitschaft entspricht dem Abstand G-F. Im Falle einer Verschlechterung der Umweltqualität und gegeben dem Ausganspunkt B bezieht sich die maximale Zahlungsbereitschaft auf den Abstand F-G (Nutzenmaß KV) und die minimale Kompensationsforderung auf den Abstand E-F (Nutzenmaß ÄV) (vgl. ebd.).

Folglich existieren zwei Konzepte des Hick’schen Maßes, um Änderungen in (Umwelt- )Gütern zu fassen: die maximalenZahlungsbereitschaftund die minimaleKompensati-onsforderung.Beide eignen sich im Besonderen für die monetäre Bewertung nutzungs- unabhängiger Güter, aber ebenfalls für nutzungsabhängige Güter (hier werden dann anstelle Mengenänderungen im Besonderen Preisänderungen betrachtet). Es fällt jedoch auf, dass der Wert der Zahlungsbereitschaft bei der Betrachtung gleicher Mengenänderungen in der Bewertung von Umweltgütern grundsätzlich nicht dem der Kompensationsforderung entspricht. Handelt es sich um eine Verbesserung der Um- weltqualität ist die Zahlungsbereitschaft in der Regel geringer (in Abbildung 1 G-F) als die Kompensationsforderung (in Abbildung 1 F-E).

Der Unterschied zwischen den beiden Konzepten lässt sich theoretisch begründen. Während sich im Falle von Preisänderungen der Unterschied allein durch Einkommens- effekte erklären lässt, trifft dies bei den hier betrachteten Mengenänderungen in der Umwelt bzw. Umweltqualitätsänderung nicht zu. Hier lässt sich die Differenz in den beiden Wohlfahrtsmaßen, zum einem in ihrer Abhängigkeit von der Einkommenselasti- zität der Nachfrage nach dem Umweltgut, als auch von der Substitutionselastizität zwi- schen dem Umweltgut und dem privaten Gut begründen. Die maximale Zahlungsbereit- schaft würde dem Betrag der minimalen Kompensationsforderung nur dann entspre- chen, falls die Einkommenselastizität der Nachfrage Null und die beiden Güter perfekte Substitute wären. Beträgt allerdings der Wert der Substitutionselastizität Null, in dem Sinne, dass es keinen Ersatz für Umweltqualität gibt, geht der Unterschied zwischen der maximalen Zahlungsbereitschaft und der minimalen Kompensationsforderung gegen unendlich (vgl. Pruckner 1995:8 f.).^[8]

Empirisch wurde dieser Unterschied von einigen Studien belegt. Perman et al. (2003) können aufzeigen, dass Verluste in der Umweltqualität von Individuen höher bewertet werden als Gewinne, aber auch, dass der Unterschied in den beiden Maßen mit der mangelnden Vertrautheit mit der Marktsituation begründet ist und somit mit einer Unsicherheit seitens der Individuen ihre wahren Präferenzen zu nennen. Somit spielen ebenfalls psychologische Aspekte eine Rolle.

Zusammenfassend lässt sich festhalten, dass in Bezug auf die monetäre Bewertung eines Umweltgutes im Falle von nutzungsunabhängigen (non-use values) Gütern auf die maximale Zahlungsbereitschaft oder minimale Kompensationsforderung (Hick’sche Maß) zurückgegriffen werden kann. Handelt es sich bei dem Umweltgut um ein nutzungsabhängiges Gut, eignet sich die Verwendung der Konsumentenrente (Marshall Maß) und das Hick’sche Maß. Die Entscheidung für ein Wohlfahrtsmaß hängt folglich von dem zu untersuchenden Umweltgut ab.

2.4 Klassische monetäre Bewertungsmethoden

„Given the absence of markets for public goods and environmental goods, how can in- formation on demand and benefits be obtained“ (Freeman III 2003:95)?

Um Bewertungen des Wertes von Umweltgütern zu erhalten, werden aus ökonomischer Sicht Daten über die individuellen Präferenzen bzw. Nachfrage eines Umweltgutes be- nötigt, die sich durch verschiedene Methoden erheben lassen. Eine Möglichkeit stellt dieindirekte Methode (Revealed Preference Method)dar und eine andere ist die der direkten Methode (States Preference Method). Die Verwendung dieser beiden Katego- rien ist in der Literatur über die Messbarkeit von Umweltgütern populär und hat sich über die Zeit hinweg gewandelt. Während A. Myrick Freeman III in der ersten Auflage seines Klassikers im Bereich der ökologischen Ökonomie ,Measurement of Environ- mental and Resource Values’ 1993 noch von „observed methods“ und „hypotheticalmethods“ sprach, verwendet er in seiner aktuellen Auflage von 2003 die Bezeichnung „revaled preferernces“ und „stated preferences“, in Anlehnung an Carson et al. (1999). Dabei besteht der Unterschied zwischen den beiden genannten Methoden darin, dass beiindirektenVerfahren, (Markt-)Verhalten im Feld beobachtet wird, wohingegen beidi-rektenVerfahren, Probanden nach ihrer hypothetischen Zahlungsbereitschaft befragt werden, um somit hypothetische Märkte konstruieren zu können.

Um den Gesamtwert eines Umweltgutes zu bestimmen, wird, wie bereits in Kapitel 2.1 aufgeführt, unterschieden zwischennutzungsabhängigen(use value) undnutzungsun-abhängigen(nonuse value) Umweltgütern. Wobei nach dieser Terminologie für Freeman III (2003) folgendes zu verstehen ist: „[…] I will use „use value“ to refer to „values revealed from market behavior“ and „nonuse value“ to refer to „values not re- vealed from market behavior“ (Freeman III 2003:145f.). Diese Unterscheidung betont den Einfluss eines Umweltgutes, wie Luftqualität oder Lärmbelästigung, auf den indivi- duellen Nutzen und somit auf das Verhalten eines Individuums und begründet ebenfalls den Wechsel der Konnotation zuRevealedundStated Preference Methods.

Es gibt mehrere Bewertungsmethoden der indirekten und direkten Methoden, wobei sich der folgende Abschnitt auf jeweils zwei populäre Bewertungsmethoden beschränken wird: Auf die Reisekostenmethode und die Marktpreismethode für indirekte Bewertungsmethoden sowie auf die Kontingente Bewertungsmethode und die Choice Experimente für direkte Bewertungsmethoden (siehe Abbildung 2).

Abbildung 2:Derökonomische Gesamtwert eines Umweltgutes

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Quelle:Eigene Darstellung in Anlehnung an Liebe (2007)

Die folgenden Abschnitte werden sich genauer mit den Standardverfahren bzw. den klassischen Bewertungsmethoden von Umweltgütern befassen. Der Abschnitt 2.4.1 wird sich auf indirekte Bewertungsverfahren konzentrieren und der Abschnitt 2.4.2 auf direkte Bewertungsverfahren. Hierbei wird jeweils zunächst die Grundidee der Bewer- tungsverfahren und dann ihre Vor- und im Besonderen ihre Nachteile besprochen. Ab- schließend werden die klassischen Bewertungsverfahren für das eigene Forschungsvor- haben beurteilt (Kapitel 2.4.3).

2.4.1 Indirekte Methoden (Revealed Preference Methods)

„Revealed preference methods involve kind of dedective work in which clues about the values individual place on environmental services are pieced together from the evidence that people leave behind as they respond to prices and from other signals“ (Freeman III 2003:24).

Nutzungsabhängige (use value) Wertschätzungen von kollektiven Umweltgütern wer- den mit indirekten Methoden erfasst, welche sich an beobachtetem Verhalten orientie- ren. Wenn die Nutzung eines Umweltgutes den Erwerb eines privaten Gutes voraus- setzt, ist es möglich die Präferenzen für dieses Umweltgut über die Preise und Mengen eines komplementären oder substitutiven privaten Gutes zu erfassen (vgl. Pruckner 1995:4). Als Messgröße werden im Fall indirekter Methoden Preise verwendet (vgl. Schmitz 2006:41).

Wie bereits angeführt, lassen sich zu den indirekten Präferenzmessungsverfahren zwei populäre Methoden zählen: DieReisekostenmethodeund dieMarktpreismethode.

Reisekostenmethode

Eine der traditionsreichsten und ältesten Methoden der Präferenzmessungsverfahren ist dieReisekostenmethode.Bei dieser wird von einer komplementären Beziehung zwischen dem privaten Gut und dem Umweltgut ausgegangen. Anwendung findet diese Methode bei der Bewertung von Erholungslandschaften, für beispielsweise Naturschutzgebieten oder Landschaften und Seen für Aktivitäten wie etwa Wandern, Fischen oder Segeln (Liston-Heyes und Heyes 1999; Nillesen et al. 2005).

Bei dem Konsum von Erholungslandschaften entstehen dem Konsumenten Kosten, zum Beispiel Reisekosten, Eintrittsgebühren, Ausgaben vor Ort oder Verlust an Zeit, die für andere Aktivitäten wie Arbeit hätte verwendet werden können (vgl. Hanley und Barbier 2009:80). Diese Aufwendungen bzw. Kosten werden verwendet, um einen fiktiven Preis für die Nutzung einer bestimmten Landschaft zu berechnen. Da ein Individuum in der Regel nicht seine maximale Zahlungsbereitschaft für die Nutzung der (Erholungs- )Landschaft ausgeben wird, ist es möglich die Konsumentenrente, die sich aus der Dif- ferenz der maximalen mit der tatsächlichen Zahlungen ergibt, zu bestimmen (vgl. Liebe 2007:106f.). Mit der Reisekostenmethode ist es insgesamt möglich durch die privaten Kosten auf die monetäre Bewertung für ein Umweltgut, zum Beispiel einer Erholungs- landschaft, zu schließen.

Marktpreismethode

Eine weitere indirekte Bewertungsmethode ist dieMarktpreismethode (HedonischerPreisansatz).Anwendungsgebiete dieser Methode beziehen sich auf die monetäre Bewertung der Luft- und Wasserqualität (Bayer et al. 2009; Palmquist und Israngkura 1999; Poor et al. 2001).

Die Grundidee dieser Methode besteht darin, den Preis für ein bestimmtes privates Gut, typischerweise den Wohnungs- bzw. Häusermarkt, bezogen auf seine Eigenschaften, in einzelne Preiskomponenten zu zerlegen (vgl. Pruckner 1995:5). Gegeben, es steht ein Haus zum Verkauf frei. Dieses Haus hat zunächst Eigenschaften (Preiskomponenten), wie die Quadratmeterzahl, das Baujahr und die Anzahl der Zimmer. Weiter ist die Lage des Kaufobjektes von Interesse und somit die Entfernung zu öffentlichen Verkehrsmit- teln, Einkaufsmöglichkeiten oder zum Arbeitsplatz. Schließlich kann ebenfalls die Umweltqualität (öffentliches Gut) wie die Luftqualität oder der Lärmpegel entscheidend für den Hauskauf sein. Mit der Marktpreismethode wird die Beziehung zwischen dem öffentlichem Umweltgut (z.B. Luftqualität) und des privaten Gutes (z.B. Hauspreise) betrachtet (vgl. Hanley und Barbier 2009:98). Die Preise für beispielsweise Häuser variieren mit der Luftqualität und somit wird es möglich anhand der Häuserpreise die Preise für eine verbesserte Luftqualität zu bestimmen.

Die Nachfragefunktion für den Preis der Luftqualität wird in einem 2-stufigen Bewer- tungsverfahren berechnet. Zunächst wird der hedonische Preis für das Umweltgutq(durch die partielle Ableitung der Preisfunktion für die Wohnungen bzw. Häuser nach q) ermittelt. In der nächsten Stufe werden dann die individuellen Zahlungsbereitschaften für eine Änderung in der Umweltqualität erfasst (vgl. Pruckner 1995:5). Vor- und Nachteile indirekter Methoden Indirekte Bewertungsmethoden von öffentlichen Gütern beziehen sich auf Märkte mit einem komplementären privaten Gut, die durch Nachfrage und Angebot bestimmt wer- den und eignen sich für die monetäre Bewertung nutzungsabhängiger Güter. Eindeuti- ger Vorteil indirekter Methoden liegt somit in der Verwendung bereits vorhandener Märkte. Individuen sind in ihrem Konsum ihren Budgetrestriktionen unterlegen und treffen ihre Konsumentscheidungen in dessen Bewusstsein. Somit lässt sich, nach den Vertretern indirekter Methoden, tatsächliches Verhalten messen (vgl. Liebe 2007:108). Dennoch unterliegen indirekte Methoden zahlreichen Schwierigkeiten. Eine grundle- gende Schwierigkeit besteht darin, dass sobald Änderungen in der Umweltqualität in keinen Verhaltensänderungen resultieren, sie nicht verwendet werden können. Selbst wenn Änderungen in den Verhaltensweisen beobachtet werden, wird die Zuordnung zwischen dem Konsum eines komplementären privaten Gutes und der monetären Wert- schätzung eines Umweltgutes häufig kritisiert (vgl. Ahlheim 1996:158).

Im Fall derReisekostenmethodeliegt im Besonderen die Schwierigkeit in der Zurech- nung der Ausgaben, wenn beispielsweise mit einer Fahrt nicht nur ein Naturschutzge- biet, sondern ebenfalls andere Ziele angesteuert werden. Aber auch die Reise an sich kann den Individuen einen Nutzen stiften, was in der Reisekostenmethode nicht berück- sichtigt wird. Zusätzlich sind die Resultate der Reisekostenmethode stark verzerrt, wenn Opportunitätskosten des Zeitaufwands nicht berücksichtigt werden (Liston-Heyes und Heyes 1999). Um diese zu berücksichtigen, werden in der Regel Lohnkosten als Bewer- tungsgrundlage herangezogen, was allerdings erneut mit weiteren Schwierigkeiten verbunden ist, wie etwa in der Festlegung der Unterschiede für verschiedene Verdienstgruppen oder Arbeitslose. Aus diesen Schwierigkeiten für die Reisekostenmethode folgt ein hoher Datenbedarf, um Verzerrungen der resultierenden monetären Bewertungen zu reduzieren (vgl. Schmitz 2006:51).

Wie an der Reisekostenmethode deutlich wird, liegt ein wesentliches Problem ihrer Methode in der monetären Bewertung von Umweltgütern darin, vollständige Marktinformationen zu erhalten. Mit diesem Problem ist die Abhängigkeit eines funktionierenden Marktes an den Gleichgewichtsannahmen angesprochen.

Das Hauptproblem der Reisekosten- und Marktpreismethode besteht in denGleichgewichtsannahmen des Marktes. Diese Annahme erfordert ein breites Angebot des privaten Gutes, eine schnelle Preisanpassung, vollständige Marktinformationen und dass die Transaktionskosten (und Umzugskosten) gleich Null sind. Diese Annahmen werden häufig verletzt (vgl. Frey et al. 2010:148).

Frey et al. (2010) führen zwei zentrale Probleme derMarkpreismethodean, welche die Gleichgewichtsannahmen des Marktes verletzen und die an dieser Stelle anhand des Umweltgutes der Luftverschmutzung näher erklärt werden.Erstensdas Problem der Umzugskosten undzweitensdas Problem der unvollständigen Informationen der Haus- halte über die Risiken und Ebenen des betrachten Umweltgutes (hier der Luftver- schmutzung).

Bezüglich der Marktpreismethode wird das Problem der Verletzung der Gleichge- wichtsannahmen des Markteserstensdurch das Problem der fehlenden Änderung im Verhalten durch eine Änderung in der Umweltqualität deutlich. Angenommen die Luft- qualität verbessert sich wesentlich in einer bestimmten Wohngegend. Diese Wohnge- gend würde so viel Zugezogene aufnehmen bis das Marktgleichgewicht wieder erreicht ist. Unter Nichtberücksichtigung der Umzugskosten spiegeln die durch die Verbesse- rung der Luftqualität geänderten Miet- bzw. Kaufpreise die Preise für die Luftqualität wieder. Da ein Umzug nicht umsonst ist, wird ein Individuum nur dann umziehen, wenn die saubere Luft die höheren Mietkosten bzw. den höheren Kaufpreis und zusätzlich die Umzugskosten deckt. Da dies häufig nicht der Fall ist, werden die Bewohner einer be- stimmten Region mit einer schlechteren Luftqualität der Annahme nach nicht schnell genug oder überhaupt nicht umziehen. Somit wird ein positiver Effekt einer Qualitäts- verbesserung der Luftqualität nur unzureichend abgebildet, wenn ein Umzug zu kosten- aufwendig ist (vgl. Frey et al. 2010:148f.).^[9]

Eine weitere Verletzung der Gleichgewichtsannahmen durch die Markpreismethode, neben dem Problem der Umzugskosten, betrifft das Problem der unvollständigen In- formationen der Haushalte über die unterschiedliche Höhe der Konzentration an Luft- verschmutzung und ihre Risiken (zweitens). Der Grund für einen Umzug eines Haushal- tes in eine andere Region werden viel eher wahrgenommene Risiken als objektive Da- ten über Risiken eines Umweltgutes, wie der Luftverschmutzung, entscheidend sein (vgl. ebd.:149). Diese Differenz zwischen wahrgenommenen und objektiven Daten re- sultiert in verzerrten Wahrnehmungen. Im Besonderen bezüglich der Eigenschaften der Luftqualität, über die Zeit und den Raum zu variieren, scheint es unrealistisch, dass In- dividuen sich den aktuellen Risiken und Konzentrationen der Luftverschmutzung in der Region in der sie leben fortwährend bewusst sind, hiernach ihr Verhalten ändern und folglich umziehen werden. Vielmehr reflektiert ihr Verhalten ebenfalls Erwartungen für den Zukunftsnutzen wieder, in dem Sinne, wie sich die Umweltqualität entwickeln könnte (vgl. Lüchinger und Raschky 2008:623).

Abschließend lässt sich für die Verwendung indirekten Methoden zusammenfassen, dass sich ihre Anwendung auf die monetären Bewertungen von nutzungsabhängigen Gütern (use values) beschränken und folglich nur die tatsächliche Nutzung eines komplementären Gutes bewertet werden kann.

2.4.2 Direkte Methoden (Stated Preference Methods)

Im Rahmen der direkten Präferenzerfassungsverfahren werden beispielsweise Fragen wie: „Would you pay $X for ...?, „What is the most that you would be willing to pay for ...?“, „What would you do if …?“ or „Which of the following alternatives do you prefer …?“ (Freeman III 2003:161) angewandt um hypothetische, monetäre Bewertungen für hauptsächlich nutzungsunabhängige (non-use value) Umweltgüter zu erheben. Durch die Angabe der maximalen Zahlungsbereitschaften oder minimalen Kompensationsfor- derungen wird es möglich auf die Wertschätzung von Umweltgütern zu schließen. Ba- sierend auf diesen Daten werden hypothetische Märkte für diese Umweltgüter errichtet, wodurch Kostennutzen-Analysen erstellt werden können (vgl. Pruckner 1995:6f.). (Eine ausführliche Darstellung über die Kriterien und die Errichtung eines hypothetischen Marktes siehe Liebe (2007).

Zwei bereits erwähnte zentrale direkte Bewertungsmethoden, um die individuellen Prä- ferenzen zu erheben, sind dieKontingente Bewertungsmethodeund dasChoice-Experiment.

Kontingente Bewertungsmethode

Eine seit Mitte der 80er-Jahre sehr häufig verwendete und die umstrittenste Bewertungsmethode ist dieKontingente Bewertungsmethode.Diese Bewertungsmethode ist eines auf Umfragen basierendes Verfahren, indem Individuen direkt nach ihren Präferenzen für ein bestimmtes Umweltgut befragt werden. Während prinzipiell beide Hick’schen Maße (maximale Zahlungsbereitschaft und minimale Kompensationsforderung) angewendet werden können, hat sich das Konzept der maximalen Zahlungsbereitschaft in der Kontingenten Bewertungsmethode durchgesetzt.^[10]

In der einfachsten Variante der Kontingenten Bewertungsmethode werden Befragte vor die Wahl zwischen zwei Alternativen gestellt. Die eine bezieht sich auf die Status quo Situation und die andere auf eine Umweltqualitätsänderung, welche mit zusätzlichen Kosten verbunden ist. Durch die getroffenen Wahlen der Befragten kann ermittelt wer- den, welche Alternative (Status quo versus Umweltqualitätsänderung) bevorzugt wird. Zusätzlich ist es möglich zu erfahren wie und womit diese Änderung erreicht werden soll sowie wie hoch die Höhe ihrer monetären Bewertung ist (vgl. Carson 2000:1413).^[11] Anwendung findet die Kontingente Bewertungsmethode in der monetären Bewertung verschiedener Umweltgüter wie etwa in Bezug auf die Luft- und Wasserqualität, den Schutz von Naturlandschaften, Feuchtgebieten und gefährdeter Arten sowie in der Be- reitstellung von Trinkwasserqualität (vgl. ebd.). Die Zahl der Studien, die sich mit der Kontingenten Bewertungsmethode weltweit befassen, ist zahlreich (Carson et al. 1992; Jim und Chen 2006; Liebe und Preisendörfer 2007 u.a.). Bereits im Jahr 2000 schätzt Carson(2000) die Anzahl der veröffentlichten Studien auf über 2000 Stück.

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^[1] Umweltethiker kritisieren diese Perspektive und heben den intrinsischen Wert von Natur hervor, die Wertschätzung der Natur „für sich“. Aus ökonomischer Perspektive ist die explizite intrinsische Betrachtung schlicht von geringerer Bedeutung, schließt sie aber nicht aus, da sie im Bereich der nutzungsunabhängigen Güter mit inbegriffen ist (Krause et al. 2008:293 ff.). ren Inanspruchnahme des jeweiligen Umweltgutes ab und somit von seinem „Ge- brauchsnutzen“.

^[2] In der Literatur lassen sich weitere Klassifikationssysteme finden, die weitaus komplexere Gestalt annehmen, als die Differenzierung nach Freeman III. Turner entwickelte 1993 ein komplexes System, das er 1999 noch weiter differenzierte und den Unterschied instrumentaler und intrinsischer Werte miteinbezog, um den ökonomischen Gesamtwert eines Umweltgutes fassen zu können (siehe Turner (1999)).

^[3] Der Begriff der Allmende stammt aus der Zeit der Agrargesellschaften, welcher die gemeinschaftliche Nutzung von Weideland bezeichnet. Im Zeichen der Industrialisierung verschwanden gegen Ende des 18. Jhd. Allmenden (vgl. Gandenberger 2004:66).

^[4] Der Begriff Allmende-Dilemma ist ebenfalls ein enger Verwandter des Gefangenendilemmas. Für weitere Literatur siehe Diekmann (2010).

^[5] Zur Rolle des Geldes siehe das Buch „Philosophie des Geldes“ von Georg Simmel (1900). Simmel untersucht in diesem Werk die Wirkung des Geldes auf Mensch und Gesellschaft und legt dar, dass das Geld Motor gesellschaftlicher Entwicklung ist. Eine weitere soziologische Arbeit, die sich mit dem Geld und hier seiner Rolle in Systemen als Medium befasst, siehe beispielsweise Niklas Luhmann (1984 [2006]).

^[6] Nach der Konsumentensouveränität wählt ein Individuum ein Gut bedingt durch seine individuellen Präferenzen. Das Verständnis eines rationalen Individuums bezieht sich auf die Annahme, dass Individuen bestrebt sind ihren Nutzen zu maximieren (vgl. Schmitz 2006:32).

^[7] Im Laufe dieser Arbeit wird sich diese Konnotation des Einkommens ändern und anstelle des Parameters M wird Y verwendet um das Einkommen zu repräsentieren.

^[8] Eine häufig zitierte Arbeit, welche sich mit den beiden Konzepten des Hick’schen Wohlfahrtsmaßes im Rahmen der monetären Bewertung von Umweltgütern beschäftigt, ist u.a. Hanemann (1999).

^[9] Eine Möglichkeit mit dem Problem der Umzugskosten umzugehen, verdeutlichen beispielsweise Bayer et al. (2009). Sie verwenden eine alternative Herangehensweise (discrete-choice approach), womit sie den Gleichgewichts- annahmen aus dem Weg gehen und die Entscheidungen der Haushalte direkt modellieren (Bayer et al. 2009).

^[10] Nach Carson (2000) spricht ein wesentlicher Grund für die Verwendung maximaler Zahlungsbereitschaften in theoretischen Überlegungen, nämlich in den Eigentumsrechten. Für die maximale Zahlungsbereitschaft wird die Zahlungsbereitschaft für die Nutzung eines Gutes erfasst. Für die minimale Kompensationsforderung werden Indivi- duen gefragt für welchen Betrag sie auf eine Einheit ihres Gutes verzichten würden. Falls ein Individuum für das zu bewertenden Umweltgut nicht über Eigentumsrechte verfügt, ist das Konzept der maximalen Zahlungsbereitschaft nach Carson (2000) besser geeignet, um die Wertschätzung für ein Umweltgut zu erfassen (vgl. Carson 2000:1413).

^[11] Eine anschauliche Darstellung der verschiedenen Varianten der Kontingenten Bewertungsmethoden bieten beispielsweise Carson(2001), Pruckner (1995) und Liebe (2007).