Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv

Rapport 2015/5

Ståle Navrud

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv

Kategori	Rapporter
Underkategori(er)	Samfunnsøkonomisk analyse Miljø
År	2015
Rapportnummer	5
Forfatter(e)	Ståle Navrud
Last ned	file_download (2.0 MB)
Les i nettleser	find_in_page

RAPPORT	 	
201	5/05	 	
 	
Samfunns	økonomisk nytteverdi av 	
tiltak 	mot krypsiv	 	
 	
Ståle Navrud

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
 	
Dokumentdetaljer	 	 	
Vista Analyse AS	 	Rapport nummer 	201	5/05	 	
Rapporttittel 	 	Samfunnsøkonomisk nytteverdi av 	 	
tiltak 	mot 	krypsiv	 	
ISBN	 	978	-82	-8126	-200	-3 	
Forfatter	 	Ståle Navrud	 	
Dato for ferdigstilling 	 	08	.02.2015	 	
Prosjektleder	 	Ståle Navrud	 	
Kvalitetssikrer	 	Kristin Magnussen	 	
Oppdragsgiver	 	Krypsivprosjektet på Sørlandet 	v/Fylkesmannen i 	
Vest	-Agder	 	
Tilgjengelighet	 	Åpen	 	
Publisert 	 	www.vista	-analyse.no	 	
Nøkkelord	 	Krypsiv, 	Vannkvalitet, 	Verdioverføring, Nytte	-	
kostnadsanalyse	, Samfunnsøkonomisk analyse	 	
 
 
 
 
Forsidebilde: 	 	
Stort bilde: 	Krypsiv i elva 	Otra	 (Foto: 	Fylkesmannen i Aust	-Agder	). 	
Lite bilde: Mekanisk fjerning av krypsiv (Foto: Edgar Vegge)

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	1 	
Forord	 	
 
Denne rapporten er skrevet på oppdrag fra Krypsivprosjektet på Sørlandet. Formålet er å finne 
et økonomisk anslag for samfunnsøkonomisk nytteverdi av bedret vannkvalitet som følge av 
tiltak for å redusere 	problem	veksten av krypsiv i 	fem 	vassdrag i Agder	-fylkene, og 	gjennomføre 	
en nytte	-kostnadsanalyse for å vurdere den samfunnsøkonomiske lønnsomheten av disse 	
tiltakene generelt og Otra spesielt.	 	
Vi vil takke medlemmene av Styringsgruppen for prosjektet 	for 	nyttige tilbakemeldinger da 	
prosjektidéen ble prese	ntert, og 	for 	informasjon om tiltakskostnader og resultater. En stor 	
takk også til 	prosjektleder Atle Torvik Kristiansen ved Miljøvernavdelingen hos Fylkesmannen i 	
Vest	-Agder for å framskaffe nødvendige data om status for krypsiv, økologiske og 	
rekreasjons	messige effekter, og kostnadsdata for tiltak for bekjempelse av krypsiv. 	 	
Rapporten er forfattet av Ståle Navrud, og kvali	tetssikret av Kristin Magnussen.	 	
 
 
Ståle Navrud	 	
Prosjektleder

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	3 	
Innhold	 	
Forord	 ................................	................................	................................	................................	 1 	
1. 	Innledning	 ................................	................................	................................	..............................	 7 	
1.1	 	Bakgrunn	 ................................	................................	.......	 Feil! Bokmerke er ikke definert.	 	
1.2.	 Formål	................................	................................	................................	............................	 10	 	
2. 	Metoder for verdsetting og verdiove	rføring av vannkvalitet 	 ................................	..........	 10	 	
2.1.	 Total samfunnsøkonomisk nytte av forbedret vannkvalitet	 ................................	.........	 11	 	
2.2.	 Metoder for verdsetting av miljøkvalitet og økosystemtjenester	 ................................	 13	 	
2.3.	 Verdioverføring	 ................................	................................	................................	.............	 19	 	
2.4.	 Verdioverføringsteknikker	 ................................	................................	.............................	 22	 	
3. Analyse av betalingsvillighet 	for bedret vannkvalitet ved krypsivtiltak	 ...........................	 24	 	
 	 3.1.	 Anvendelse av verdioverføringsretningslinjer på vannkvalitetsendringer	 ......................	 24	 	
 	3.2	. Samlet nytteverdi av bedret vannkvalitet ved redusert krypsivvekst i Agder	-fylken	e 	44	 	
4. Samfunnsøkonomisk 	analyse	 ................................	...........	 Feil! Bokmerke er ikke definert.	5 	
 4.1.	 Samfunnsøkonomisk nytte og kostnader av krypsivtiltak i Aust	- og Vest	-Agder	 	45 	
 4.2	. Nytte	-kostnadsanalyse av tiltak mot krypsi	vvekst i Otra	 	 	 	 	 	47	 	
5. Konklusjon	 ................................	................................	................................	...........................	 59	 	
Referanser	 ................................	................................	................................	................................	 61

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	4

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	5 	
H	ovedpunkter	 	
 
Krypsiv (	Juncus bulbosus	) er 	et stort problem i	 fem elver i Aust	-Agder og Vest	-Agder 	hvor 	
Kvina	, Mandalselva, 	Otra	, Tovdalselva og 	Nidelva 	til sammen har 13	 500 da med problemvekst. 	
Otra har det klart største are	alet med problemvekst av krypsiv; hele 8	 000 da. Årsaken til 	
problemveksten er ikke klarlagt, og de siste årene 	har Krypsivprosjektet på S	ørlandet 	(KPS) fått 	
bevilget 	noen få mil	lioner kr	oner	 pr. år ti	l FOU og 	ulike tiltak for å fjerne problemveksten. 	
Dette prosjektet tar sikte på å anslå samfunnsøkonomisk nytteverdi av å fjerne krypsiv, og 
sammenligne nytten med tiltakskostnader i en samfunnsøkonomisk analyse (nytte	-	
kostnadsanalyse). Spørsmålene som be	svares er: 	 	
i) 	Hva er samfunnsøkonomisk nytteverdi av bedret vannkvalitet ved å fjerne 
problemvek	sten av krypsiv i disse 	fem 	vassdra	gene i Agder	-fylkene?	 	
ii) 	Er det samfunnsøkonomisk lønnsomt å fjerne problemvekst av krypsiv i Agder	-fylkene 	
generelt, og Otra spe	sielt? 	 	
Metoder for verdsetting av milj	øgoder og metoder for overføring av verdier fra tidligere 	
verdsettingsstudier i tid og rom brukes for å 	finne en gjennomsnittlig betalingsvillighet på 	
1300 kr/husstand/år	. Det gir et samlet anslag 	for betalingsvilligh	eten 	for 	de vel 125	 000	 	
husstan	dene	 i Agder	-fylkene, som antas å være den berørte befolkningen, på 	163,4 millioner 	
kr pr. år. 	Om vi sammenligner dette	 anslaget	 for 	årlig nytte med kostnadene ved mekanisk 	
fjerning av krypsiv	 i alle fem elver	 som gjentas hvert år, 	mens hvert 2. år kan synes 	
tilstrekkelig de fleste steder,	 er nytte	-kostnads (	N/K	) – forholdet 	likevel 1,13. Det b	etyr at	 det 	
er lønnsomt, og at vi 	for hver krone kostnad får en samfunnsøkonomisk nytte på 1,13 kr	. 	
En 	mer detaljert 	samfunnsøkonomisk analyse av mekanisk fjerning av hele arealet med 	
problemvekst i Otra hvert 2. år, viser 	at med	 samme overførte nyttanslag pr. husstand pr. år 	
som ovenfor	, men kun summert over de vel 47	 000 husstandene i 7 kommunene som grenser 	
til Otra, e	r N/K	- forholder 1,40.	 Usikkerhetsanalyser viser at en ikke kan utelukke at dette er 	
samfunnsøkonomisk ulønnsomt	 eller mer lønnsomt. Imidlertid synes de	 basisforutsetninger 	
som er lagt til grunn å være realistiske slik at et 	N/K	-forhold på 1,40 er en god i	ndikator på 	
lønnsomheten av mekanisk fjerning av krypsiv i Otra. Det vil si 	at 	prosjekter er 	
samfunnsøkonomisk lønnsomt, og at en for hver krone 	tiltaks	kostnad får en 	
samfunnsøkonomisk nytte på 1,40 kr.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	7 	
1.	 Innledning	 	
1.1 Bakgrunn	 	
De siste tiårene har vi sett problemvekst av krypsiv i flere vassdrag fra Buskerud til Sogn og 
Fjordane, men vassdrag på Sørlandet (Agder	-fylkene) er spesielt hardt rammet. Krypsiv (	Juncus 	
bulbosus	) er en liten plante som kan vokse både til lands og til va	nns. Normalt blir den ikke 	
lengre enn 10	-15 cm, men under gunstige forhold blir veksten usedvanlig kraftig og vi får det vi 	
omtaler som problemvekst. Plantene trives best på 0,5	-1,5 m dyp i områder med stillestående 	
eller svakt strømmende vann. Den kan eta	blere seg på sand og relativt grov grus. Flere steder 	
har store forekomster av planten satt en effektiv stopper for friluftsaktiviteter som bading, 
fritidsfiske og båtliv. Sivet fanger opp partikler fra elvevannet, og flere steder er det målt 50	-	
100 centim	eter med mudder som har lagt seg over den opprinnelige elvegrusen. Ekstrem vekst 	
av krypsiv kan således dekke gyteplasser og påvirke fiskebestandene negativt, Moderat vekst 
derimot gir gjemmeplasser for fisk, mer bunndyr og mer næring for fisk, og ser da u	t til å ha en 	
heller positiv effekt på fiskebestanden (Velle et al 2014).	 	
Undersøkelser i 17 innsjøer og 28 elver i Sør	-Norge for å kartlegge årsakene til problemvekst av 	
krypsiv avviste en del årsakshypoteser. De fant at 	CO	2 og NH	4 var viktigst for vekst	en av 	
krypsiv i henholdsvis innsjøer og elver, men kunne ikke påvise	 noen bestemte årsaker til 	
problemvekst (Schneider et al 2013). Årsaken til problemveksten synes således ennå ikke 
klarlagt, og Moe et al (2013) anbefaler at nye undersøkelser bør utvides 	til flere parametere	1 	
og/eller måle parametere over lengre tidsperioder	. 	
Omfanget av krypsiv er kartlagt i fem elver i Aust	-Agder og Vest	-Agder hvor problemet anses å 	
være størst. Disse elvene er (areal med problemvekst i par	entes): Kvina (ca. 500 da), 	
Mandalselva (ca. 1.000 da), Otra (ca. 8.000 da), Tovdalselva (ca. 2.000 da) og Nidelva (ca. 2.000 
da). Otra har altså det klart største arealet med problemvekst av krypsiv; 8 km	2, som tilsvarer 	
omtrent 14 ganger arealet av Kvadraturen i Kristiansand sentru	m (KPS 2014). Disse tallene for 	
problemvekst av krypsiv kan imidlertid være øvre estimater da Velle et al (2014) i en 
sammenligning av denne kartleggingen fra flyfoto med snorkling i elva finner at mose og annen 
vegetasjon kan være feiltolket som krypsiv i	 flyfoto. 	 	
 	 	 	
1 Krypsivprosjektet Sørlandet har 	f.eks. nå gitt støtte til et prosjekt, i regi av NIVA, som undersøker om 	
oksygenmangel i sedimentene kan være årsak til problemvekst av k	rypsiv.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	8 
For å kartlegge omfanget av problemet og finne ut av årsakene, ble ”Krypsivprosjektet på 
Sørlandet” (KPS) startet opp i 2002. 	Prosjektet er blitt finansiert med støtte fra offentlige og 	
private bidragsytere. For årene 2011, 2012, 2013 og 2014 va	r statstilskuddet henholdsvis 3,0, 	
3,0, 2,5 og 3,5 millioner kr; mens samlet budsjett for KPS de samme år var henholdsvis ca. 4,3, 
4,2, 3,8 og 4,7 millioner kr (KPS 2014; samt KPS budsjett og regnskap for 2014). KPS planlegger 
å videreføre arbeidet iallfal	l fram til 2016 (	KPS 2014). Midlene er brukt både på gjennomføring 	
av tiltak (dvs. tiltaksplaner) for å fjerne krypsiv, forskning på hvor effektive ulike tiltak er (dvs. 
tiltaksovervåkning), og hva som er årsakene til krypsivvekst. Denne rapporten om 
samfu	nnsøkonomisk nytte av krypsivtiltak er en del av forskningen til KPS.	 	
Nytte	-Kostnadsanalyser (NKA; ofte kalt samfunnsøkonomiske (prosjekt)analyser), hvor en veier 	
samfunnets nytteverdi av tiltak opp mot samfunnets kostnader, er blitt et stadig viktigere 
redskap i offentlig forvaltning. Det er økende krav til at nytteverdien av bruk av offentlige 
midler må dokumenteres; også for miljøtiltak hvor det for store deler av nytteverdien ikke 
finnes markedspriser til å verdsette effektene. Metoder for å verdsette e	ndret mengde eller 	
kvalitet av miljøgoder som vannkvalitet omtales i retningslinjer for NKA fra Direktoratet for 
økonomistyring (DFØ 2014) «Veileder i samfunnsøkonomiske analyser», i NOU 2012:16 
«Samfunnsøkonomiske analyser», og spesielt i NOU 2013:10 «Nat	urens goder 	- Verdier av 	
økosystemtjenester». 	 	
På 1990	-tallet ble det, i samarbeid med Direktoratet for naturforvaltning (DN) og 	
Fylkesmannens Miljøvernavdelinger i Aust	-Agder og Vest	-Agder gjennomført en rekke studier 	
som verdsatte samfunnets nytteverdi a	v å redusere forsuringen/forbedre vannkvaliteten 	
gjennom kalkingsprosjekter i form av økt rekreasjonsverdi av fritidsfiske og befolkningens 
eksistens	- og bevaringsverdi av økte fiskebestander i innsjøer og elver i Agderfylkene. 	
Resultatene viste at	 det var	 samfunnsøkonomisk lønnsomt å kalke forsurede vassdrag (Navrud 	
2001). I Audna fikk en for eksempel en nytte/kostnadsbrøk (N/K) på 4,37; dvs. 4,37 kroner i 
samfunnsøkonomisk nytteverdi for hver krone kalkingskostnad 	– et svært lønnsomt prosjekt. 	
Lønnsomhet	en varierte fra vassdrag til vassdrag med N/K lik 2.43, 1.69 og 1.19 for henholdsvis 	
Vegår/Storelv	-vassdraget, Gjerstadvannene og Lauvvann. Samlet sett for kalking av alle 	
vassdrag i Agder	-fylkene, Telemark og Rogaland var N/K lik 3; dvs. 3 kr i samfunnsøk	onomisk 	
nytte for hver krone i kalkingskostnad. Resultatene ble brukt som en viktig del av 
beslutningsgrunnlaget for å øke den årlige kalkingsbevilgingen med 300 % fra 1994 til 1995, og 
deretter brukt som argument for å holde den omtrent på dette nivået (N	avrud 2001). 	
Tilsvarende norske undersøkelser av bedret vannkvalitet gjennom redusert 
eutrofiering/begroing på tidlig 1990	-tallet, bekrefter den høye samfunnsøkonomiske

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	9 	
nytteverdien. Resultater fra Magnussen (1992) og Magnussen & Navrud (1992) viste at 
sam	funnsøkonomisk nytte av tiltak innen den såkalte Nordsjøplanen om 50 % reduksjon i 	
nitrogen	- og fosforutslippet til Nordsjøen, som ville gi betydelig bedret vannkvalitet i Sørøst	-	
Norge, oversteg de samfunnsøkonomiske kostnadene ved tiltakene. Nyere europei	ske 	
undersøkelser (inklusive undersøkelser i Norge) bekrefter befolkningens nytteverdi av å 
redusere eutrofiering/begroing av vassdrag; og ble gjennomført for bruk i NKA ved innføring av 
EUs vannrammedirektiv (Bateman et al 2011). 	 	
Anslag for befolkningen	s betalingsvillighet for bedre vannkvalitet fra slike verdsettingsstudier 	
kan ved hjelp av teknikker for verdioverføring (såkalt «benefit transfer» eller «value transfer»; 
se for eksempel Navrud & Ready 2007) brukes til å anslå den samfunnsøkonomiske 
nytte	verdien av å unngå tilgroing med krypsiv i vassdrag i Agder	-fylkene. Både verdsettings	- og 	
verdioverføringsmetoder for økonomisk verdsetting av økosystemtjenester omtales i NOU 
2013:10 «Naturens goder 	- Verdier av økosystemtjenester»; som anbefaler at «det	 bør 	
beregnes økonomiske verdianslag for flere økosystemtjenester enn i dag, slik disse tjenestene 
skal kunne inkluderes og tas med i vurderinger på lik linje med andre økonomiske verdier» 
(kapittel 7), og at «for beslutninger med moderate effekter på økos	ystemer og/eller 	
økosystemtjenester kan samfunnsøkonomiske analyser være viktige for å belyse og 
sammenstille positive og negative påvirkninger» (kapittel 8). De sier videre i kapittel 8 at 
«Ambisjonsnivået bør være å anslå verdier av miljøeffektene økonom	isk, slik at de kan vektes 	
mot andre prissatte effekter på vanlig måte». 	 	
Dette prosjektet gjør nettopp dette ved å prissette økosystemtjenester som påvirkes av 
tilgroing av krypsiv i vassdrag i Agder	-fylkene; og anslå nytteverdien av tiltak mot krypsiv i 	form 	
av økte kulturelle økosystemtjenester som rekreasjonsaktiviteter (særlig bading, fritidsfiske og 
båtliv), landskapsestetisk opplevelse, samt eksistens	- og bevaringsverdi av å få et vassdrag 	
med god vannkvalitet. Prosjektet har også overføringsverdi fo	r arbeidet som nå pågår med å 	
implementere EUs vannrammedirektiv i Norge, da samfunnsøkonomiske vurderinger inngår i 
dette arbeidet og er også beskrevet i selve direktivteksten.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	10	 	
1.2	 . Formål	 	
Formålet med prosjektet er todelt:	 	
i) å anslå den 	samfunnsøkonomiske nytteverdien av bedret vannkvalitet ved å redusere 	
tilgroingen av krypsiv i berørte vassdrag i Agder	-fylkene,	 	
ii) å beregne samfunnsøkonomisk lønnsomhet av tiltak mot krypsiv i et utvalgt vassdrag; Otra.	 	
 
2. M	etoder for verdsetting og ve	rdioverføring av 	
vannkvalitet	 	
Metodene for økonomisk verdsetting av økosystemtjenester er fortsatt på utviklingsstadiet, 
men det foregår nå en rivende metodeutvikling både nasjonalt (se for eksempel Lindhjem et al 
(2014) og Magnussen et al (2014)), og int	ernasjonalt (se for eksempel The Economics of 	
Ecosystems and Biodiversity (TEEB) 	www.teebweb.org	; TEEB (2010) og Mitani & Navrud 	
(2014)). 	 	
Da det ikke finnes tidligere studier av folks preferanser og betalingsvillighe	t (BV) for tiltak mot 	
krypsiv og effektene av disse tiltakene på vannkvalitet (og fiskebestander), vil en i dette 
prosjektet bruke den eksisterende økologiske informasjonen fra Krypsivprosjektet på 
Sørlandet (se for eksempel KPS 2013) gjennom en skadefunks	jonstilnærming, og verdsette 	
samfunnsøkonomisk nytte av krypsivtiltakene ved verdioverføring av betalingsvillighets	-	
estimater fra tidligere verdsettingsstudier av vannkvalitet som gjør bruk av Oppgitte 
Preferanser (Stated Preferences; SP) 	- metoder for å v	erdsette endringer i vannkvalitet av 	
tilsvarende omfang som tiltak mot krypsiv ventes å medføre. Kapittel 2.1. gir således en 
beskrivelse av beregning av samlet samfunnsøkonomisk nytte for en befolkning, mens kapittel 
2.2 gjennomgår verdsettingsmetoder for	 endringer i miljøkvalitet og økosystemtjenester; både 	
Oppgitte Preferanser (Stated Preference ; SP) 	- metoder og Avslørte Preferanser (Revealed 	
Preference; RP) 	- metoder; se tabell 2.1. for en oversikt. Kapittel 2.3 beskriver metoder for 	
verdioverføring, 	både geografisk og over tid.	 	
Effekten av tiltak er vurdert ut fra på økologisk kunnskap om dagens tilstand og forventede 
vannkvalitetsforbedringer (og mulige effekter på fiskebestander, bunndyr og andre

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	11	 	
organismer) som følge av tiltak mot krypsiv. Effekten	e vil så bli verdsatt gjennom anslag fra 	
tidligere verdsettingsstudier av vannkvalitetsforbedringer kombinert med retningslinjer og 
teknikker for verdioverføring. Verdioverføringen foregår både i rom og tid siden eksisterende 
verdsettingsstudier er gjort i	 andre vassdrag enn de som er påvirket av krypsiv, og de er 	
foretatt flere år tilbake i tid. Spesielt vil vi anvende enhetsverdi	-overføring av anslag for 	
gjennomsnittlig betalingsvillighet (BV) per husstand per år for vannkvalitetsforbedringer fra 
tidliger	e studier, men med korreksjoner for geografiske forskjeller i inntektsnivå og utvikling av 	
inntekt (dvs. betalingsevne, som påvirker folks betalingsvillighet for bedret vannkvalitet ved å 
redusere forekomsten av krypsiv). 	 	
 
2.1 Total samfunnsøkonomisk nytt	e av forbedret vannkvalitet	 	
 
Samfunnsøkonomisk nytte av tiltak som gir en spesifisert forbedring i vannkvalitet i ett (eller 
flere) vassdrag er definert som summen av «berørte husstanders» betalingsvillighet (BV) for å 
oppnå denne forbedringen. Den samlede	 betalingsvilligheten (BV	tot	) for alle disse 	
husstandene kan da skrives som:	 	
 
BV	tot	 = BV	i x N	 	 	 	 	 	 	 	 	 	(2.1)	 	
 
hvor BV	i = gjennomsnittlig betalingsvillighet per husstand	 for en spesifisert vannkvalitets	-	
forbedring i ett vassdrag (eller et område med flere 	vassdrag), og N = totalt antall «berørte» 	
husstander, dvs. husstander som får sin nytte (livskvalitet) påvirket av vannkvalitetsendringen	 	
 
Husstandenes betalingsvillighet (BV	i) for bedre vannkvalitet kan inndeles i bruksverdi og ikke	-	
bruksverdi etter hva s	om motiverer den:	 	
 
1) Bruksverdi	 	
a) 	konsumerende bruk	, dvs. verdien av forbedret rekreasjonsfiske, næringsfiske og annen	 	
 næringsvirksomhet som er avhengig av god vannkvalitet	 	
b) 	ikke	-konsumerende bruk	, dvs. verdien av forbedrede rekreasjonsmuligheter 	- og	 	
opplevelser som bading, båtliv, estetisk landskapsopplevelse, fottur og det øvrige friluftsliv 
på og langs vassdragene

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	12	 	
c) 	opsjonsverdi	, dvs. verdien av å ha muligheten til å bruke vassdrag med god vannkvalitet i 	
framtida	 	
 
2) Ikke	-bruksverdi (	også kalt	 Passiv bruksverdi)	 	
Alle, også de som ikke bruker vassdragene, kan ha en verdi av bedre vannkvalitet 
(Eksistensverdien), og at den kan bevares for framtidige generasjoner (Bevaringsverdien)	 	
Enkelte verdsettingsmetoder (f.eks. Transportkostnadsmetoden) måler 	kun bruksverdidelen av 	
husstanders betalingsvillighet, mens andre metoder har potensiale til å måle både bruks	- og 	
ikke	-bruksverdidelen av betalingsvillighet (f.eks. Betinget Verdsetting); se kapittel 2.2. 	 	
 
Summen av husstandenes bruks	- og ikke	-bruksverd	i av en marginal endring i kvaliteten eller 	
mengden av et miljøgode (som er alle fellesgode	-aspekter ved vår natur, inklusive 	
vannkvalitet) utgjør total samfunnsøkonomisk verdi (Total Economic Value, TEV) av denne 
miljøendringen. Om betalingsvilligheten pr	 husstand omfatter både bruks	- og ikke	-bruksverdi 	
er 	BV	tot	 i formel 2.1 identisk med TEV. 	 	
 
Formel (2.1) viser at det i tillegg til å anslå gjennomsnittlig BV per husstand (BV	i), er viktig å 	
bestemme 	hvor stor den ”berørte” befolkningen (N) er	, dvs. hvilke	n befolkning som får sin 	
nytte (eller livskvalitet, om en vil) påvirket av prosjektet. For ”Krypsivprosjektet på Sørlandet” 
(og tiltakene iverksatt for å bekjempe krypsiv innen prosjektet) vil den «berørte befolkningen» 
kunne være husstandene i alle kommun	er langs vassdragene med krypsiv i Agder	-fylkene (og 	
eventuelt utenbygds hytteeiere langs vassdragene med krypsiv). Imidlertid kan også 
husstander i kommuner i Agder	-fylkene som 	ikke	 grenser inntil disse vassdragene med stor 	
krypsivvekst, samt husstander i	 andre kommuner i Agder	-fylkene og i nabofylkene, ha BV for 	
bedret vannkvalitet ved redusert krypsivvekst i de berørte vassdrag i Agder	-fylkene. Andre 	
husstander i Norge kan også tenkes å ha BV. En forventer imidlertid at mange husstander i 
kommuner utenom	 de som grenser til vassdragene med stor krypsivvekst har null BV eller mye 	
lavere BV enn de som grenser til vassdraget ut fra at en ofte (særlig for bruksverdier) 
observerer at BV avtar med økende avstand fra stedet en gjør tiltak (såkalt «distance decay»	 i 	
BV). Dette skyldes at det er viktigere for folk å få bedre vannkvalitet i vassdrag som ligger 
nærmest der de bor (samt økt kvalitet av andre lokale miljøgoder), enn bedret vannkvalitet i 
krypsivinfiserte vassdrag lenger vekk. Barton et al (2009) fant fo	r eksempel «distance decay» i 	
BV for lokale og regionale vannkvalitetsforbedringer i Østfold.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	13	 	
For å få et 	nedre anslag	 (og unngå overvurdering) av den samlede betalingsvilligheten (BV	tot	) 	
for en spesifisert vannkvalitetsforbedring i et konkret vassdrag 	bør en således begrense 	
omfanget av den «berørte» befolkningen (N) til de som bor i kommuner langs vassdraget; 
samt søke også å få et nedre anslag på betalingsvillighet pr husstand (BV	i). Dersom BV	tot	, som 	
er den samlede betalingsvilligheten og dermed samf	unnsøkonomisk nytte av tiltak for å 	
redusere krypsivvekst, da overstiger de samfunnsøkonomiske kostnadene ved tiltaket, kan vi 
med stor sikkerhet si at dette er samfunnsøkonomisk lønnsomme tiltak. Om kostnadene er 
mye større enn nytten er det sannsynligvis	 ikke lønnsomt. I begge tilfeller bør en imidlertid 	
også gjøre usikkerhetsanalyser for størrelsen på både nytte	- og kostnadskomponenter for å se 	
hvor følsomt resultatet er for endringer i forutsetninger som inngår i NKA. Vi gjør dette i denne 
rapporten i e	n NKA av krypsivtiltak i Otra, se kapittel 4.2. 	 	
 
2.2 Metoder for verdsetting av miljøkvalitet og økosystemtjenester	 	
 
Tabell 2.1 gir en oversikt over metoder som kan brukes for å verdsette 	miljøkvalitet og 	
økosystemtjenester	 generelt; inklusive vannkvalite	t og akvatiske økosystemtjenester. Disse 	
metodene er basert på at individuelle preferanser/nytte skal telle, og måles ved deres 
betalingsvillighet, som også er det teoretiske grunnlaget for økonomisk velferdsteori og dets 
praktiske verktøy NKA. Metodene in	ndeles etter om de bygger på avslørte preferanser 	
(Revealed Preferences; RP) eller oppgitte preferanser (Stated Preferences; SP). RP	-metodene 	
utleder befolkningens verdsetting av et miljøgode basert på deres faktiske adferd i markeder 
for goder som har sam	menheng med miljøgodet. Dette kan være markedet for 	
transporttjenester hvor en ser på kostnadene ved å reise til et rekreasjonsområde (f.eks	. et 	
vassdrag), som i Transportkostnadsmetoden. Det kan også være markedet for omsetning av 
boligeiendommer, som i E	iendomsprismetoden. :er ligger miljøgodet ”innebygget”, da 	
markedsprisene for boliger (og hytter) uttrykker husstandenes nytte samlet sett over tid av 
alle karakteristika ved boligen, inklusive det å ha et vassdrag med «god økologisk status» / god 
vannkval	itet i nærheten. Fordelen med disse metodene er at de bygger på 	faktisk	 adferd i et 	
eksisterende marked, men de bygger på et sett av strenge forutsetninger (for eksempel at folk 
har perfekt informasjon om alle aspekter ved boligen når de legger inn bud på 	den, at det 	
eneste motivet for å dra til et vassdrag er å drive rekreasjonsaktiviteten en er ute etter å 
verdsette, og forutsetninger i de statistiske regresjonsanalysene som brukes i beregningene). 
Disse forutsetningene er ofte ikke oppfylte, iallfall ikk	e helt ut, og det vil introdusere økt 	
usikkerhet når befolkningens betalingsvillighet for bedre vannkvalitet beregnes v.h.a. statistisk

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	14	 	
regresjonsanalyse. For næringsfiske og annen næringsaktivitet som påvirkes kan en selvfølgelig 
bruke markedspriser og be	regne økningen i nettoinntekt for disse næringsaktivitetene som 	
følge av «bedret vannkvalitet». (Usikkerheten her ligger nok mer i effekten av tiltakspakken på 
næringsvirksomheten enn i den økonomiske verdsettingen av effekten).	 	
 
I motsetning til RP	-metode	ne, er SP	-metodene basert på	 hypotetisk	 adferd ved at en 	
konstruerer et hypotetisk marked for miljøgodet, og spør befolkningen om deres BV for en 
nøye spesifisert endring i miljøgodet, for eksempel å bedre vannkvaliteten fra «dårlig» til 
«god» i et vassdra	g (hvor disse kvalitetsgradene er nøye beskrevet). Fordelen med disse 	
metodene er at en kan spørre om BV for den den eksakte miljøendringen en er ute etter å 
verdsette (og også en framtidig endring), og husstanders BV vil da omfatte både bruks	- og ikke	-	
bru	ksverdien (dersom en spør et representativt utvalg av hele den berørte befolkningen, både 	
brukere og ikke	-brukere av miljøgodet). RP metoder som Transportkostnadsmetoden beregner 	
kun bruksverdi	 i form av opplevelsesverdi/rekreasjonsverdi av fritidsaktivite	ter, og verdien av 	
dagens	 aktivitet (og	 ikke endringer	 i rekreasjonsaktiviteten p.g.a	. for eksempel bedre 	
vannkvalitet 	– til det må en ha informasjon om hvor mye mer befolkningen bruker vassdraget 	
til ulike rekreasjonsaktiviteter som følge av vannkvalitetsendringen). 	 	
 
Hovedforskjellen mellom de direkte og indirekte SP	-metodene er at mens 	en i Betinget 	
Verdsetting (Contingent Valuation; CV) 	- undersøkelser spør direkte om respondentens BV for 	
å få/unngå en marginal endring i miljøgodet, må betalingsvilligheten i Valgeksperimenter (CE) 
utledes indirekte ved å se på de valg mellom alternative	r respondentene gjør når miljøgodet 	
og dets attributter/karakteristika gjøres tilgjengelig i ulik mengde og/eller kvalitet til 
varierende pris.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	15	 	
 
Tabell 2.1. Klassifisering av metoder for verdsetting av miljøgoder	 	
 	Indirekte	 	Direkte	 	
Avslørte preferanser	 	
(Revealed Preferences 	- RP)	 	
Transportkostnadsmetoden 	 	
(Travel Cost Method 	- TCM)	 	
 
Eiendomsprismetoden	 	
(Hedonic Price Method 	- HPM) 	 	
 
Kostnader ved forebyggende tiltak 
(Avoidance Costs 	- AC)	 	
Markedspriser	 	
 
Kostnader 	 	
ved å erstatte 	 	
tapte tjenester	 	
(Replacement Costs 	-RC)	 	
 	
Oppgitte preferanser 	 	
(Stated Preferences 	- SP)	 	
Valgeksperimenter	 	
(Choice Experiments 	- CE)	 	
Betinget Verdsetting	 	
(Contingent 	Valuation 	– CV; 	
også kalt ”Betalingsvillighets	-	
undersøkelser”)	 	
 	
 
 
Hovedpunktene i en høykvalitets 	CV	-undersøkelse av nytten av bedre vannkvalitet bør være:	 	
 	
1. Scenariobeskrivelse, dvs. beskrivelse av effektene 	uten og med	 tiltaksplan for bedre 	
vannkvalitet, hvor endringen i vannkvalitet og økologiske effekter er beskrevet verbalt, 
med tegninger/foto/video og/eller kart over områder hvor vannkvaliteten blir bedre; 
se figur 2.1 for vannkvalitetsskala, tegninger og kart brukt	 i scenarioet hos Barton et al 	
(2009). Beskrivelsen av effektene bør være vitenskapelig korrekt, og samtidig forståelig 
for respondentene.	 	
2. Tiltaksplanen som skal gi disse effektene må beskrives, og respondentene må ha tro på 
at tiltaksplanen er realistisk,	 og at den med sikkerhet vil gi den beskrevne effekten. Om 	
de tror at tiltaksplanen ikke er effektiv og vil gi mindre effekter enn beskrevet i 
scenariet, vil betalingsvilligheten deres også være for en mindre effekt, og ikke den vi 
tror de verdsetter. En b	ør derfor sjekke, fortrinnsvis ved uttesting av spørreskjemaet i 	
fokusgrupper og pilottester, om respondentene aksepterer scenario	-beskrivelsen som 	
realistisk ut fra tiltaksplanen.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	16	 
3. Betalingsmåten oppgis. Den bør være så realistisk som mulig med en direkte 
sammenheng mellom betaling og tiltaksplan, og oppfattes som effektiv og rettferdig 
(for å unngå protest nullsvar, se pkt. 5). For bedret vannkvalitet, brukes oftest en 
økning i den kommunale vann	- og avløpsavgiften	 (VA	-avgift)	, da den tilfredsstiller 	
krave	t om at respondentene tror det er realistisk at de faktisk må betale (og dermed 	
redusere mulighetene for hypotetisk skjevhet i svarene). 	 	
4. Betalingsvillighetsspørsmål: 	 	
- 	Åpent: ”:va er det meste din husstand er villig til å betale per år i økt vann	- og 	
kloak	kavgift for å få den beskrevne forbedringen i vannkvalitet?” (hvor en 	
oftest vises et betalingskort med lister over mulige beløp fra kr til et høy 
beløp; se figur 2.2), eller	 	
- 	Lukket: ”Tiltaksplanen som vil den beskrevne forbedringen i vannkvalitet 
koster	 X kr per husstand per år i økt vann	- og kloakkavgift. Er du for eller imot 	
planen?” (Beløpet X varieres mellom ulike deler av utvalget, andelen som er 
”for” planen ved ulike beløp registreres, og gjennomsnittlig betalingsvillighet 
kan beregnes v.h.a. en s	tatistisk regresjonsmodell)	 	
- 	Når folk spørres om sin betalingsvillighet bør de minnes på at de har en 
begrenset inntekt.	 	
5. Årsak til nullsvar kartlegges for å skille mellom reelle nullsvar og protest nullsvar. 
Protest nullsvar vil si respondenter som oppgir n	ull betalingsvillighet for å protestere 	
mot scenariobeskrivelse, tiltaksplanen, betalingsmåten eller andre aspekter ved CV	-	
undersøkelsen; mens de egentlig har en nytte og betalingsvillighet for å få effektene av 
tiltaksplanen. Andelen protest nullsvar bør 	være lav, og de bør tas ut av utvalget når 	
gjennomsnittlig betalingsvillighet beregnes, da en ellers vil undervurdere 
gjennomsnittlig betalingsvillighet i befolkningen.	 	
6. Respondentens vurdering av scenarienes troverdighet undersøkes, betalingsvillighet 
for 	ulike omfang av effektene testes (En slik ”scope test” gjennomføres for å se om 	
respondenten er villig til å betale mer for en større enn for en liten 
vannkvalitetsforbedring, og dermed handler i samsvar med økonomisk teori), og 
respondentenes holdninger, 	informasjonsnivå, og sosioøkonomiske data (alder, kjønn, 	
utdanning, inntektsnivå osv.) kartlegges for å kunne forklare variasjonen i 
betalingsvillighet i utvalget.	 	
 
I tillegg kommer at en høykvalitets CV	-studie må tilfredsstille generelle krav til 	
spørreun	dersøkelse som tilfredsstillende utvalgsstørrelse (absolutt og i prosent av

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	17	 	
populasjonen utvalget skal representere), svarprosent og representativitet (i form av 
sosioøkonomiske variable som kjønn, alder, utdanning hvor det finnes 
befolkningsstatistikk).	 	
 
 
 	 	 	
 	 	
Figur 2.1. Eksempel på beskrivelse av endringer i vannkvalitet (i 4 vannkvalitetsklasser) 
ved hjelp av kart (se øverste del av figuren), tegninger, symboler og verbal beskrivelse i 
en Betinget Verdsettings	- og Valgeksperiment	-studie i Østfold	. 	
(Kilde: Barton et al 2009)

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	18	 	
 
 	
Figur 2.2. Verbal scenariobeskrivelse (forut for kart og tegninger i og betalingskort (dvs. liste 
over mulige beløp) i Betinget Verdsetting (CV) 	– studien av betalingsvillighet for bedre 	
vannkvalitet brukt i Barton 	et al (200	9).

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	19	 	
 	
Figur 2.3. Eksempel på et valgkort brukt i et valgeksperiment (Choice Experiment (CE) om 
bedre vannkvalitet i 	Vannsjø	. 	
(Kilder: Lande 2008, Barton et al 2009)	. 	
 
2.	3. Verdioverføring	 	
 
Dersom det foreligger en eller flere verdsettingsstudier for et 	miljøgode er det et spørsmål om 	
man kan overføre verdianslagene fra stedet studien ble foretatt (”studiestedet”) til det nye 
stedet man ønsker verdier for (”beslutningsstedet”). En slik overføring kalles ”Benefit transfer” 
(nytte	-overføring). Metoden gjeld	er imidlertid både for overføring av nytte (benefit) og skade 	
(damage), og burde derfor heller generelt benevnes verdioverføring (”Value Transfer”); se 
også Navrud (2004), samt Navrud & Ready (2007). 	 	
 
Fordelen med en slik overføring av verdianslag er at 	dette er billigere enn å utføre nye 	
verdsettingsstudier (oftest benevnt som originalstudier eller primærstudier). En annen, og ofte 
like viktig faktor, er at gjennomføring av nye studier er tidkrevende, og overføring av 
verdsettingsestimater fra eksisteren	de studier kan dermed være en langt raskere metode.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	20	 	
Svakheten med verdioverføring er at usikkerheten i verdianslagene øker. Dette kan skyldes at 
selv om tidligere undersøkelser har verdsatt samme type miljøgode, kan det være flere viktige 
forskjeller. Det	te kan for eksempel være ulike karakteristika ved miljøgodet, ulik endringer av 	
miljøgodets kvalitet/mengde, ulik tilgjengelighet av substitutter, og ulik 
beslutningssammenheng for verdsettingen. I tillegg kan det være forskjeller for eksempel i 
inntekt, u	tdanning, preferanser og holdninger hos de berørte husstander; noe som vil kunne 	
medføre forskjellig verdsetting av samme miljøendring. Disse usikkerhetene kommer i tillegg 
til usikkerhetene som allerede ligger i de originale verdsettingsmetodene, og metod	er for å 	
anslå den fysiske effekten av et prosjekt/inngrep. Økningen av usikkerhet i estimatene ved 
verdioverføringen må vurderes opp mot nytte ved redusert tid og kostnad i forhold til en 
original verdsettingsstudie, samt en vurdering av akseptabelt usikk	erhetsnivå i den aktuelle 	
beslutningssituasjonen (Navrud 2004).	 	
 
For å gjennomføre verdioverføring trengs:	 	
(1) Database over originale verdsettingsstudier, som en kan overføre verdier fra, for å kunne 
identifisere aktuelle studier av endringen i mengden og/eller kvaliteten av miljøgodet (her: 
endring i vannkvalitet). 	 	
(2) Kriterier for å vurdere kvaliteten av i	dentifiserte originale verdsettingsstudier	 	
(3) Verdioverføringsteknikker	 	
(4) Retningslinjer for verdioverføring	 	
 
Ad pkt. (1) er den mest omfattende og oppdaterte databasen for verdsettingsstudier 
Environmental Valuation Reference Inventory (EVRI) 	www.evri.ca	. Denne databasen ble 	
opprinnelig laget for å huse verdsettingsstudier av forbedret vannkvalitet i USA og Canada, 
men omfatter i dag nær 4.000 verdsettingsstudier fra hele verden (hvorav de fleste er originale 
verdsetti	ngsstudier, mens de resterende er verdioverføringsstudier) av alle typer miljøgoder, 	
kulturminner og miljørelaterte helseeffekter. Dersom det er ingen eller kun et fåtall 
primærstudier av den aktuelle miljøendringen i Norge og Norden, bør hele EVRI	-databas	en 	
gjennomgås med henblikk på relevante studier samt at en bør gjøre generelle datasøk. Meta	-	
analyser (som også tar med nordamerikanske studier, som det er klart flest av) kan også 
vurderes, gitt at man tar hensyn til begrensningene for overføring av verdi	er fra meta	-analyser 	
med et bredt omfang. Dette innebærer at det ofte er stor variasjon i definisjonen av 
miljøgodet i studiene inkludert i meta	-analysen. Dette gjøres for å øke antall observasjoner i 	
meta	-analysen når det er få studier av miljøgodet som v	urderes; men vil kunne øke 	
usikkerheten i verdsettingsanslaget fra meta	-analysen. Noen meta	-analyser finnes også i EVRI	-

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	21	 	
databasen. Et eksempel: Lindhjem (2007) laget et regneark med detaljerte data (mer detaljert 
enn i EVRI) om alle studier av miljøgoder i	 skog som inntil da hadde vært gjennomført i Norge, 	
Sverige og Finland, og brukte dette til å gjennomføre en meta	-analyse. En viktig konklusjon fra 	
denne studien var at betalingsvilligheten ikke synes å være følsom for størrelsen på 
skogsområder: Folk var 	villige til å betale like mye for å bevare små som store skogområder; 	
noe som kan skyldes at arealet på området ikke var oppgitt i selve 
betalingsvillighetsspørsmålet samt at fokus for studien var f.eks. bevaring av biodiversitet 
heller enn størrelsen på a	realet). Dette skaper selvsagt tvil om bruk av forenklede mål så som 	
betalingsvillighet pr. arealenhet for komplekse miljøgoder som økosystemer og fellesgoder 
som bevaring av urørte naturområder og andre landskapstyper for å finne samlet 
betalingsvillighet	 for et større (eller mindre) område på beslutningsstedet, enn det som er 	
vurdert på studiestedet. Lindhjem & Navrud (2008) fant, når de sammenlignet 
enhetsoverføring med overføring fra den mer tidkrevende og komplekse meta	-analysen av 	
studier fra alle tre	 land, at den langt enklere enhetsoverføringen fra studier i samme land ikke 	
ga større overføringsfeil. Spesielt når det er få verdsettingsstudier nasjonalt kan imidlertid 
meta	-analyser av studier internasjonalt (fortrinnsvis med høy forklaringskraft) være	 til nytte 	
(se Shrestha & Loomis (2001) for et eksempel på en meta	-analyse av rekreasjonsverdien av 	
ulike fritidsaktiviteter). 	 	
 
Databaser med verdsettingsstudier inneholder sjelden all informasjon man trenger om studien 
for å gjennomgå egenskaper ved stud	iestedet med sikte på finne en studie som er så lik 	
beslutningsstedet som mulig. EVRI bør derfor enten utvikles til å gi mer detaljerte data om 
studien (noe som inngår i prosessen med å revidere EVRI som nå foregår), eller en bør designe 
databaser med mer 	detaljerte data slik som f.eks. Lindhjem (2007). Det er selvsagt også en stor 	
fordel å ha og gjennomgå selve primærstudiene som det er aktuelt å overføre fra.	 	
 
Ad pkt. (2), gir beskrivelsen av en høykvalitets CV	-studier under tabell 2.1 ovenfor en god list	e 	
over kriterier en bør bruke for å vurdere kvaliteten av en CV	-studie; se også Soutukorva og 	
Söderqvist (2005) sine kriterielister for vurdering av kvaliteten av ulike RP	- og SP	-studier. 	 	
 
Ad. pkt. (3) finnes det tre hovedtyper av verdioverførings	-teknik	ker jfr. Navrud (2004) og 	
Navrud & Ready (2007): i) Enhetsoverføring, ii) Overføring av en verdsettings	-/ 	
betalingsvillighets 	-funksjon og iii) Meta	-analyse. Disse er beskrevet i kapittel 2.3 nedenfor.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	22	 	
Retningslinjer for verdioverføring (jfr. pkt. 4 ovenf	or) gjennomgås i kapittel 3 hvor de anvendes 	
på verdsetting av vannkvalitetsendringer en kan forvente som følge av tiltak som reduserer 
utbredelsen av krypsiv i vassdrag i Agder	-fylkene, og Otra spesielt. 	 	
 
2.	4.	 Verdioverføringsteknikker	 	
 
i) Enhetsverdioverføring	 	
 
Enhetsverdioverføring, dvs. overføring av estimater for gjennomsnittlig betalingsvillighet for 
en spesifisert endring i mengden og eller kvaliteten av et miljøgode; fra det opprinnelige 
studiestedet til beslutningsstedet der ny NKA ø	nskes utført, er den enkleste formen for 	
verdioverføringsteknikk. Denne verdioverføringen kan foregå 	med	 eller 	uten	 korreksjoner av 	
forskjeller mellom de to stedene. Korreksjonene kan gjøres på bakgrunn av verdistigning, 
inntektsnivå eller ekspertanslag av	 ulikheter mellom studiested og beslutningssted. Det 	
tilstrebes å finne verdsettingsanslag fra 	én 	studie som i størst mulig grad ligner 	
beslutningsstedet både m.h.t endringen i miljøgodet som verdsettes og sammensetningen av 
befolkningen (jfr. sosio	-økonom	iske variable som alder, kjønn, utdanning, og inntekt; samt 	
rekreasjonsmønster og miljøinteresse), men overføringen kan også baseres på anslag fra flere 
originale verdsettingsstudier.	 	
 
ii) Overføring av verdsettingsfunksjon/betalingsvillighetsfunksjon	 	
 
Den	ne teknikken innebærer at en istedenfor å overføre et enhetsanslag for betalingsvillighet 	
per husstand pr år for en spesifisert endring i miljøgodet, overfører hele 
betalingsvillighetsfunksjonen. Dette er den funksjonelle sammenhengen mellom estimert 
betal	ingsvillighet for endringer i miljøgodet og forklaringsvariabler slik som størrelsen og 	
retning på endringen i miljøkvalitet, tilgang på substitutter (her: alternative vassdrag og/eller 
rekreasjonsaktiviteter), respondentens inntekt, utdanning, alder, rekr	easjonsbruk og 	
kjennskap til miljøgodet. Estimering av betalingsvillighet på beslutningsstedet skjer da ved å 
bruke koeffisientene for disse forklaringsvariablene i betalingsvillighetsfunksjonen fra 
studiestedet og sette inn middelverdiene for forklaringsv	ariablene fra beslutningsstedet. Dette 	
betinger at miljøendringene og forklaringsvariablene er sammenlignbare, og at 
respondentenes preferanser er like på studiested og beslutningssted. Det tilstrebes også her å 
finne et studiested som i størst mulig grad 	ligner beslutningsstedet, og at det finnes data for

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	23	 	
forklaringsvariablene (som inngår i betalingsvillighetsfunksjonen fra studiestedet) tilgjengelig 
på beslutningsstedet. Ofte vil en ikke kunne bruke betalingsvillighetsfunksjonen med flest 
signifikante for	klaringsvariabler og størst forklaringskraft, da det ikke finnes verdier for disse 	
variable fra statistiske kilder på beslutningsstedet.	 	
 
iii) Meta	-analyse	 	
 
Meta	-analyse er en statistisk regresjonsanalyse av flere tidligere verdsettingsstudier for et 	
bestemt miljøgode, som gjøres for å undersøke hvordan betalingsvilligheten for miljøgodet 
varierer med ulike karakteristika ved godet, ved den undersøkte befolkni	ngen og ved 	
verdsettingsmetoden som er anvendt. Da hver studie oftest benyttes som én observasjon, er 
det problematisk å gjennomføre meta	-analyser for miljøgoder hvor det er utført få tidligere 	
studier. En vil da ha problemer med et fåtall observasjoner (o	g dermed få frihetsgrader) i 	
regresjonene. Det kan brukes flere estimat fra samme studien dersom det for eksempel er 
brukt ulike verdsettingsspørsmål og estimeringsteknikker i originalstudien, men man må da ta 
hensyn til at estimatene fra samme studie er k	orrelert. Et annet problem med meta	-analyser 	
et at det ofte er karakteristika ved de ulike verdsettingsmetodene brukt som forklarer 
størsteparten av variasjonen i verdsetting (se for eksempel Navrud & Ready 2007), mens det 
som er viktigst for bruk av meta	-regresjonen for verdioverføring er hvordan 	
betalingsvilligheten varierer med karakteristika ved miljøgodet og den berørte befolkningen.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	24	 	
3. Analyse av betalingsvillighet for bedret vannkvalitet 
ved krypsivtiltak 	 	
 
3.1 	Anvendelse av 	verdioverføringsretningslinjer på 	
vannkvalitetsendringer	 	
 
Det finnes nå detaljerte retningslinjer for overføringer av verdier fra tidligere 
verdsettingsstudier (Navrud 2007, Eftec 2009), som i det følgende anvendes gjennom åtte steg 
for å anslå samfunnsøko	nomisk nytte av vannkvalitetsforbedringer ved tiltak mot 	
problemvekst av krypsiv.	 	
 
Steg 1 	– Identifiser miljøendringen som ønskes verdsatt på beslutningsstedet	 	
 	
I. Type miljøgode	 	
 	
Dette omfatter beskrivelse av miljøgodet og hvilke deler av deres total samfunn	søko	no	miske 	
verdi (Total Economic Value; TEV) som påvirkes. Den totale samfunnsøkonomiske verdien av 
bedret vannkvalitet vil være en økning både i bruksverdi og ikke	-bruksverdi. Tiltak mot krypsiv 	
vil nok i første rekke påvirke bruksverdien (dvs. rekreasjo	nsverdien av fritidsaktiviteter som 	
avhenger av vannkvalitet slik som fritidsfiske og bading; og eventuelt næringsfiske i 
vassdraget), men også ikke	-bruksverdien (eksistens	- og bevaringsverdien) av vannkvaliteten i 	
vassdraget (og eventuelle effekter av at 	ekstremvekst av krypsiv påvirker fisk negativt ved at 	
gyteområder gror til). Gjengroing med krypsiv kan således sies å ha mange av de samme 
effekter på bruksverdiene som gjengroing ved eutrofiering, ved at områdene blir mindre 
attraktiv for fritidsaktivite	ter, og gir et lite tiltalende visuelt inntrykk (se også bilder på forsiden 	
av rapporten). Selv om det ikke er entydige negative effekter på fisk (da krypsiv også kan 
skaper skjulesteder og økt overlevelse av ungfisk) vil effekten på fisk og det at en domi	nerende 	
art fortrenger andre, være effekter på biologisk mangfold som er sammenlignbart med 
eutrofiering og som kan påvirke ikke	-bruksverdien på samme måte som ved eutrofiering. Selv 	
de biologiske effekter av problemvekt av krypsiv ikke er helt sammenlignb	are med 	
eutrofiering, som det er gjennomført verdsettingsstudier av (i motsetning til krypsiv), er det 
ikke urealistisk å forutsette at effektene på husstandenes bruks	- og ikke	-bruksverdier er 	
sammenlignbare med de som observeres for eutrofiering. Et helt 	sikkert svar på dette får man

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	25	 	
imidlertid ikke før en verdsettingsstudie av bedret vannkvalitet som følge av fjerning av 
problemvekst av krypsiv er gjennomført. 	 	
 	
II. Beskrive (forventet) endring i kvalitet og/eller kvantitet av miljøgodet	 	
 
Dette innebærer 	at en beskriver:	 	
a) Referansealternativ (dvs. utviklingen uten tiltaket/endringen), og 	 	
b) Omfanget av endringen, samt retning på endringen (dvs. størrelsen på 
forbedring eller forverring av vannkvalitet, og om det er bevaring eller 
restaurering	2 av et vassdrag) 	 	
 
Referansealternative	t vil her være at det 	ikke	 gjøres tiltak mot krypsiv. Omfanget av endringen 	
bør i CV	-studier beskrives ved hjelp kart, bilder og en vannkvalitetsskala. For eutrofiering 	
benyttes ofte en vannkvalitetsskala med fire nivåer; se figur 2.1 (eventuelt fem nivåer fra 
svært dårlig til svær	t god) for å illustrere hvordan endringen i vannkvalitet vil fortone seg for 	
fastboende langs vassdraget, hytteeiere og andre besøkende til området. Tiltak mot krypsiv vil 
således gi nytte sammenlignbart med en vannkvalitets	forbedring	, og være en restaurer	ing av 	
et vassdrag tilbake til en original tilstand med en redusert eller ingen problemvekst av krypsiv. 
Omfanget av endringen avhenger av hvor effektivt de ulike tiltak mot krypsiv er. 	 	
 
Steg 2 	– Identifisere den berørte populasjonen på beslutningsstedet	 	
 
Desvousges et al (1998) bruker dette som siste steg i deres retningslinjer for gjennomføring av 
benefit transfer. Det er imidlertid viktig å identifisere den berørte befolkningen på 
beslutningsstedet allerede før vi gjennomgår litteratur og vurderer rele	vansen av de utvalgte 	
verdsettingsstudier. Den berørte befolkningen kan i utgangspunktet være alle husstander (i 
Norge) som kan tenkes å ha nytte av å redusere problemvekst av krypsiv i de berørte 
vassdragene. Verdiene som overføres fra tidligere studier b	ør stamme fra et befolkningsutvalg 	
på studiestedet med relativt like demografiske egenskaper og verdier som på 
beslutningsstedet. 	 	
 
 	 	 	
2 Det bør skilles mellom bevaring (som bevarer et uberørt miljø) og restaurering. Det har vist seg at 
befolkningen setter en høyere verdi på å beholde et uberørt miljø (dvs. bevare) enn å restaurere et 
berørt miljø tilbake til en (tilnærmet) uberør	t tilstand.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	26	 	
Dersom vi kun ønsker å komme fram til verdier av en rekreasjonsaktivitet, vil den berørte 
befolkningen være de som benytter	 vassdraget til ulike rekreasjonsaktiviteter så som 	
fritidsfiske, bading, båttur, fotografering og fotturer langs vassdraget. Dersom vi ønsker å 
verdsette både bruks	- og ikke	-bruksverdien, og beslutningsstedet kun har lokal verdi (og det 	
dermed er mange su	bstitutter regionalt), bør utvalget komme fra de aktuelle kommunene som 	
har vassdraget innenfor sine grenser. Dersom det er ingen eller få substitutter regionalt bør 
utvalget komme fra flere kommuner, og eventuelt fra hele fylket eller flere fylker. Derso	m 	
miljøgodet er av nasjonalt viktig karakter, for eksempel i form av en nasjonalpark, bør utvalget 
representere hele landet. 	 	
 
Om en vil overføre betalingsvillighetsestimater fra en verdsettingsstudie som omfatter både 
bruks	- og ikke	-bruksverdi, må alle be	rørte husstander på beslutningsstedet anslås på det 	
geografiske nivået som synes naturlig å definere som «berørt befolkning»., dvs. en eller flere 
kommuner, ett eller flere fylker, eller hele Norge 	ders	om miljøgodet det gjelder er unikt i norsk 	
sammenheng 	(og har få eller ingen perfekte substitutter). For krypsivtiltak i vassdraget Otra vil 	
det i første rekke være husstandene i de kommuner som elva renner gjennom, dvs. 
kommunene Evje og Hornes, Iveland, Bygland, Bykle, Valle, Vennesla og Kristiansand. Andre	 	
deler av Agder	-fylkene synes ikke relevante å ta med da innbyggerne der har substitutter i 	
form av andre vassdrag i området, og nærheten til sjøen. For tiltaksarbeidet mot krypsiv i alle 
de fem elvene med problemvekst av krypsiv i Aust	- og Vest	-Agder saml	et sett, vil derimot de 	
berørte husstandene i utgangspunktet kunne omfatte alle husstandene i de to Agder	-fylkene. 	 	
 
Således er Barton et al (2009) som undersøkte BV for vannkvalitetsendringer i utvalgte 
vassdrag blant befolkningen i Østfold fylke og sørli	ge deler av Akershus gjennomført på samme 	
geografiske nivå som er aktuelt for å finne BV for vannkvalitetsforbedringer fra krypsivtiltak i 
utvalgte vassdrag i Aust	- og Vest	-Agder. De demografiske forhold er også relativt like i disse to 	
regionene. 	 	
 
 
Steg 	3 – Utfør en litteraturgjennomgang for å identifisere relevante primærstudier 	 	
 
Neste steg er å gjennomføre litteratursøk, inklusive søk i den mest omfattende databasen for 
verdsettingsstudier Environmental Valuation Reference Inventory (EVRI) 	www.evri,ca	 for å 	
identifisere lignende studier fra samme land eller naboland (eller andre land som er relevante 
å sammenlikne seg med). Denne anbefalingen er basert på validitetstester av benefit transfer,

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	27	 	
som viser at overføringer 	mellom land og områder som har likest mulig demografiske, 	
kulturelle og institusjonelle forhold generelt sett har mindre overføringsfeil (se Lindhjem & 
Navrud 2008, Bateman et al 2011). Av samme årsak bør man velge de nyeste studiene; da 
befolkningens pref	eranser for miljøgoder kan ha endret seg over tid, samt at 	
verdsettingsmetodene er blitt bedre over tid. 	 	
 
Et søk i EVRI	-databasen viser at det er 262 europeiske SP	-studier som verdsetter aspekter ved 	
vann; men kun en mindre andel av disse ser på vannkvali	tet i elver og innsjøer, Således gir et 	
søk på «eutrofiering» kun 11 SP	-studier i Europa, og flere av disse er av marine områder 	
(særlig Østersjøen). Det mest omfattende europeiske forskningsprosjektet innen verdsetting 
av bedret vannkvalitet i ferskvann e	r EU	-prosjektet AQUAMONEY («	Development and testing 	
guidelines for the economic valuation of the environmental and resource costs and benefits 
related to the Water Framework Directive»), hvor det bl.a. ble gjennomført samme CV	-studie 	
av vannkvalitetsforbed	ringer i utvalgte vassdrag i fem land; Belgia, Litauen, Storbritannia, 	
Danmark og Norge. Bateman et al (2011) foretar en samlet analyse av dataene for alle fem 
land, mens Barton et al (2009) analyserer resultatene kun fra den norske studien. 	 	
 
Den ideelle 	verdsettingsstudien å overføre fra er en studie som: i) bruker en SP	-metode (CV 	
eller CE er metoder med potensial til å verdsette endringer i 	både	 bruksverdi og ikke	-	
bruksverdi), ii) estimerer betalingsvilligheten for å få bedret vannkvalitet fra tiltak mo	t 	
problemvekst av krypsiv, iii) er foretatt av et representativt utvalg av befolkningen som 
berøres av, fortrinnsvis i Agder	-fylkene eller nabofylkene, og iv) helst er gjennomført nylig. 	
Punktene i)	–iv) henviser til at studien det overføres verdier fra bør	 henholdsvis dekke folks 	
total betalingsvillighet (bruks	- og ikke	-bruksverdi), være av samme miljøgode, og være 	
gjennomført nært geografisk og i tid. Det finnes imidlertid, så vidt vi vet, ingen 
verdsettingsstudier av endringer i kvaliteten av vassdrag ett	er gjennomførte tiltak for å 	
redusere omfanget av problemvekst av krypsiv. Effekten av krypsiv på vannkvalitet og 
rekreasjonsmuligheter har imidlertid mye til felles med effekten av eutrofiering/begroing av 
vassdrag fra overgjødsling av næringsstoffene nit	rogen (N) og fosfor (P). Unntaket er at mens 	
effekten av stor grad av eutrofiering er tap av fiskebestander pga oksygentap når algeveksten 
brytes ned, vil ikke fiskebestandene (som her er laks og sjøaure, samt den relikte laksen bleke i 
Byglandsfjorden og	 Otra) påvirkes like mye som ved eutrofiering. 	Krypsiv kan være et problem 	
for fisk om gyteplasser gror igjen. Valle et al (2014) finner imidlertid i en undersøkelse av 50 
vassdrag på Sør	- og Vestlandet at dette er et begrenset problem; også for bleke i O	tra. De 	
finner tvert imot at moderate mengder krypsiv kan være positivt for ungfiskproduksjonen i

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	28	 	
mosaikkhabitatet av grus og krypsiv, p.g.a	. gode skjulmuligheter og godt næringsgrunnlag (som 	
skyldes høyere tetthet og flere arter bunndyr i områder med krypsiv). 	 	
 
Når det ikke finnes verdsettingsstudier av krypsiv, er det derfor mest nærliggende å overføre 
resultater fra norske SP	-studier av end	ret vannkvalitet heller enn av endrede fiskebestander 	
(se Navrud (2001) for et sammendrag av verdsettingsstudier av ferskvannsfiskebestander; som 
ble gjort fra slutten av 1980	-tallet til midten av 1990	-tallet). En bør også overføre resultater fra 	
nyere 	SP	-studier av vannkvalitet heller enn å bruke 15	-20 år gamle studier av vannkvalitet (som 	
Magnussen 1992, Magnussen og Navrud 1992; Magnussen et al 1995; Lindhjem 1998), da folks 
preferanser og verdsetting av vannkvalitet kan ha endret seg mye over tid. En s	tudie som da 	
peker seg klart ut er den norske landstudien Barton et al (2009) gjennomførte i innen EU	-	
prosjektet AQUAMONEY. Dette er både en CV	-studie og CE	-studie av folks betalingsvillighet for 	
bedre vannkvalitet i utvalgte vassdrag i Østfold (se figur 2	.1 for beskrivelsen av 	
vannkvalitetsendringer som ble brukt i studien). 	 	
 
 
Steg 4 	– Gjennomgå relevansen og kvaliteten i verdsettingsestimatene fra primærstudien 	
med sikte på verdioverføring	 	
 
I dette steget gjennomgås kvaliteten på den aktuelle verdsettingsstudien, dvs. Barton et al 
(2009), i forhold til vitenskaplige kriterier og omfang av informasjon. Vi bruker kriteriene 
Desvousges et al. (1998) satte opp for å bedømme om en studie er aktuel	l for verdioverføring: 	 	
 	
I) 	Vitenskap	elig nivå 	– overførte verdianslag er bare så gode som metodikken og 	
forutsetningene i originalstudien tilsier	 	
a) Vitenskap	elig forsvarlig datainnsamling (	for studier basert på oppgitte 	
preferanser menes med dette personlige i	ntervju og/eller post/internett 	
undersøkelser med høy responsrate slik at utvalget er representativt for den 
berørte befolkningen. Utarbeiding av spørreskjema må være basert på 
fokusgrupper og pilottester av skjemaets ordlyd og betalingsvillighets	-	
scenari	er. 	 	
 	
 	Barton et al (2009) er basert på en pilottest av et spørreskjema med personlig 
intervju av 286 respondenter ved innsjøen Vannsjø sommeren 2007 som 
spesielt testet ut CE	-metodikken (Lande 2008); samt en pre	-test av et web	-

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	29	 	
basert spørreskjema på 16 res	pondenter med oppfølgende telefonintervju av 	
disse (i juli 2008). Hovedundersøkelsen ble foretatt av TNS Gallup på deres 
internettpanel i 2008, og sendt til 3.358 respondenter i Østfold fylke og den 
sørlige delen av Akershus fylke. Svarprosenten etter én u	ke var 33,7 %, som er 	
akseptabelt for internettundersøkelser (selv om en helst så at minst 50 % 
hadde svart, jfr. et mye brukt kriterium for postalundersøkelser). Det ga et 
netto utvalg på 1133 respondenter. Dette er mer enn stort nok utvalg for å få 
et r	epresentativt bilde av preferansene til husstander i Østfold og sørlige del 	
av Akershus, da det er større enn utvalgene på 1000 personer en ofte brukes i 
nasjonale spørreundersøkelser. Representativiteten av utvalget ble testet ved 
å sammenligne karakteris	tika ved respondentene med Statistisk Sentralbyrås 	
(SSBs) statistikk for hele befolkningen i Østfold. Utvalget hadde noe høyere 
gjennomsnittlig årlig personlig bruttoinntekt, 365.321 kr mot 292.600 kr i 
befolkningen. Dette kan imidlertid skyldes at de samm	enlignet med 	
statistikken for Østfold fylke, mens sørlige Akershus også er med og de kan ha 
høyere gjennomsnittlig inntekt. Utvalget var underrepresentert for 
aldersgruppene under 30 år og over 60 år, og hadde en større andel med 
universitets	- og høyskole	utdannelse sammenlignet med populasjonen. Figur 	
3.1 viser undersøkelsesområdet for pilot	- og hovedstudien. 	 	
 	
b) Vitenskap	elig forsvarlig metodikk	; se for eksempel Bateman & Willis (1999) 	
samt Bateman et al (2002) for retningslinjer ved studier av oppgitte 
preferanser, og Soutokorva og Söderquist (2005) for retningslinjer for 
vurdering av kvalitet av studier innen både avslørte (RP) og oppgitte 
preferanser (SP). Internettundersøkelser er nå blitt den vanligste formen for 
SP	-undersøkelser i Norge siden andel	 med tilgang til internett i Norge er svært 	
høy (95 % i 2013	3). Resultater fra studier som sammenligner BV fra det som 	
ble ansett å være gullstandarden 	- personlig intervju 	– med undersøkelser 	
sendt til internettpaneler finner at det ikke er signifikante f	orskjeller i BV 	
mellom disse to undersøkelsesmetodene (Lindhjem & Navrud 2011 a, b). For å 
unngå hypotetiske 	skjevhet	 i SP studier (for eksempel at folk oppgir for høy 	
 	 	 	
3 Se 	http://www.internetworldstats.com/top25.htm

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	30	 	
betalingsvillighet for å få gjennomført tiltaket fordi de tror beløpet aldri vil bli 
inn	krevd) bør husstandene ha hatt erfaring med betalingsmåten, og tro på at 	
den i praksis ville bli brukt for å dekke kostnadene ved miljøforbedringen slik 
at de faktisk må betale. Husstandene spørres i Barton et al (2009) om 
betalingsvillighet i form av 	en økning i vann	- og avløpsavgiften (VA	-avgiften) de 	
i dag betaler, og som vil øke ved tiltak for bedre vannkvalitet. VA	-avgiften er 	
således en meget realistisk betalingsmåte de har erfaring med, og som de har 
erfart har økt når kommunen har igangsatt tilt	ak for å bedre vannkvaliteten av 	
vassdrag. 	 	
 	
c) Konsistens med vitenskap	elig (økonomisk) teori	. Dette innebærer for eksempel 	
at det eksisterer en sammenheng (i form av ekspertanslag eller dose	-respons 	
funksjoner) mellom miljøpåvirkning og verdsettingsestimate	t; samt at det er 	
gjennomført statistiske (økonometriske) analyser og at 
betalingsvillighetsfunksjonen inneholder variabler som man bør forvente ut i 
fra økonomisk teori (for eksempel inntekt).	 	
 	
I Barton et al (2009; tabell 11 og 13 for hhv. CV og CE 
betal	ingsvillighetsfunksjoner) er det signifikant sammenheng mellom tiltak og 	
endret vannkvalitet, og de estimerte betalingsvillighetsfunksjoner viser den 
teoretisk forventede signifikante positive sammenheng mellom BV og inntekt.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	31	 	
 	
 
Figur 3.1. Området for pilo	tstudien (	Vannsjø) og hovedundersøkelsen (Østfold fylke og 	
sørlige del av Akershus fylke) for verdsettingsstudien av endringer i vannkvalitet (Barton et 
al 2009) som er brukt i verdioverføringen	. 	
(Kilde: Barton et al 2009)	 	
 	
II) 	Relevans	 – Primærstudien	 fra studiestedet bør samsvare med forholdene på 	
beslutningsstedet (dvs. være ”så lik som mulig”) for å kunne brukes i denne nye 
konteksten /sammenhengen. Dette innebærer at:	 	
a) Omfanget av miljøendringen bør samsvare	 	
b) Utgangspunktet for miljøendringen bør sam	svare	 	
c) Berørt økosystem /miljøgode bør samsvare	 	
d) Det berørte området bør samsvare (f.eks. størrelse på området, tilgang på 
substitutter etc	.) når dette er relevant for studien (for eksempel ved 	
verdsetting av rekreasjonsverdier)	 	
e) Varighet og sammenhengen milj	øendringen skjer under bør samsvare	 	
f) 	Sosioøkonomiske karakteristika for den berørte befolkningen bør samsvare	 	
g) Eiendomsrett samt kulturelle og institusjonelle forhold bør samsvare.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	32	 	
 
Ad 	omfanget	 (pkt. IIa ovenfor) av miljøendringen, ble respondentene i Barton	 et al (2009) 	
spurt om betalingsvillighet for en endring i 1 eller 2 vannkvalitetsklasser i ett eller flere 
vassdrag (se eksempel på en scenariobeskrivelse i figur 2.1), dvs. fra rød eller gul til grønn 
(som tilsvarer «god økologisk status». Bildene som b	le vist av gul og spesielt rød vannkvalitet 	
(se figur 3.2) er sammenlignbare med effekten av krypsiv (men i noen tilfeller kan 
vannkvaliteten om mulig se enda verre ut med krypsiv enn rød vannkvalitetsnivå for 
eutrofiering 	– se for eksempel forsidebildet f	or denne rapporten), mens det etter tiltak vil se 	
omtrent ut som ved grønn vannkvalitet. Både 	utgangspunktet 	(IIb) og omfanget på endringen i 	
form av én og to vannkvalitetsklasser fra henholdsvis rød eller gul til grønn synes derfor 
sammenlignbart med effe	kten av tiltak mot krypsiv, og vil sannsynligvis heller underestimere 	
enn overestimere effekten (forutsatt at tiltakene er effektive). Berørt økosystem (IIc) er det 
samme. I begge tilfeller berøres det akvatiske økosystem, og selv om Barton et al (2009) se	r 	
både på innsjøer og elver, ser vi her på 	elver 	påvirket av krypsiv. Imidlertid er problemveksten 	
ofte størst i bukter og andre rolige partier, som kan tenkes å ha et innsjøpreg i folks øyne. De 
berørte områdene (IId) er både i vårt case og i Barton et al	 (2009) større vassdrag, og burde 	
således være sammenlignbare i størrelse og tilgang på substitutter i form av andre vassdrag 
med tilsvarende rekreasjonsaktiviteter, og nærhet til sjøen. Når det gjelder respondentenes 
deltagelse i rekreasjonsaktiviteter ve	d ulike vannkvalitetsnivåer, er det en markert reduksjon i 	
rekreasjonsaktiviteten når en går fra grønt til gult nivå; særlig for bading (som er naturlig siden 
denne aktiviteten medfører mest kontakt med vann); se figur 3.2. I forhold til egnethet for 
ulike	 aktiviteter i beskrivelsene av vannkvalitet (se figur 2.1), er det imidlertid større aktivitet 	
enn ventet i fritidsfiske og bruk av båt; henholdsvis 40 % fisker og 60 % bruker båt selv ved den 
dårligste «røde» vannkvaliteten. Hvorvidt dette er sammenlignb	art med en situasjon med 	
krypsiv har vi ikke data for, men det er fortsatt rekreasjonsaktivitet i vassdragene med krypsiv.	 	
 
Med hensyn til varigheten og sammenhengen det skjer i (IIe) gir eutrofieringstiltak full effekt 
først to år etter tiltaket og deretter i alle år framover jfr. Barton et al (2009). Krypsiv	-tiltak 	
derimot gir effekt ganske umiddelbart, men med re	-etablering 	av krypsiv etter 2	-3 år 	
(Danielsen et al 2012). Om tiltakene mot krypsiv gjentas hvert 2. år, kan vi anta at effekten blir 
varig, og således sammenlignbart med eutrofieringstiltak. Alt annet likt ville vi imidlertid 
forvente at BV for vannkvalitetsforbedri	ngene i Barton et al (2009) er noe lavere enn den ville 	
vært for å redusere arealet med krypsiv siden vannkvaliteten bedres rett etter tiltaket (og ikke 
flere år etterpå som for tiltak mot eutrofiering). Sosioøkonomiske karakteristika (alder, kjønn 
og utda	nning) ved befolkningen (IIf) i de to områdene (Agder	-fylkene versus Østfold og søndre

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	33	 	
Akershus) er noenlunde de samme, og det samme er eiendomsrett samt kulturelle og 
institusjonelle forhold (IIg). 	 	
 
 	 
 	
Figur 3.2. De fir	e vannkvalitetsnivåer (fra blå	 som er 	best	, via grønn, så gul og til rød som er 	
verst), og prosentandelen respondenter (N	 = 1113 respondenter) som drev ulike 	
rekreasjonsaktiviteter ved de ulike kvalitetsklassene	. 	
(Kilde: Barton et 	al 	2009, figur 35)	 	
 	
III.	 Detaljgrad	 – Originalstudien bør in	neholde et detaljert datasett med tilhørende 	
informasjon	 	
a) Original verdsettingsfunksjon; inkludert full informasjon og definisjoner av 
underliggende variabler og estimater, og gjennomsnittverdier for disse	 	
b) Forklaring på hvordan eventuelle substitutter 	(eller komplementære goder) 	
har blitt håndtert	 	
c) Data for svarprosent, andel nullsvar (og andel protest nullsvar) og andel 
positive svar	 	
d) Standardavvik og andre statistiske mål på resultatenes spredning	 	
 	
Barton et	 al (2009) rapporterer verdsettingsfunksjoner (pkt. IIIa ovenfor) både for CV og CE, og 	
drøfter effekten av substitutter (IIIb) ved at de finner signifikant «distance decay» i BV i form 
av at BV reduseres med mellom 35 og 72 kr pr. km husstanden bor i luft	linje vekk fra

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	34	 	
vassdraget. Fra de nedre deler av Vannsjø	-Hobøl	-vassdraget betydde det at BV var null når en 	
kom hhv 30 og 60 km vekk fra vassdraget. Dette er resultatene fra CE	-studien, mens CV	-	
studien (for Vestre Vannsjø og Storefjorden , som hadde nær 10	00 respondenter) viste en noe 	
mindre ”distance decay” på 25 kr/husstand/år pr km. ”Distance decay” i BV varierer imidlertid 
avhengig av retningen en går fra nedbørsfeltet, og Barton et al (2009) konkluderer således 
med at endring i BV med avstand er spesif	ikk for nedbørsfeltet. Konsekvensen av dette er at 	
det kan medføre store feil å overføre slike ”distance decay” resultater fra et nedbørfelt til et 
annet, og dermed synes det ikke tilrådelig å bruke disse resultatene i verdioverføring. 	 	
 
Data for svarprose	nt, andel nullsvar (og andel protest nullsvar) og andel positive svar for BV	-	
spørsmålene (jfr. pkt IIIc) er oppgitt. 95 % svarte på BV	-spørsmålene; og disse bestod av 10 % 	
reelle nullsvar, 10 % protest nullsvar, 15 % en blanding av reell nullsvar og prost 	nullsvar, og 60	 	
% med positiv BV. Standardavvik og andre statistiske mål på spredningen i betalingsvillighet er 
oppgitt både for CV og CE	-resultatene.	 	
 
 Alle de tre kriteriene (vitenskap	elig nivå, relevans og detaljgrad i rapportering av resultater) 	
med un	derliggende komponenter er like viktige for å vurdere relevans og kvalitet i studien. 	
Barton et al (2009) synes å tilfredsstille alle tre kriterier, og er således vurdert å være en godt 
egnet studie å overføre verdier fra for vårt formål.	 	
 
Steg 5 	– Velg ut	 og oppsummer tilgjengelig data fra studiestedet	 	
 
Her velger en ut studien (eller studiene) en ønsker å overføre resultater fra; samt hvilke 
estimater fra denne studien som er mest aktuelle for beslutningsstedet. Barton et al (2009) 
fant i CV	-studien at gj	ennomsnittlig betalingsvillighet pr husstand per år for alle kommuner 	
som grenser til innsjøene Vestre Vannsjø og Storefjorden 	(dvs. Moss, Våler, Råde og Rygge) 	
var 1070 kr med et 95 % konfidensintervall lik 803	-1337 kr for en vannkvalitetsforbedring fra 	
rød eller gul til grønn. Det var ikke signifikant høyere BV for en forbedring i to innsjøer kontra 
én innsjø, unntatt for de som ble spurt om BV for forbedring i to innsjøer først og så for én 
innsjø. I CE 	–studien var det ikke mulig å estimere betalingsvi	lligheten fra rød til grønn 	
vannkvalitet, men fra gul til blå vannkvalitet var gjennomsnittlig BV ca. 2000 kr /år/husstand i 
form av økt vann	- og avløpsavgift Alle tall er i 2008	–kr. Tallene, som var i BV i form av økt VA	-	
avgift, kan sammenlignes med gjenn	omsnittlig årlig VA	-avgift som var 4000 kr pr husstand.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	35	 	
Vannkvalitetsendringen fra tiltak for krypsiv antas å være fra rød eller gul til grønn 
vannkvalitet, og estimatet fra CV	-studien på 1070 kr (med 95 % konfidensintervall lik 803	-1337 	
kr) pr år pr hus	stand i kommuner som grenser inn til vassdraget, er det mest aktuelle estimatet 	
å overføre da CE	-studien ikke har estimater for den aktuelle vannkvalitetsforbedringen. 	 	
 
Steg 6 	– Overfør verdier fra studie	- til beslutningssted	 	
 
a) Fastslå hvilke verdier s	om skal overføres. 	 	
Her velger en ut hvilke verdier som skal overføres fra studiestedet, og angir hvilke 
verdikomponenter den omfatter. Barton et al (2009) estimat i 2008 på	 1070 kr (803	-1337 kr) 	
pr år pr husstand	 for betalingsvillighet for 	bedre 	vannkvalitet (fra rød/gul til grønn 	
vannkvalitet)	 omfatter både bruks	- og ikke	-bruksverdi. Spørsmålet er så om en skal regne om 	
denne husstandens gjennomsnittlige BV pr. år til BV pr. år pr. 	km	2 vannareal for å gjøre 	
nytteverdien direkte sammenlignbar med 	kostnadene ved tiltak mot krypsiv pr km	2 vannareal. 	
Resultatene fra Barton et al (2009) tyder på at det ikke er hensiktsmessig da husstandenes BV 
ikke er direkte relatert til størrelsen av vannarealet (jf	. at BV for bedret vannkvalitet i to 	
innsjøer i de f	leste tilfeller ikke var signifikant høyere enn for én innsjø). Dette kan skyldes at 	
det er andre enheter enn areal som er viktige for husstanders verdsetting av bedre 
miljøkvalitet. Andre norske studier viser også at betalingsvilligheten pr husstand ikke 	øker 	
proporsjonalt med økende areal av økosystemet (se for eksempel Lindhjem 2007, Lindhjem et 
al 2014 for skogøkosystemer). Det bør dermed utvises stor forsiktighet med å konvertere 
oppgitt gjennomsnittlig betalingsvillighet per husstand til kontinuerlige	 variable som 	
betalingsvillighet per km	2 per husstand. En slik verdi vil likevel være bedre enn en total 	
betalingsvillighet (summert over alle berørte husholdninger på studiestedet) per km	2, fordi 	
man i det siste tilfellet også må forutsette en tilsvarende	 størrelse av berørt populasjon på 	
beslutningsstedet som på studiestedet. Dette er nok en viktig grunn til at verdien per 
arealenhet for samme økosystemtjeneste i varierer svært mye internasjonalt; se TEEB (2010).	 	
 	
b)Fastslå metode for å korrigere for ulik	heter mellom studie	- og beslutningssted	 	
Det finnes tre ulike metoder: i) enhetsverdioverføring, ii) 
betalingsvillighetsfunksjonsoverføring og iii) meta	-analyse. Dersom beslutningsstedet har 	
lignende egenskaper som studiestedet, kan 	enhetsverdioverføring	 benyttes med stor grad av 	
sikkerhet. Benyttes enhetsverdioverføring mellom ulike land, med ulik valuta, kan inntekt og 
prisnivå mellom land korrigeres for ved å bruke kjøpekraftparitet (	PPP	- Purchase Power Parity) 	
- justerte valutakurser. 	Også innen et la	nd kan det imidlertid være aktuelt å justere for

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	36	 	
ulikheter i inntektsnivå og inntektselastisitet i forhold til betalingsvillighet for det undersøkte 
miljøgodet.	 	
 	
Overføring av en 	betalingsvillighetsfunksjon	 kan benyttes dersom denne har tilstrekkelig 	
forkl	aringsgrad	4 og inneholder forklaringsvariabler som det også er mulig å finne informasjon 	
om på beslutningsstedet. Imidlertid vil det svært ofte være slik at funksjonen inneholder 
variabler som gjør at nye undersøkelser må gjennomføres på beslutningsstedet 	for å skaffe 	
informasjon om disse (for eksempel variabler som sier noe om utvalgets holdninger med 
hensyn til fellesgodet en ser på). Dersom modellen kun er basert på variabler som det er mulig 
å fremskaffe informasjon om på beslutningsstedet (som inntekt,	 alder, utdanning etc. som er 	
tilgjengelig i offentlige databaser) vil man ofte oppleve at modellen har lav forklaringsgrad. 
Ofte vil betalingsvillighetsfunksjoner basert på SP	-metoder ha lavere forklaringsgrad enn 	
modeller basert på reisekostnads	- eller e	iendomsprismetoden (men de anslår kun 	
bruksverdien). Barton et al (2009, tabell 11) viser at av de sosioøkonomiske variable har alder 
og inntekt signifikant og positiv effekt, dvs. BV øker med økende alder og økende innt	ekt. BV 	
øker også signifikant (	i noe	n regresjoner) om elva brukes til rekreasjon sommertid, om 	
innsjøen som verdsettes er favoritten, og om respondenten er medlem i en 
miljøvernorganisasjon. BV reduseres imidlertid signifikant med økende avstand mellom bosted 
og vassdraget. 	 	
 
Hadde det eksis	tert meta	-analyser av norske SP	-studier av vannkvalitetsendringer (eller 	
internasjonale meta	-analyser hvor de norske var tatt med) kunne disse benyttes i 	
verdioverføring med sikte på å sammenligne resultatet med andre verdioverføringsmetoder, 
og kunne gi e	t enda bedre grunnlag for å anslå et intervall for den overførte verdien. Imidlertid 	
er det ikke alltid tilfellet at meta	-analyser gir sikrere anslag. Johnston et al (2003) og Johnston 	
& Thomassin (2010) fant i meta	-analyser av SP	-studier av vannkvalitet i	 henholdsvis bare USA 	
og både USA og Kanada, at verdioverføring fra bare amerikanske studier for å verdsette 
vannkvalitetsendringer i Kanada kan gi store overføringsfeil fordi meta	-analysen hvor 	
kanadiske studier også er med viser vesentlig lavere BV i Kan	ada enn i USA. Siden det var få SP	-	
studier av vannkvalitet i Kanada ga imidlertid også meta	-analysen av alle nord	-amerikanske 	
studier lav presisjon. Johnston & Thomassin (2010) konkluderer derfor med at ved verdsetting 
 	 	 	
4 Som en tommelfingerregel bør dette være en justert R	2-verdi høyere enn 0,5, noe som innebærer at 	
mer enn 50 % av variasjonen i betalingsvillighetsestimatet er forklart ved endring i forklaringsvariablene.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	37	 	
av vannkvalitet, selv i meta	-analyser	 hvor både nasjonale studier og studier i naboland er med, 	
skal en være forsiktig med å bruke resultatene i verdioverføring. Å overføre BV	-estimater fra 	
denne meta	-analysen av nord	-amerikanske studier til Norge, vil således heller kunne redusere 	
enn øke pr	esisjonen av det overførte BV	-estimatet. Hadde det vært tilstrekkelig antall norske 	
SP	-studier av vannkvalitet (helst av nyere dato) for en nasjonal meta	-analyse, eller en 	
internasjonal meta	-analyse hvor norske studier var med, kunne verdioverføring vært e	t aktuelt 	
supplement til for eksempel enhetsverdioverføring. Det er imidlertid ikke tilfellet nå. 	 	
 
Enhetsverdioverføring synes dermed å være den beste overføringsmetoden i vårt tilfelle. 
Metoden er også den enkleste og mest transparente måten å overføre v	erdier mellom studie	- 	
og beslutningssted. I studier som sammenligner ulike verdioverføringsmetoder har 
enhetsoverføring vist seg å være like pålitelig som de mer kompliserte metodene; se 
sammenligning med betalingsvillighetsfunksjoner i Bateman et al (2009	), og med meta	-	
analyser i Lindhjem & Navrud (2009). Dette skyldes hovedsakelig den lave forklaringsgraden 
som betalingsvillighetsfunksjoner fra verdsettingsundersøkelser basert på oppgitte preferanser 
har, samt det faktum at valg av metodikk, heller enn k	arakteristika ved beslutningsstedet, 	
miljøgodet og den berørte befolkningen, har den største forklaringsgraden i meta	-analyser. 	 	
 
En validitetstest av verdioverføring av betalingsvillighet for bedre vannkvalitet i innsjøer, hvor 
en gjennomførte like CV	- studier på samme tid i Vannsjø	-Hobøl vassdraget i Østfold og 	
Orrevassdraget i Rogaland og sammenlignet verdioverføring fra det ene vassdraget til det 
andre med den faktiske betalingsvilligheten i det andre; fant at selv i disse relativt like 
vassdragene var	 overføringsfeilen i størrelsesorden 	+ 25 % (Magnussen et al 1995; Bergland et 	
al 2002).	 	
Ut fra denne studien og andre som har sammenlignet enhetsoverføring med resultatet fra en 
faktisk SP	-studie (se Navrud (2004) og Ready &	 Navrud (2006) for en oversikt) kan 	
overføringsfeilen dersom studie	- og beslutningssted er svært like, ganske like og ganske ulike 	
grovt anslås til henholdsvis ca. ± 25, 50 og 100 %. Barton et al (2009) synes å falle i 
midtkategorien, jfr	. diskusjonen i pu	nktene foran, og et usikkerhetsintervall p	.g.a. 	
verdioverføring på ± 50 % bør da brukes. 	Det innebærer	 en overført gjennomsnittlig 	
betalingsvillighet 	for bedre vannkvalitet (fra rød/gul til grønn vannkvalitet) ved 	opprydding av 	
krypsiv lik 588 	- 1762 kr pr	. husstand pr. år (	2008	- kr).

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	38	 	
Når det er inntektsforskjeller mellom studiested og beslutningssted bør enhetsverdioverføring 
skje med inntektsjustering (siden betaling	svillighet avhenger av betalings	evne	, dvs. inntekt). 	
Derfor er intervallet for gjennomsni	ttlig betalingsvillighet på 588 	- 1762 kr pr. husstand pr. år 	
(2008	- kr), justert etter	 følgende formel: 	 	
 
Bp' = B	s (Yp / Y	s)ß 	 	 	 	 	 	 	 	 	(3.1) 	 	
 
hvor 	Bp' er nytten	 (her: betalingsvilligheten, BV) på beslutningsstedet (her: husstandene i 	
kommunene ved Otra); 	Bs er nytten (BV) på studiestedet hvor primærstudien ble gjort (her: 	
kommunene I Østfold og sørlige deler av Akershus ved Vestre Vannsjø og Storefjorden), Y	p og 	
Ys er årlig gjennomsnittsinntekt pr husstand på henholdsvis beslutningsstedet og studiestedet, 	
og β er inntektselastisiteten av BV.	 	
 
Tabell 3.1 viser beregningen med bruk av formel (3.1) for enhetsoverføring med justering for 
inntektsforskjeller mellom Øst	fold (rapportert i Barton et al (2009)) og kommunene langs Otra, 	
og en antatt inntektselastisitet av betalingsvilligheten lik 0,4 (jfr. 	NOU 2012:16; kap	ittel	 4.5.3 	
anbefaler 0,3 	- 0,5 som et foreløpig intervall); 	dvs. at når inntekten øker med 1 % øker 	
betalingsvilligheten med 0,4 %..

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	39	 	
Tabell 3.1. Utregning av betalingsvillighet (BV) fra enhetsverdioverføring med 
inntektsjustering (jfr. formel 3.1) fra Betinget Verdsettingsstudien av 
vannkvalitetsforbedringer i Vestre Vannsjø og Storefjorden i Østfold 	(Barton et al 2009) til 	
henholdsvis Otra i Vest	-Agder (i 2008 	- kr), og til alle fem elver i Aust	- og Vest	-Agder med 	
problemvekst av krypsiv	 (Kvina, Mandalselva, Otra, Tovdalselva og Nidelva).	 	
Variabelbeskrivelse	 	Variabel jfr. 
formel 3.1	 	
Verdi	 	
Beregnet BV (2008	-kr) pr. husstand pr. år for 7 kommuner rundt Otra 	 	Bp' Otra	 	1194 kr	 	
(597 	– 1791)	 	
Overført BV (2008	-kr) pr. husstand pr. år i Østfold (Barton et al 2009); 	
inklusive usikkerhet ved overføring på 	+ 50%	 	
Bs 	1175 kr	 	
(588 	– 1762)	 	
Husstandsinntekt pr. år i de 7 kommunene langs Otra; 	 	
veid gjennomsnitt (basert på antall husholdninger i 7 kommunene)	 	
(Median; etter skatt jfr. SSB)	 1 	
 
Yp Otra	 	
 
460.286 kr	 	
Husstandsinntekt pr. år i Østfold 	 	
(Median; etter skatt jfr. SSB)	 	
 
Ys 	
 
442.000 kr	 	
Inntektselastisiteten av BV for miljøgoder 	2 	β 	0,4	 	
Husstandsinntekt i Aust	- og Vest	-Agder; veid gjennomsnitt (basert på 	
antall husholdninger i de to fylkene)	 	
(Median; etter skatt jfr	. SSB)	 3 	
 
Yp Fem elver	 	
 
465.651 kr	 	
Beregnet BV	 (2008 	–kr) pr. husstand pr. �r for alle elver med krypsiv i 	
Aust	- og Vest	-Agder 	 	
Bp' Fem elver	 	1200 kr	 	
(600	- 1800)	 	
Merknader:	 	
1) Median husholdningsinntekt etter skatt (i kr) / antall husholdninger (hh	) i 2013 var for følgende 	
7 kommuner i Vest	- og Aust	-Agder som grenser mot Otra: Kristiansand (458.000 kr / 37783 hh), 	
Vennesla (477.000 kr / 5796 hh), Iveland (474.000 kr / 533 hh), Evje og Homnes (459.000 kr / 
1517 hh), Bygland (440.000 kr/536 hh), Valle	 (441.000 kr / 560 hh), Bykle (475.000 kr/397 hh). 	
Veid median husholdningsinntekt for de 7 kommuner er 460.286 kr. 	 	
 	Totalt antall husholdninger i de 7 kommunene er 47	 122.	 	
 	Kilde: Statistisk Sentralbyrå 2014; 	www.ssb.no	 	
2) An	tar at inntektselastisitet av miljøgoder generelt er lik for vannkvalitet spesielt. 	 	
 	Kilde: 	NOU 2012:16; kap. 4.5.3; midtpunkt av intervallet 0,3 	- 0,5	 	
3) Median husholdningsinntekt etter skatt (i kr) / antall husholdninger (hh) i 2013 var for Aust	- 	
Agder (4	62.000 kr / 49.203 hh) og Vest	-Agder (468.000 kr/ 76.490 hh)	 	
 	Veid median husholdningsinntekt for Aust	- og Vest	-Agder er 465.651 kr. 	 	
 	Totalt antall husholdninger i Aust	- og Vest	-Agder er 125	 693. 	 	
 	Kilde: Statistisk Sentralbyrå 2014; 	www.ssb.no	 	
 	
I tabell 3.1. er formel (3.1) for enhetsverdioverføring med inntektsjustering brukt i en 
verdioverføring fra Barton et al (2009) til å anslå betalingsvillighet pr. husholdning pr. år for 
bedre vannkvalitet ved fjerning av problemvekst	 av krypsiv i henholdsvis Otra og i alle 5 elver i

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	40	 	
Aust	- og Vest	-Agder med krypsiv (inklusive Otra). For Otra alene er det lagt til grunn at det kun 	
er de 47.122 husholdningene i de 7 kommunene som grenser til Otra (Kristiansand, Vennesla, 
Iveland, Evje og	 Ho	rnnes, Bygland, Valle og Bykle) som er «berørt», og dermed har en 	
nytteøkning	 og betalingsvillighet for bedre vannkvalitet i Otra ved fjerning av problemvekst av 	
krypsiv i dette vassdraget. Bedret vannkvalitet i alle de fem elver i Aust	- og Vest	-Agder som har 	
områder med problemvekst av krypsiv (	Kvina, Mandalselva, Otra, Tovdalselv	a og Nidelva) kan 	
imidlertid alle de 125.693 husholdningene i disse to fylkene ha betalingsvillighet for. 	 	
 
Vi bruker derfor husholdningsinntekten for henholdsvis de 7 kommunene og alle kommuner i 
Aust	- og Vest 	–Agder, sammen med tilsvarende inntekt i Øst	fold hvor Barton et a. (2009)	-	
studien ble foretatt, for å anslå betalingsvillighet pr. husholdning pr. år for henholdsvis Otra og 
alle 5 elver med krypsivvekst i de to Agderfylkene med bruk av formel (3.1). Tabell 3.1 viser at 
overført gjennomsnittlig beta	lingsvillighet per husstand per år (i 2008	-kr fra Barton et al 	
(2009)) er 	1194 kr (597 	– 1791 kr) og 1200 kr (600 	-1800 kr)	 for henholdsvis Otra (og de 7 	
kommunene ved vassdraget); og alle 5 elver (for alle kommuner i Aust	- og Vest	-Agder). 	
Intervallet for	 + 50 % usikkerhet fra verdioverføringen står i parentes.	 	
 
c) Fastslå metode for overføringer av verdsettingsestimater over tid	 	
 
Verdsettingsestimatet bør justeres for tid fra dataene ble innsamlet til dagens prisnivå, ved 
bruk av konsumprisindekser (KPI) hentet fra området hvor beslutningsstedet ligger. Dersom 
studiestedet ligger i et annet land enn beslutningsstedet, må det først 	konverteres til lokal 	
valuta i det året dataene ble innsamlet, ved å bruke kjøpekraftparitetsjusterte valutakurser fra 
dette året. Deretter benyttes KPI ved beslutningsstedet for å oppdatere verdiene til det 
tidspunktet da ny verdsetting ønskes gjennomført	. Siden vi har en relevant norsk studie, vil det 	
her være tilstrekkelig å justere med KPI fra året studien ble gjennomført fram til 2014. 	 	
 
Da miljøgoder ikke er inkludert i godene som inngår i KPI, kan det imidlertid være verdt å 
merke seg at miljøendring	en kan ha steget mer eller mindre enn denne indeksen. Det 	
eksisterer imidlertid pr i dag ingen bedre metode for å justere for endringer i preferanser for 
miljøgoder over tid. 	 	
 
Siden estimatene fra Barton et al (2009) stammer fra sommeren 2008, og KPI har 	steget med 	
12.1 % fra juli 2008 til november 2014, er det overførte estimatet 1338 kr (668 	- 2007 kr) i 	
2014	-kr for Otra, og 1345 kr (672 	-1945 kr) for alle fem elver (inklusive Otra). Siden disse

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	41	 	
estimatene er tilnærmet like og det er betraktelig usikker	het i estimatene, har vi avrundet 	
tallene og bruker samme estimat for gjennomsnittlig betalingsvillighet kun for Otra og for alle 
5 elver, dvs. 	1300	 kr pr. husstand pr. år med 	+ 50% intervallet 650 	– 1950 kr (2014	-kr). 	
Gjennomsnittet på 1300 kr pr. husstan	d per år, vil vi bruke i nytte	-kostnadsanalysen, men med 	
følsomhetsanalyser for det nedre anslaget på 650 kr	 for å se om resultatet er robust når en 	
bruker det nedre anslaget for samfunnsøkonomisk nytte.	 	
 
Steg 7 	– Utregning av total nytte for den berørte b	efolkningen	 	
 
Årlig samfunnsøkonomisk nytte av å redusere problemvekst med krypsiv kan beregnes ved å 
summere betalingsvillighet pr. husstand pr. år over totalt antall berørte husstander; se 
nedenfor.	 	
 	 N 	
BV	tot	 =  BV	i 	 	 	 	 	 	 	 	 	 	(3.2)	 	
 i = 1	 	
 
hvor N = antall berørte husstander og BV	i = betalingsvillighet pr. år for husstand 	i. 	
 
Formel (3.2) kan brukes når en har data for de enkelte husstanders BV i en primærstudie. Ved 
verdioverføring vil en multiplisere den overførte gjennomsnittlige BV per h	usstand pr. år med 	
antall berørte husstander, jfr. også formel (2.1). Om en hadde hatt pålitelige data for hvordan 
BV varierte med for eksempel avstand til vassdraget kunnen en differensiert mellom ulike 
deler av det berørte området, og brukte ulike anslag	 for BV for ulike grupper av de berørte 	
husstander. Så er imidlertid ikke tilfelle her jfr. diskusjonen i steg 4, punkt III ovenfor. 	 	
 
Med et anslag på 47.122	 berørte husstander (jfr. SSB; se også tabell 3.1; merknad 1) i 	
kommunene som grenser inntil Otra;	 dvs. Evje og Hornes, Iveland, Bygland, Bykle, Valle, 	
Vennesla og Kristiansand og gjennomsnittlig årlig betalingsvillighet pr. husstand pr. år lik 1300 
kr gir dette en 	årlig nytte på 61,2 millioner for Otra.	 	
 
I tillegg til de som bor i disse kommunene som	 grenser til Otra, vil de som eier hytter langs 	
Otra også kunne ha betalingsvillighet (både bruks	- og ikke	-bruksverdi) for bedret vannkvalitet 	
fra krypsivtiltak. En oversikt fra Fylkesmannens miljøvernavdeling i Vest	-Agder viser imidlertid 	
at de fleste av 	disse også bor i de kommunene som grenser til Otra. Utelatelse av hytteeierne

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	42	 	
vil således medføre kun en mindre underestimering av BV, da de aller fleste allerede er 
medregnet (og implisitt antas å ha samme betalingsvillighet som de som ikke har hytter lan	gs 	
elva). 	 	
 
Siden denne samfunnsøkonomiske nytten påløper hvert år framover, må en beregne 
nåverdien av nytten 	NV(B)	 ved hjelp av den generelle formelen:	 	
 	 	 T 	 	 	
 NV (B) = 	 	 Bt / (1 + r)	t 	 	 	 	 	 	 	 	
 	(3.3)	 	 	 	t=0	 	 	
 
hvor 	Bt er den totale nytteverdien 	(betalingsvilligheten	 BV	tot	) av miljøgodet i år t, 	T er 	
tidshorisonten / analyseperioden (for den oppgitte betalingsvilligheten) og 	r er samfunnets 	
kalkulasjonsrente (også benevnt diskonteringsrenten). Nytte og kalkulasjonsrenten er oppgitt i 
realverdier, 	dvs. nytten i faste 2014	-kr og diskonteringsrenten som realrente (dvs. justert for 	
inflasjon). Ifølge DFØ (2014, tabell 3.4) skal det benyttes en årlig risikojustert kalkulasjonsrente 
på 4 % når prosjektets levetid er 40 år eller mindre	5. 	
 
Barton et al (2	009) estimerer betalingsvilligheten pr. år uten spesifisert tidshorisont, men ved 	
verdioverføring til vassdrag med problemvekst av krypsiv bruker vi en tidshorisont på 20 år, ut 
fra at det er en analyseperiode som vil kunne fange opp alle relevante virknin	ger av tiltakene 	
mot krypsiv. 	Nåverdien av en årlig nytte	 på 61, 2 millioner kr i 20 år med 4 % kalkulasjonsrente 	
er 	831,7 millioner kr.	 	
 
Steg 8 	– Usikkerhet	 	
 
Med usikke	rhets	-tillegget på 	+ 50 % ved denne enhetsoverføringen (se steg 6) er nedre og øvre 	
ans	lag for årlig samfunnsøkonomisk nytte henholdsvis 30,6 og 91,8 millioner kr. Tilsvarende 	
nedre og øvre anslag	 for nåverdien av nytten med 20 års analyseperiode og kalkulasjonsrente 	
på 4 % blir da 	415,9 og 1247,6 millioner kr.	 	
 	 	 	
5 Se også Finansdepartementets Rundskriv R	-109/14 «Prinsipper og krav ved utarbeidelse av samfunnsøkonomiske 	
analyser» 	https://www.regjeringe	n.no/globalassets/upload/fin/vedlegg/okstyring/rundskriv/faste/r_109_2014.pdf	 	
For prosjekter med en lengre analyseperiode enn 40 år skal det brukes 3% for nytte og kostnader som påløper i 
tidsintervallet 40	-75 år, og 2% fra 75 år og framover.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	43	 	
3.2 Samlet nytteverdi av bedret vannkvalitet ved redusert krypsivvekst i 
Agder	-fylkene 	 	
Årlig nytte for å redusere forekomsten av krypsiv i de fem elver i Agderfylkene hvor problemet 
er størst finnes ved å multiplisere gjennomsnittlig betalingsvillighet pr	. husstand pr. år lik 1300 	
kr med de 125.693 husstandene som finnes i Aust	- og Vest	-Agder 	(jfr. SSB; se også tabell 3.1; 	
merknad 3). Vi antar da at husstander utenom disse fylkene har null betalingsvillighet for å 
redusere problemveksten av krypsiv i disse	 fem elvene. Dette kan medføre en 	
underestimering. 	Samlet 	årlig nytteverdi av forbedret vannkvalitet er da 163,4 millioner kr	.. 	
Om vi bruker det 	nedre anslaget	 på 650 kr pr. husstand per år er den årlige nytteverdien det 	
halve, men 	81,7 millioner kr	 er for	tsatt 17 ganger mer enn de 4,7 millioner kr 	
Krypsivprosjektet hadde som budsjett i 2014.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	44	 	
4. Samfunnsøkonomisk analyse	 	
I det følgende vil vi bruke de overførte nytteverdier for bedret vannkvalitet ved redusert 
problemvekst av krypsiv i nytte	-kostnadsanal	yser. I kapittel 4.1. gjør vi en overordnet 	
samfunnsøkonomisk vurdering av å fjerne problemvekst av krypsiv i alle de 5 elver i Agder	-	
fylkene hvor problemet er størst (Kvina, Mandalselva, Otra, Tovdalselva og Nidelva). I kapittel 
4.2. gjennomføres en samfu	nnsøkonomisk analyse av tiltak mot problemvekst av krypsiv 	
spesifikt i Otra i henhold til veilederens 8 trinn i samfunnsøkonomisk analyse (DFØ 2014).	 	
4.1. Samfunnsøkonomisk nytte og kostnader av krypsivtiltak i Aust	- og 	
Vest	-Agder	 	
Omfanget av krypsiv i de 	fem elvene i Agderfylkene hvor problemet anses å være størst er 	
samlet sett ut fra tolking av flyfoto anslått til ca. 13.500 da (Kvina (ca. 500 da), Mandalselva 
(ca. 1.000 da), Otra (ca. 8.000 da), Tovdalselva (ca. 2.000 da) og Nidelva (ca. 2.000 da)), men	 	
senere undersøkelser ved elvesnorkling peker i retning av at dette er et overestimat da noe av 
det som er tolket som krypsiv på flyfoto kan være mose og annen vegetasjon (Velle et al 2014). 
Om den årlige nytteverdien ovenfor på 163,4 millioner likevel for	deles på disse 13.500 da, 	
betyr dette at en samfunnsøkonomisk sett kan forsvare å bruke inntil 12.103 kr pr da årlig i 
tiltak for fjerne krypsivet i de berørte områdene i disse fem elvene. Om vi bruker det nedre 
anslaget for nyttevirkningene kan det tilsva	rende forsvares å brukes halvparten dvs. 6,051 kr 	
pr. da pr. år. Mekanisk fjerning av krypsiv ser ut til å måtte gjentas hvert år for å holde 
krypsivet i sjakk, og om det ikke gjøres er krypsivdekningen er like stor som før tiltaket etter 3 
– 4 år (Daniels	en et al 2012). Til sammenligning ble kostnaden for mekanisk fjerning av krypsiv 	
i 2014 i Øvre Otra er anslått til å være i størrelsesorden 9000 kr/da. Dette anslaget er basert på 
totalkostnaden ved behandlet areal for to områder i Øvre Otra, henholdsvis 
Kåvekrone	 230.460 kr / 27 da = 8535 kr / da og 	Storøy: 326.180 kr/35 da = 9319 kr/da; alle 	
beløp eksklusive merverdiavgift, og basert på brutto lønn inklusiv skatt, arbeidsgiveravgift og 
sosiale kostnader (Krypsivprosjektet v/ Arne Vethe 2014); dvs. en gjen	nomsnittlig årlig kostnad 	
på 8.927 kr/da. For å beregne den samfunnsøkonomiske kostnaden må vi forutsette at det for 
innsatsfaktorene er fri konkurranse i markedene for vareinnsats, tilnærmet full sysselsetting og 
ingen eksterne nytte	-effekter og kostnader	 eller ikke	-verdsatte positive eller negative effekter 	
av tiltaket. Ikke alle disse forutsetningene synes å være oppfylte. For det første er det svært få 
tilbydere av mekanisk fjerning, noe som kan ha skapt tilnærmet monopol lokalt på denne 
tjenesten, og v	ed en bredere anbudsrunde ville en kunne få en lavere pris som bedre ville

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	45	 	
gjenspeile marginale produksjonskostnader ved mekanisk fjerning. Innfrysning er et langt 
billigere alternativ, men kan kun gjennomføres når forholdene tillater det, og med forventet	 	
høyere vintertemperatur som følge av klimaendringer vil forholdene enda sjeldnere ligge til 
rette for dette tiltaket. Innfrysning har dessuten vist seg mindre effektivt i å fjerne krypsiv enn 
mekanisk fjerning, og har også den alternativkostnad at en innf	rysning ofte medfører stans i 	
kraftproduksjon. Dermed blir total samfunnsøkonomisk kostnad ved innfrysning høyere enn de 
direkte tiltakskostnadene skulle tilsi. For det andre viste Velle et al (2014) at krypsivvekst kan 
ha en positiv heller enn en negativ	 effekt på ungfiskproduksjonen, og at mekanisk fjerning av 	
krypsivet således ikke har en positiv effekt på fiskebestanden, men vil selvsagt gjøre det 
lettere å bedrive fritidsfiske. For det tredje kan kostnadene ved vedlikeholdsfjerning av krypsiv 
hvert 	år være mindre enn disse tiltakskostnadene hvor det har gått mer enn ett år siden siste 	
mekaniske fjerning. For det fjerde synes kostnadene ved tiltak i nedre del av Otra og i andre 
vassdrag å være noe lavere enn for Øvre Otta, men dette er usikkert fordi 	kostnadstallene ikke 	
alltid kan relateres direkte til behandlet area. Samlet sett synes dette å peke i retning av at den 
gjennomsnittlige samfunnsøkonomiske kostnaden for mekanisk fjerning av krypsiv er noe 
lavere enn 8927 kr/da. Imidlertid må det også le	gges til en 	skattefinansieringskostnad på 20 %	 	
(jfr. DFØ 2014) da kostnadene er finansiert gjennom tilskudd fra stat, fylkeskommuner og 
kommuner (som er krevet inn gjennom skatter, med de samfunnsøkonomiske 
kostnader/effektivitetstap det medfører). Dette b	etyr at den samfunnsøkonomiske årlige 	
kostnaden av krypsivtak kan anslås til 10.712 kr/da. 	 	
Med en konstant årlig 	samfunnsøkonomisk nytte (N) på 12.103 kr /da	 og en konstant årlig 	
samfunnsøkonomisk 	kostnad (K) på 10.712 kr/da	 (midtpunktet av intervallet 	85	35	-9319 kr/da 	
+ 20% skattefinansieringskostnad) over hele prosjektets levetid (og ingen andre nytte	- og 	
kostnadskomponenter) kan en regne ut 	nytte/kostnads	-forholdet (N/K) ved å dele disse 	
tallene på hverandre uten å beregne nåverdien av henholdsvis nytte 	og kostnader	. N/K = 1,13	 	
dvs. at hver krone brukt på mekaniske fjerning gir en samfunnsøkonomisk nytte på 1,13 kr. Om 
vi bruker det nedre anslaget på nytte på 6.051 kr/da betyr det at kostnadene for mekanisk 
fjerning av krypsiv eller andre effektive tiltak	 må ned på dette nivået for at det skal være 	
samfunnsøkonomisk lønnsomt. Dette er ikke utenkelig gitt at dagens kostnad sannsynligvis er 
et overestimat av samfunnsøkonomisk kostnad, og at økt konkurranse og teknologiutvikling på 
tilbydersiden vil kunne red	usere tiltakskostnadene over tid. Sannsynligheten for 	
samfunnsøkonomisk lønnsomhet øker også ved at det forventes at samfunnsøkonomisk nytte 
øker over tid gitt at folks verdsetting av miljøgoder som vannkvalitet og akvatiske

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	46	 	
økosystemtjenester øker med for	ventet økning i folks realinntekt og økt knapphet på god 	
vannkvalitet og akvatiske økosystemtjenester over tid (jfr. også DFØ 2014). 	 	
 
4.2 Nytte	-kostnadsanalyse av tiltak mot krypsivvekst i Otra	 	
Jfr. DFØ (2014) består en samfunnsøkonomisk analyse av 	følgende 8 trinn:	 	
1. Beskrive problemet og formulere mål	 	
2. Identifisere og beskrive relevante tiltak	 	
3. Identifisere virkningene	 	
4. Tallfeste og verdsette virkningene	 	
5. Vurdere samfunnsøkonomisk lønnsomhet (dvs. beregning av Netto Nåverdi)	 	
6. Gjennomføre 	usikkerhetsanalyser (dvs. følsomhetsanalyser)	 	
7. Beskrive fordelingsvirkninger	 	
8. Gi en samlet vurdering og anbefale tiltak	 	
I det følgende vil en samfunnsøkonomisk analyse av tiltak mot problemvekst av krypsiv i Otra 
bli beskrevet for hvert av disse 8 trinnene. 	 	
1. Beskrive problemet og formulere mål	 	
Otra er Norges 5. lengste elv, og er 240 km lang fra kildene nord for Hovden i Setesdalen til 
utløpet ved Kristiansand, hvorav 15 km lakseførende (se også figur 4.1). 8000 da (8 km	2) av 	
elven Otra anslås i dag å ha p	roblemvekst av krypsiv. 	Nullalternativet	, som er dagens situasjon 	
og forventet utvikling 	uten	 tiltak, setter vi lik dagens situasjon. Dette er en forenkling, da det 	
er usikkert om omfanget av krypsiv i Otra vil holde seg konstant, minske eller øke over ti	d da 	
årsakene til problemvekst av krypsiv ikke er klarlagt. 	 	
Problemvekst av krypsiv reduserer vannkvaliteten og har effekter for fritidsbruk (fritidsfiske, 
bading og båtbruk), o	verflatematter med krypsiv oppfattes som et estetisk problem for de som 	
går tu	r og/eller bor og/eller har hytte langs elva; 	og for kraftproduksjonen i elva ved at krypsiv 	
tetter turbininntaksrister.	 De store forekomstene av krypsiv kan også fortrenge andre planter 	
og dyr lokalt i vassdragene. Også for d	e som ikke bruker elva, kan pr	oblemvekst av krypsiv 	
redusere deres eksistens	- og bevaringsverdi av en elv med god miljøtilstand. Problemvekst av 	
krypsiv medfører altså både redusert bruksverdi og ikke	-bruksverdi av elva.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	47	 	
Følgende 	interessegrupper 	kan sies å være berørt av tiltak mot 	krypsiv (merk at én person kan 	
være med i flere interessegrupper):	 	
1. Brukere, dvs. husstander som bedriver fritidsaktiviteter i elva 	 	
2. Elveeiere (Grunneiere langs elva m/ fiskerett, inklusive Otra laxefiskelag) 	 	
3. Hytteeiere langs elva	 	
4. Husstander i kommunene l	angs elva (også som ikke	-brukere)	 	
5. Kraftprodusenter (Agder Energi, Otra Kraft DA)	 	
6. Entreprenørfirmaer som utfører tiltak mot krypsiv	 	
7. Norske skattebetalere, gjennom at Staten (ved Miljøverndirektoratet) finansierer 
mesteparten av tiltakene gjennom statstilsku	dd (3.5 av totalt ca. 4,7 millioner kr i 	
krypsivtiltak og FoU i alle berørte elver i Agderfylkene i 2014 kom fra Staten; det 
resterende var tilskudd fra fylkeskommunene i Aust	- og Vest	-Agder; de berørte 	
kommunene, kraftselskaper, og NVE)	 	
Målet 	med tiltak m	ot krypsiv er å fjerne problemvekst av krypsiv; spesielt på lokaliteter i Otra 	
hvor det er i strid med brukerinteresser og forholdene ligger til rette for å fjerne krypsivet. 	 	
 	
Figur 4.1. 	Kart over Otras nedbørsfelt (4043 km	2). 	
(Kilde:	 Vann	-nett 2014	) 	
 
2. Identifisere og beskrive relevante tiltak	 	
Av relevante tiltak for å fjerne krypsiv er det tre typer tiltak som hittil er brukt:

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	48	 	
 1) Mekanisk fjerning 	 	
 2) Styrt innfrysning	 	
3) Manipulering med vannstanden	 	
 
1) Mekanisk fjerning 	kan gjøres v.h.a.: i) 	Gravemaskin: Ved lav vannføring tas krypsivet og 	
mudder opp med gravemaskin. Massene legges på elvebredden eller kjøres bort; ii) Klipping 
med amfibiekjøretøy: Krypsivet klippes av, samles opp og legges på land, og iii) Klipping, 
fresing og spyling: virker	 omtrent som en jordfreser (som brukes i landbruket) og spyling av 	
bunnsedimentene. Klipping med amfibiekjøretøy kan fjerne krypsiv på dybder gravemaskinen 
ikke når, samt at opprinnelig elvegrus forstyrres i mindre grad enn ved graving. 	 	
 
2) Styrt innfrysn	ing	 forutsetter et regulert vassdrag (som Otra), og gjennomføres ved at en 	
reduserer vannføring og vannstand i en kald periode om vinteren. Lav vannføring 
opprettholdes til krypsivet fryser inn. Deretter gjennomføres en rask vannstandsøkning som 
medfører i	sgang med innefrosset krypsiv. Innfrysning av vassdrag kan kreve stans i 	
kraftproduksjonen.	 	
3) Manipulering av vannstanden	 forutsetter også et regulert vassdrag, og består i å senke 	
vannstanden. Ved Sire	-Kvina ble det satt inn en tappeluke i et terskelbass	eng med stor vekst 	
av krypsiv, og senkning av vannstand viste god effekt når nedtappet periode varte over ett år. 	 	
 	 	
Danielsen et al (2012) konkluderer med at ingen av de tre typene tiltakene som er prøvd ut gir 
permanent fjerning av krypsiv. Uavhengig av m	etoden ser man stor grad av re	-etablering av 	
krypsiv etter 2	-3 år, slik at tiltak må repeteres med jevne mellomrom for å holde krypsivet 	
borte. 	 	
Styrt innfrysning og manipulering av vannstanden er forsøkt og har klart lavere kostnader enn 
mekanisk fjernin	g, men synes ikke realistiske å gjennomføre i Otra mht. å nå målet om god 	
økologisk status da førstnevnte er avhengig av klimatiske forhold som tillater gjentatt 
innfrysning og sistnevnte tiltak ikke synes å gi tilstrekkelig reduksjon i dekningsgrad av kry	psiv 	
til å kunne oppnå «god økologisk status» (som nyttevurdering av tiltak mot krypsiv er basert på 
jfr. kapittel 3). I det følgende har vi derfor sett på kun det dyreste tiltaket, dvs. mekanisk 
fjerning. Om dette tiltaket viser seg å være samfunnsøkonomi	sk lønnsomt vil de to billigere

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	49	 	
tiltakene også være det, gitt at manipulering med vannstanden kan oppnå tilstrekkelig fjerning 
av krypsiv til å kunne oppnå «god økologisk status» og det er klimatiske forhold som tillater 
styrt innfrysning. Da formålet med 	dette prosjektet er om å dokumentere om det er 	
samfunnsøkonomisk lønnsomt eller ikke å fjerne problemvekst av krypsiv i Otra, og ulike 
former for mekanisk fjerning som gjentas hvert 2. år i dag anses som det eneste effektive tiltak 
for å oppnå dette, er de	t tilstrekkelig å analysere dette tiltaket. 	 	
3 & 4. Identifisere, tallfeste og verdsette virkningene	 	
I 2014 ble det brukt 600.000 kr i tiltak for å fjerne problemvekst av krypsiv i Otra; fordelt med 
300.000 kr på henholdsvis Øvre og Nedre Otra. Dette er im	idlertid ikke tilstrekkelig til å oppnå 	
«god økologisk status» i hele vassdraget. Da må problemveksten av krypsiv på 8000 da 
mekanisk fjernes. Samfunnsøkonomisk kostnad pr. da ved mekanisk fjerning jfr. erfaringene i 
Øvre Otra er 10.712 kr (inklusive skatt	efinansieringskostnaden på 20 %); se beregningen i 	
kapittel 4.1. For Otra betyr dette en kostnad på 85,7 millioner kr. Denne kostnaden vil påløpe 
hvert 2. år siden en ser stor grad av re	-etablering av krypsiv allerede etter 2	-3 år jfr. Danielsen 	
et al (201	2). Av andre samfunnsmessige kostnader vil det være støy i anleggsperioden for de 	
husstander som bor nær vassdraget eller har hytte der, og vassdraget er mindre egnet til 
rekreasjon i perioden den mekaniske fjerningen pågår. Disse virkningene er ikke verds	att i 	
kroner, men tas med under ikke	-prissatte effekter. Den verdsatte 	samfunnsøkonomiske 	
kostnaden	 antas da å være for Otra: 	85,7 millioner kr hvert 2. år over prosjektets levetid på 	
20 år.	 	
Samfunnsøkonomisk nytte	 av mekanisk fjerning av problemvekst av k	rypsiv vil være den 	
berørte befolkningens betalingsvillighet for å oppnå god økologisk status i vassdraget, som 
følge av fjerningen av krypsiv. Denne er i kapittel 3.1 v.h.a. verdioverføring fra en tidligere 
verdsettingsstudie i Norge beregnet til 	61,2 mil	lioner kr pr. år hvert år i 20 år. 	Dette anslaget 	
er basert på en overført, 	gjennomsnittlig årlig betalingsvillighet pr. husstand pr. år lik 1300 kr 	
for de 47.122	 husstander i kommunene som grenser inntil Otra (dvs. Evje og Hornes, Iveland, 	
Bygland, Bykle, Valle, Vennesla og Kristiansand); 	og inkluderer både økt 	
rekreasjonsverdi/bruksverdi og ikke	-bruksverdi for befolkningen i disse kommunene	. I tillegg 	
kommer at o	m en ikke hadde fjernet krypsivet vil det kunne løsne og tette turbininntak og 	
medføre ekstrakostnader for kraftproduksjonen, mens en ved den mekaniske fjerningen 
bruker lenser for å samle opp krypsivet en klipper. Dette er en ikke	-verdsatt nytteeffekt. I 	
tillegg kommer nytte	-effekten av bedre opplevelse for turister/besøkende som utenfra til 	
dette området (både fra Norge og utlandet) og eventuelt økning i turismen til området, både i

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	50	 	
form av økte netto inntekter til kommunene rundt Otra fra turistenes utgi	fter til kost og losji, 	
og økt rekreasjonsverdi for de norske turistene av å bruke vassdraget til friluftsliv og/eller 
bedre landskapsestetikk ved en ren elv (mens rekreasjonsverdien til utenlandske turister ikke 
skal medregnes i samfunnsøkonomiske analyse	r i Norge 	– dette er nytteeffekter som tilfaller 	
turistenes hjemland). For at dette skal være en samfunnsøkonomisk nytteeffekt må vi 
imidlertid forutsette at denne virkningen ikke kunne vært skapt med mindre bruk av midler på 
dette prosjektet i Otra, eller	 et annet prosjekt i kommunene langs Otra eller et annet område 	
av Norge.	 	
 
Figur 4.2 viser konsekvensviften som kombinerer verdien av den påvirkede ressursen (liten, 
middels eller stor) med omfanget av inngrepet (fra stort negativt til stort positivt), og 	anslår 	
størrelsen av den ikke	-prissatte konsekvensen på en skal fra «meget stor negativ konsekvens» 	
(angitt som 	-4 (	----	)) til «meget stor positiv kons	ekvens» (angitt som +4 (++++)).	 	
 	
Figur 4.2. Konsekvensvifte for ikke	-prissatte virkninger	 	
(Kilde: NOU 	2012:16: Samfunnsøkonomiske analyser)

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	51	 	
Tabell 4.1. summerer de ikke	-prissatte effektene for mekanisk fjerning av krypsiv. For disse 	
effektene har en antatt at ressursen har middels verdi og at omfanget av inngrepet er enten 
middels negativt eller middels 	positivt; noe som henholdsvis middels negativ (	--) og middels 	
positiv (++) konsekvens. Selv om en ikke kan summere de ikke	-prissatte positive og negative 	
effektene, ser de ikke	-prissatte virkningene ut til omtrent å balansere hverandre med to 	
middels negat	ive og to middels positive konsekvenser, slik at de prissatte virkningene alene 	
(jfr. nåverdiberegningene i neste trinn) vil gi et godt bilde av den samfunnsøkonomiske 
lønnsomheten. 	 	
Tabell 4.1. Ikke	-prissatte virkninger	 	
Ikke	-prissatt virkning	 	Konsekvens	 	
Støy for nærliggende boliger i perioden hvor 
fjerning av krypsiv pågår	 	
-- 	
Rekreasjonsbruk av Otra i perioden når 
fjerning av krypsiv pågår	 	
-- 	
Turisme	 	++	 	
Kraftproduksjon	 	++	 	
 
5 Vurdere samfunnsøkonomisk lønnsomhet (dvs. beregning av Netto Nåverdi)	 	
 
Netto Nåverdi (NNV)	 større enn null er kriteriet på samfunnsøkonomisk lønnsomhet, og 	
beregnes ved å summerer alle årlige samfunnsøkonomiske nytteeffekter (B	t) og kostnader 	
(Ct) over prosjektets levetid (T) diskontert med den anbefalte samfunnsmessige 	
kalku	lasjonsrenten	 (r) på 4 % p.a. (DFØ 2014); jfr. formel 4.1. 	 	
 
 
 
 	 	 	 	 T 	 	 T 	
 NNV = NV(B) 	– NV (C) =	 	 Bt / (1 + r)	t -  Ct / (1 + r)	t 	 	 	 	(4.1)	
 	 	 	 	t=0	 	 	t=0

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	52	 	
 
hvor 	Bt er nytte i år t, 	Ct er kostnad i år t, 	T er tidshorisonten, som her er satt til 20 år; 	 	
prosjektet starter i år (t = 0; dvs. 2015), og 	r = 0.04 basert på samfunnets kalkulasjonsrente 	
på 	 	
4 % p.a. jfr. anbefalingen i DFØ 2014).	 	
NV(B) og NV (C) er henholdsvis nåverdien av nytten	 og nåverdien av	 kostnadene.	 	
Nytte	-kostnadsforholdet (N/K) er definert som: 	 	
N/K = NV(B)/ NV(B) 	 	 	 	 	 	 	 	 	(4.2)	 	
 
Når netto nåverdi er positiv (NNV>0) er prosjektet samfunnsøkonomisk lønnsomt. Tilsvarende	 	
vil N/K > 1 angi at prosjektet er samfunnsøkonomisk lønnsomt.	 	
 
Vi bruk	er en overført 	gjennomsnittlig årlig betalingsvillighet pr. husstand pr. år lik 1300 kr for 	
de 47.122	 husstandene i kommunene som grenser inntil Otra (dvs. Evje og Hornes, Iveland, 	
Bygland, Bykle, Valle, Vennesla og Kristiansand); 	og som inkluderer både øk	t 	
rekreasjonsverdi/bruksverdi og ikke	-bruksverdi for befolkningen i disse kommunene.	 Dette 	
tilsvarer en årlig nytte på 61,2 millioner kr som påløper hvert år, og gir en nåverdien 	over	 20 år 	
med 4 % kalkulasjonsrente på 	831,7 millioner kr.	 	
 
Mekanisk 	fjerning av krypsiv på de 8.000 da i Otra som har problemvekst i dag er 85,7 millioner 	
kr hvert 2. år over prosjektets levetid på 20 år.	 Nåverdien av kostnadene	 over 20 år er da 	
593.8 millioner kr.	 	
Netto nåverdi	 er da nåverdien av nytte minus nåverdien av	 kostnadene, og den er klart positiv, 	
dvs. 	831,7 mill. kr 	– 593, 8 mill. kr = 	237, 9 millioner kr	. Nytte	-kostnadsforholdet (N/ K)	 er 	
tilsvarende større enn 1. N/K = 	831,7 mill	. kr /593, 8 mill	. kr = 	1,40 	dvs. hver krone i kostnad i 	
mekanisk fjerning gir 1,	40 kr i samfunnsøkonomisk nytte. 	 	
 
6 Gjennomføre usikkerhetsanalyser

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	53	 	
Her vil vi se på hvordan netto nåverdi (NNV) endrer seg om når vi endrer verdien av faktorene 
som inngår i lønnsomhetsberegningene for på finne ut hvilke faktorer som har størst 
innvirkni	ng på NNV og hvor robust lønnsomheten er for disse endringene. Spesielt er det viktig 	
å se på faktorer som vil kunne endre NNV fra positiv til negativ (dvs. fra lønnsom til ulønnsom) 
eller motsatt, og vurdere sannsynligheten for at dette skal skje. Usikker	hetsanalyser gjøres 	
vanligvis ved at en endrer én faktor av gangen (dvs. følsomhetsanalyse), men en bør også se på 
effektene av å endre flere faktorer samtidig (dvs. scenarioanalyse) i såkalte ”verstefalls	-	
scenarier” og ”bestefalls	-scenarier for å se hele 	spennet i den samfunnsøkonomiske 	
lønnsomheten.	 	
Det er flere usikre faktorer i denne analysen, og nedenfor følger en drøfting av disse.	 	
1. 	Årlige kostnader pr. da ved mekanisk fjerning	, både kostnadene pr. da (avhengig av 	
teknologi, økt konkurranse blant ti	lbydere av mekanisk fjerning etc	.), og om en må gjenta 	
mekaniske fjerning hvert år, hvert 2. år eller hvert 3. år; er usikre faktorer på kostnadssiden. . 
Dessuten vil kostnadene ved fjerning kunne være mindre om en fjerner krypsivet hvert år 
(p.g.a. mindre	 krypsiv å ta opp enn når en starter) kontra hvert 2. år som vi hittil har forutsatt; 	
og kostnadene kan være større om en fjerner krypsivet bare hvert 3. år. Det er for lite 
erfaringsgrunnlag for å si noe sikkert hvordan kostnadene pr. da vil endre seg, me	n det er 	
sannsynlig at de vil kunne reduseres over tid pga. økt konkurranse (mot nå få tilbydere og 
tilnærmet monopol) og teknologiutvikling. Gjennomsnittskostnaden pr. år vil likevel kunne 
være omtrent den samme. Nåverdien av kostnadene ved fjerning hvert	 år i 20 år er 1164,7 	
mill. kr. Tilsvarende tall for fjerning hvert 3	. år, er 416,6 mill. kr. 	 	
2. 	Antall da hvor problemveksten fjernes	 vil kunne påvirke både årlige kostnader og årlig 	
nytte Med dagens begrensede budsjett gjennomføres mekanisk fjerning av 	problemveksten i 	
utvalgte områder med størst brukerinteresser, dvs. der hvor det er størst konflikter med 
friluftsliv som bading, fiske og båtliv. En kunne derfor tenke seg et alternativ hvor tiltakene 
gjennomføres på kun de deler av Otra med problemvekst 	av krypsiv hvor det er store 	
brukerinteresser. Da vil selvsagt totalkostnadene reduseres i takt med størrelsen på de 
behandlede områder, men er dette et mer lønnsomt alternativ enn å fjerne all problemvekst? 
Hvor stor reduksjon dette gir i kostnadene er v	anskelig å si fordi det ikke finnes anslag på hvor 	
store arealer med krypsiv i Otra som må fjernes om en kun tar de områdene med stor 
brukerinteresse. Dermed har vi heller intet kostnadsanslag for dette alternativet. Likeledes er 
nytteverdien av et slikt a	lternativ vanskelig å anslå, men det er sannsynligvis lavere enn 	
mekanisk fjerning av 	all 	problemvekst. Selv om økt 	bruksverdi 	av fritidsaktiviteter vil kunne

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	54	 	
være den samme om en kun gjør tiltak i områder med størst brukerinteresser som med tiltak i 
hele	 området med problemvekst, vil sannsynligvis ikke	-bruksverdien være mindre. Da ikke	-	
bruksverdien kan utgjøre en vesentlig del av husstandenes gjennomsnittlige betalingsvillighet 
(dvs. deres TEV= Total Economic Value) vil dermed nytteverdien også kunne redus	eres 	
vesentlig om tiltakene settes inn på kun en del av arealet med problemvekst. Loomis (2012) 
fant for eksempel at husstanders betalingsvillighet for å unngå en halvering av vannføringen og 
den tilhørende reduksjon i vannkvaliteten i et byvassdrag i USA 	(Poudre River, Fort Collins, 	
Colorado) besto av 32 % bruksverdi og 68 % ikke	-bruksverdi. Dette støttes av resultater fra en 	
nasjonal verdsettingsstudie i Norge av befolkningens betalingsvillighet for å få en økning i våre 
ferskvannsfiskebestander i Telemar	k, Aust	- og Vest, Agder og Rogaland som følge av redusert 	
sur nedbør der kun 12	-37 % var økt bruksverdi/rekreasjonsverdi; dvs. at i overkant av 2/3 var 	
ikke	-bruksverdi (Navrud 1989, 2001). 	 	
3. Årlig nytte pr. husstand	 i form av økt bruksverdi og ikke	-bruk	sverdi er her basert på 	
verdioverføring av gjennomsnittlig betalingsvillighet lik 1300 kr pr. husstand pr år. Imidlertid 
medfører verdioverføringen en usikkerhet på 	+ 50 % (se steg 6 i kapittel 3.1). Vi gjør derfor en 	
usikkerhetsanalyse med øvre og nedre e	stimat for gjennomsnittlig betalingsvillighet, og det gir 	
en årlig samfunnsøkonomisk nytte henholdsvis 30,6 og 91,8 millioner kr. Nåverdien av nytten 
med 20 års analyseperiode og kalkulasjonsrente på 4 % er da henholdsvis 415,8 og 1247,5 
millioner kr. Dett	e er nytten basert på at betalingsvilligheten fra dagen vannkvalitet til ”grønn” 	
vannkvalitet (nest best på vannkvalitetsskalaen) fra Barton et al (2009) reflekterer den 
vannkvalitetsforbedring fjerning av krypsiv vil gi. Om det er usikkerhet om tiltaket m	edfører at 	
en oppnår denne vannkvaliteten, og at ikke andre vannkvalitetsparametere slik som pH (dvs. 
sur nedbør) gjør at folk ikke har så stor betalingsvillighet som forutsatt her, vil det nedre 
anslaget kunne være lavere enn 	– 50% av basisforutsetningen.	 	
4. 	Størrelsen på den berørte befolkningen	, dvs. antall husstander som får sin nytte/livskvalitet 	
påvirket av problemveksten av krypsiv i Otra, er også usikker. Vi har antatt at dette er kun 
husstandene i 	kommunene som grenser til Otra; dvs. Evje og 	Hornes, Iveland, Bygland, Bykle, 	
Valle, Vennesla og Kristiansand; dvs.	 47.122	 berørte husstander 	(se kapittel 3.1). Nytte	-	
effekten, og dermed betalingsvilligheten, varierer ofte mye mellom berørte husstander i SP	-	
undersøkelser, og en del av disse husstande	ne vil nok uttrykke null betalingsvillighet mens 	
andre kan ha høyere betalingsvillighet enn den overførte gjennomsnittsverdien på 1300 kr pr. 
husstand pr. år. Selv om mange av disse husstandene også eier hytter langs Otra er det også 
hytteeiere langs Otra	 fra andre kommuner som har nytte av at krypsiv fjernes. Likeledes vil 	
besøkende fra andre kommuner i Norge som kommer til Otra kunne ha betalingsvillighet for

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	55	 	
fjerning av krypsiv. Nytteeffekten for begge disse grupper er ikke medregnet her. Det er 
dermed 	både faktorer som trekker i retning av at samlet årlig nytte er et overestimat (ved at 	
antall berørte husstander er for høyt, for eksempel vil husstander i Kristiansand kunne ha 
rekreasjon i sjø som substitutt for rekreasjon i Otra og dermed ikke ha betali	ngsvillighet for 	
Otra; i motsetning til husstandene i kommunene langs Otra lenger unna kysten som ikke har 
dette som substitutt), og faktorer som peker i retning av et underestimat (gjennom at berørte 
husstander ikke omfatter hytteeiere og andre besøkende 	til Otra fra andre kommuner enn de 	
som grenser til Otra). En indikator for hvor følsom lønnsomheten er for antallet berørte 
husstander er å beregne hvor få berørte husstander med 1300 kr i gjennomsnittlig BV en 
trenger for at nytten akkurat skal oppveie ko	stnadene; som er 33.600 husstander. Det betyr at 	
de øvrige 13.522 husstander (dvs. 47.122 minus 33.600) da kan ha null betalingsvillighet for å 
fjerne krypsiv. Dette utgjør for eksempel 36 % av alle husstander i Kristiansand (se tabell 3.1), 
som kan tenkes	 å ha lav betalingsvillighet p.g.a. substitusjonsmuligheter jfr. diskusjonen 	
ovenfor. 	 	
Tabell 4.2 viser NNV og N/K for følsomhetsanalysene som er gjennomført for utvalgte usikre 
faktorer, og også utfallet av et verstefalls	- og bestefallsscenario for diss 	faktorene hvor vi 	
kombinerer de usikre faktorene.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	56	 	
Tabell 4.2. Usikkerhetsanalyse	 	
Faktor endret	 	Basisforutsetning for 
faktor	 	
Netto nåverdi (NNV), 
i mill. kr	 	
 	
Prosentvis endring 
i NNV jfr. basis	-	
forutsetninger	 	
Nytte	-kostnads	 	
(N/K)	 -forhold 	 	
Kostnad:Mekanisk 
fjerning hvert år	 	
Mekanisk fjerning hvert 
2. år	 	
- 333,0	 	- 140 %	 	0.71	 	
Kostnad:Mekanisk 
fjerning hvert 3.år	 	
Mekanisk fjerning hvert 
2. år	 	
+ 415,1	 	+ 74 %	 	2.00	 	
Nytte: Nedre estimat 
for betalingsvillighet	 	
(650 kr/husst./år)	 	
Betalingsvillighet (BV) 
lik 1300 kr/ 
husstand/år 	 	
- 178,0	 	- 75 %	 	0.70	 	
Nytte: Øvre estimat 
for betalingsvillighet	 	
(1950 kr/husst./år)	 	
Betalingsvillighet (BV) 
lik 1300 kr/ 
husstand/år	 	
+ 653,7	 	+ 75 %	 	2.10	 	
Verstefallsscenario	 	
Mekanisk fjerning 
hvert år, 	nedre 	
estimat for 
betalingsvillighet	 	
Mekanisk fjerning hvert 
2. år, og BV = 1300 
kr/husstand/år	 	
- 748.9	 	- 315 %	 	0.36	 	
Bestefallsscenario	 	
Mekanisk fjerning 
hvert 3.år, øvre 
estimat for 
betalingsvillighet	 	
Mekanisk fjerning hvert 
2. år, og BV = 1300 
kr/hussta	nd/år	 	
+ 830.9	 	+ 249 %	 	2.99	 	
 
7 Beskrive fordelingsvirkninger	 	
Nyttevirkningene ved å fjerne problemvekst ved krypsiv i Otra vil første rekke tilfalle de som 
bedriver ulike former for friluftsliv i og nær Otra, hytteeiere og elveeiere. I tillegg til denne 
bruksverdien vil alle husstandene i alle kommunene langs elva (	og muligens også i kommuner i 	
andre deler av Aust	- og Vest	-Agder, men disse er konservativt antatt å ha null

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	57	 	
betalingsvillighet). Kostnadene bæres hovedsakelig av staten, dvs. alle Norges skatteytere, 
samt fylkeskommunene og utvalgte kommuner, dvs. hussta	ndene som betaler skatt i Aust	- og 	
Vest Agder; som i stor grad er de samme som vil ha nytteeffekter. Prosjektet ventes således 
ikke å gi skjeve fordelingseffekter, men innebærer en visse nytteoverføring fra alle Norges 
husstander til husstandene i kommunen	e langs Otra. Entreprenørselskaper som gjennomfører 	
mekanisk fjerning av krypsiv og kraftprodusentene vil ha netto nytte av tiltakene. 
Entreprenørene får profitten ved oppdrag om mekaniske fjerning, og kraftprodusentene får 
mindre kostnader ved fjerning av	 krypsiv fra turbininntak da mekanisk fjerning kombineres 	
lenser for å samle opp krypsivet som er fjernet (og som ellers også kunne løsnet og kommet 
inn i turbininntak). 	 	
8 Gi en samlet vurdering og anbefale tiltak	 	
Med basisforutsetningene er prosjektet k	lart samfunnsøkonomisk lønnsomt med 	netto 	
nåverdi (NNV) lik 	237, 9 millioner kr	, og 	nytte	-kostnadsforholdet (N/K) 	1,40; 	dvs. hver krone i 	
kostnad i mekanisk fjerning gir 1,40 kr i samfunnsøkonomisk nytte. Usikkerhetsanalysen i 
tabell 4.2 viser at den samfu	nnsøkonomiske lønnsomheten i form av N/K	-forholdet varierer fra 	
0,36 til 2,99, dvs. fra ulønnsom ved at en får 0	,36 kr i nytte for hver krone kostnad til meget 	
lønnsom ved at en får 2,99 kr igjen for hver krone kostnad. Lønnsomheten er mer følsom for 
endri	ngen i forutsetningen om hvor ofte den mekaniske fjerningen av krypsiv må 	
gjennomføres enn størrelsen på gjennomsnittlig betalingsvillighet pr. berørt husstand pr. år. 
Selv om en ikke kan utelukke at prosjektet kan være ulønnsomt, synes det sannsynlig at 
fjerning av problemvekst av krypsiv i Otra er samfunnsøkonomisk lønnsomt, med de realistiske 
basisforutsetningene som er lagt til grunn. Denne konklusjonen styrkes av at en forventer at 
kostnadene ved mekanisk fjerning av krypsiv vil gå ned over tid samtidi	g som nytten av 	
forbedringer av vannkvalitet forventes å øke over tid i takt med økning i folks realinntekt. De 
ikke	-prissatte effektene av prosjektet synes å balansere og vil således ikke påvirke resultatet, 	
og prosjektet synes ikke å ha skjeve fordelings	effekter.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	58	 	
5. K	onklusjon	 	
 
Formålet 	med dette prosjektet er todelt:	 	
i) å anslå den samfunnsøkonomiske nytteverdien av bedret vannkvalitet ved å redusere 	
tilgroingen av krypsiv i berørte vassdrag i Agder	-fylkene,	 	
ii) å beregne samfunnsøkonomisk lønnsomhet a	v tiltak mot krypsiv i et utvalgt vassdrag; Otra.	 	
Ad i)	 er den 	samfunnsøkonomiske nytteverdien av bedret vannkvalitet fra dagens nivå til det 	
nest beste nivået på vannkvalitetsskalaen ved fjerning av problemvekst av krypsiv i 13,500 da i 
fem vassdrag i Agd	er-fylkene anslått ved verdioverføring fra en tidligere 	
betalingsvillighetsstudie i Østfold (Barton et al 2009) til 1300 2014	-kr/husstand/år; som gir en 	
samlet årlig nytte for 125.693 husstander i disse to fylkene lik 	163,4 millioner kr	. Usikkerheten 	
i ver	dioverføringen 	er anslått til 	+ 50 %, som 	gir et 	nedre anslag	 for betalingsvilligheten på 650 	
kr pr. husstand per år	. Det 	halverer den årlige nytteverdien	 til 	81,7 millioner kr	, men det 	er 	
fortsatt 17 ganger mer enn de 4,7 millioner kr Krypsivprosjektet 	hadde som budsjett for tiltak 	
og FOU i 2014	. Om en antar at fjerning av krypsiv må foregå hvert år på hele arealet (som nok 	
innebærer en 	overvurdering av kostnadene), og e	t anslag for	 årlig nytteverdi på 163,4 	
millioner kr, er det likevel samfunnsøkonomisk	 lønnsomt med mekanisk fjerning av krypsivet. 	
N/K	-forholdet er 	da 	1,13; som betyr at for hver krone kostnad får vi en samfunnsøkonomisk 	
nytte på 1,13 kr. 	 	
Ad ii)	 er det gjennomført en samfunnsøkonomisk analyse (nytte	-kostnadsanalyse) i henhold til 	
Finansde	partements veileder (	DFØ 2014) av mekanisk fjerning, 	som i dag anses å være eneste 	
effektive type tiltak	, på alle de 8000 da som i dag har problemvekst av krypsiv i Otra. Analysen 	
viser at med realistiske basisforutsetninger er dette samfunnsøkonomisk lønn	so	mt med et 	
N/K	-forhold på 1,40	; dvs. et samfunnsøkonomisk lønnsomt tiltak 	hvor 	en får e	n 	
samfunnsøkonomisk nytte på 1,	40 kr for hver krone i tiltakskostnad. Da det er stor usikkerhet 	
omkring hvor effektive tiltakene mot krypsiv er, hvor ofte de må gjentas	 og 	hvor godt	 	
verdsettingsmetoden	e og overføringsteknikker anslår nytteverdien	, er vurdering av usikkerhet 	
sentralt i denne samfunnsøkonomiske analysen. Usikkerhetsanalyser viser at en ikke kan 
utelukke at dette er samfunnsøkonomisk ulønnsomt	 eller mer løn	nsomt. Sæ	rlig ulønnsomt vil 	
det være om en må på gjennomføre mekanisk fjerning av krypsiv hvert år	 istedenfor hvert	 2. år 	
som antas	 	(i basisforutsetningene) 	å være tilstrekkelig for å oppnå 	den

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	59	 	
vannkvalitetsforbedringen verdioverføringen for nytten er base	rt på. Om gjennomsnittlig 	
betalingsvillighet pr. berørt husstand halveres, og/eller antall berørte husstander 	er færre enn	 	
47.122 husstander fra kommunene som grenser til Otra, vil prosjektet være ytterligere 
ulønnsomt. 	Er betalingsvillighet derimot nær de	t øvre estimatet for eksempel ved at folks 	
realinntekt øker og knappheten på krypsivfrie vassdrag på Sørlandet øker, og 
tiltakskostnadene reduseres over tid, vil imidlertid prosjektet være mer lønnsomt enn vi har 
lagt til grunn. 	Imidlertid synes de basisfo	rutsetninger som er lagt til grunn å være 	de mest 	
realistiske	 gitt dagens kunnskap, 	slik at 	det opprinnelige 	N/K	-forhold på 1,40 	anses å være 	en 	
god indikator på lønnsomheten av mekanisk fjerning av krypsiv i Otra. Det vil si 	at prosjektet	 	
er samfunnsøkonomisk lønnsomt, og at en for hver krone kostnad får en 
samfunnsøkonomisk nytte på 1,40 kr.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	61	 	
R	eferanser 	 	
Bateman, I and K. G, Willis (eds). 1999: Valuing Environmental Preferences. Theory and 
Practice of the 	Contingent Valuation Method in the Us, EU and Developing Countries. Oxford 	
University Press. Oxford, New York.	 	
 
Bateman, Ian J. Richard T. Carson, Brett Day, Michael Hanemann, Nick Hanley, Tannis Hett, 
Michael Jones	-Lee, Graham Loomes, Susana Mourato, Ece 	Özdemiroglu, David Pearce, Robert 	
Sugden and John Swanson 2002: Economic Valuation With Stated Preference Techniques. A 
Manual. Edward Elgar Publishing, Cheltenham, UK and Northampton, MA, USA.	 	
 
Barton, D., S. Navrud, N. Lande & A. Bugge Mills (2009): Asse	ssing Economic Benefits of Good 	
Ecological Status in Lakes under the EU Water Framework Directive. Case Study Report from 
the EU	-project “Aquamoney”. Norwegian =nstitute for Water Research (N=VA), N=VA Report 	
5732	-2009, 109 pp.. 	 	
 
Bateman, I. J.; Brouwer	, R.; Ferrini, S.; Schaafsma, M; Barton, D..N.; Dubgaard, A.; Hasler, B.; 	
Hime, S.; Liekens, I.; S. Navrud	; De Nocker, L.; Sceponaviciute, R.; Semeniene, D. 2011: 	Making 	
Benefit Transfers Work: Deriving and Testing Principles for Value Transfers for Simila	r and 	
Dissimilar Sites Using a Case Study of the Non	-Market Benefits of Water Quality Improvements 	
Across Europe. 	Environmental and Resource Economics	 50 (3); 365	-387.	 	
 
Bergland, O., K. Magnussen and S. Navrud 2002: 	Benefit transfer: Testing for Accuracy 	and 	
Reliability	. Chapter 7 (pp. 117	-132) in Florax, R.J.G.M., P. Nijkamp and K. Willis (eds.) 2002: 	
Comparative Environmental Economic Assessment.	 Edward Elgar Publishing, UK.	 	
 
Danielsen, T, Vegge, E og Grimsby, P.Ø, 2012: Er det mulig å bli kvitt krypsiv	 prosjektet på 	
Sørlandet? 	Norges vassdrags	- 	og energidirektorat (NVE), Oslo.	 	Tilgjengelig fra: 	
http://webby.nve.no/publikasjoner/rapport_miljoeb	asert_vannfoering/2012/miljoebasert201	
2_03.pdf	 	
 
Desvousges, W.H, F. R. Johnson and H.S. Banzhaf 1998: 	Environmental Policy Analysis with 	
Limited Information.Principles and Applications of the Transfer Method	. New Horizons in 	
Environmental Economics. Edward	 Elgar, Cheltenham, UK and Northampton, MA, USA.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	62	 	
 
DFØ (2014):	 Veileder	 i samfunnsøkonomiske analyser. Direktoratet for Økonomistyring (DFØ), 	
Oslo. 185 s.	 	
http://www.dfo.no/Documents/FOA/publikasjoner/veiledere/Veileder_i_samfunns%c3%b8ko
nomiske_analyser_1409.pdf	 	
 
Eftec 2009: Valuing Environmental Impacts: Practical Guidelines for the Use of Value Transfer 
in Policy and Project Apprais	al . Value Transfer Guidelines. Report to the UK Department of 	
Environment, Food and Rural Affairs (Defra), 92 p. 
https://www.gov.uk/governm	ent/uploads/system/uploads/attachment_data/file/182376/vt	-	
guidelines.pdf	 	
 
Johnston, R.J., E.Y. Besedin, and R.F. Wardwell. 2003: Modeling Relationships Between Use 
and Nonuse Values for Surface Water Quality: A Meta	-Analysis. 	Water Resources Research 	39 	
(12): 1363	-1372.	 	
 
Johnston, R.J.	 and P.J. Thomassin 2010: Willingness to Pay for Water Quality Improvements in 	
the United States and Canada: Considering Possibilities for International Meta	-Analysis and 	
Benefit Transfer. 	Agricultural and Resource Economics Review 	39 (1)	 	
 
KPS 2014: Statustapport 2011	-2013. Krypsivprosjektet på Sørlandet (KPS). 	
Miljøvernavdelingen, Fylkesmannen i Vest	-Agder, Kristiansand.	 	
 
KPS 2013: Statusrapport 2012. Krypsivprosjektet på Sørlandet (KPS). 	Miljøvernavdelingen, 	
Fylkesmannen i Vest	-Agder, Kristiansand. 12 s. 	 	
 
Lande, N.C. (2008). 	Valuation of thresholds in willingness to pay for water quality attributes 	
using choice experiments: a case study on eutrophication and recreation in the Vannsjø Lak	es, 	
Norway. M.Sc. Thesis. Department of Economic and Resource Management. 	Norwegian 	
University of Life Sciences (UMB).	 	
 
Lindhjem, H. 1998: Betalingsvillighet for en bedret vannkvalitet i Steinsfjorden. M.Sc. Oppgave, 
Økonomisk Institutt, Universitet i Oslo	.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	63	 	
Lindhjem, H. 2007: Non	-Timber Benefits from Fennoscandian Forests: A Meta	-Analysis. 	Journal 	
of Forest Economics	 12; 251	-277.	 	
 
Lindhjem, H. and S. Navrud 2011a: Are internet surveys an alternative to face	-to-face 	
interviews in contingent valuation? 	Ecological Economics 	70 (9);	 1628	-1637	 	
 
Lindhjem, H. and S. Navrud 2011b: Using Internet in Stated Preference Surveys: A review and 
comparison of survey modes. 	 International Review of Environmental and Resource Economics	, 	
5 (4); 309	–351	 	
 
Lindhjem, H.; K. Magnussen & S. Navrud 2014: Verdsetting av velferdstap ved oljeutslipp fra 
skip 	– Fra storm til smulere farvann (?); 	Samfunnsøkonomen 	nr 6 2014; 25	-39.	 	
 
Lindhjem, H	. & S. Navrud 2008: How Reliable are Meta	-Analyses for International Benefi	t 	
Transfer? 	Ecological 	Economics, 66(2	-3); 425	-435.	 	
 
Lindhjem, H, K. Grimsrud, S.Navrud & S.O Kolle 2014: 	The social benefits and costs of 	
preserving forest biodiversity and ecosystem services.	 Journal of Environmental Economics and 	
Policy	. Published onlin	e Dec 22014.	http://dx.doi.org/10.1080/21606544.2014.982201	 	
 
Loomis, J.B. 2012: Comparing households´total economic values and recreational value of 
instream flow in an urban river. 	Journal of 	Environmental Economics and Policy	 1 (1); 5	-17. 	 	
 
Magnussen, K. 1992: Valuation of reduced water pollution using the Contingent Valuation 
Method 	– testing for mental accounts and amenity misspecification. Chapter 10 (pp. 196	-230) 	
in Navrud S. (ed.) 1992: 	Pricing the European Environment.	 Scandinavian University Press / 	
Oxford University Press, Oslo, Oxford, New York.	 	
 
Magnussen, K., O. Bergland, og S. Navrud 1995: Kan nytte	-estimater overføres fra ett vassdrag 	
til et annet? 	Landbruksøkonomisk Forum	 nr. 4	-95	; 27	-37.	 	
 
Magnussen, K., H. Lindhjem og S. Navrud 2014: 	Verdsetting av skader på marine 	
økosystemtjenester fra oljeutslipp	. Vann 	(Tid	-skriftet for Norsk Vannforening); 49(1); 36	-46. 	
http://www.vannforeningen.no/ikbViewer/Content/902955/Magnussen,%20Lindhjem%20og
%20Navrud.pdf

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	64	 	
 
Magnussen , K. og S. Navrud 1992: Verdsetting av redusert foruresning til Nordsjøen. 	Norsk 	
Institutt for Landbruksøkonomisk 	forskning (NILF), Forskningsmelding B	-015	-92, 205 s.	 	
 
Mitani, Y. and S. Navrud (2014): Using Ecological Information in Choice Experiments to Value 
Ecosystem Services Restoration Programs in East Asia. Chapter 21 in Nunes, Paulo A.L.D, 
Pushpam Kumar and Tom	 Dedeurwaerdere (red.) 2014: 	Handbook on Economics of 	
Biodiversity and Ecosystem Services	. Edward Elgar Publishing, Cheltenham UK.	 	
 
Moe, T.F., Brysting, A.K., Andersen, T., Schneider, S.C., Kaste, Ø. and Hessen, D.O. 2013: 
Nuisance growth of 	Juncus bulbosu	s; the roles of genetics and environmental drivers tested in 	
a large	-scale survey. 	Freshwater Biology	 58: 114	-127	 	
 
Navrud, S. 1989: Estimating the social benefits of environmental improvements from acid 
depositions: A Contingent Valuation survey. In Folmer	, H. and E. van der Ierland (eds.): 	
Valuation methods and policy making in environmental economics. Studies in environmental 
science 36	, p. 169	- 192.	 	
 
Navrud, S. 2001: Economic valuation of inland recreational fisheries. Empirical studies and 
their policy 	use in Norway. 	Fisheries Management and Ecology 	8 (4	-5); 369	-382.	 	
 
Navrud, S. 2004: Value transfer and environmental policy. Chapter 5 (pp. 189	-217) in Tietenberg, 	
T. and H. Folmer (eds.) 2004: 	The International Yearbook of Environmental and Resource 	
Economics 2004/2005. A survey of Current Issues	. Edward Elgar Publishing, Cheltenham, UK and 	
Northampton, MA, USA.	 (In paperback 2005: ISBN 1460 7353).	 	
 
Navrud, S. 2007: 	Practical tools for value tra	nsfer in Denmark 	– guidelines and an example. 	
Working Report No. 28, 2007, Miljøstyrelsen, København. 
http://ww	w2.mst.dk/common/Udgivramme/Frame.asp?http://www2.mst.dk/Udgiv/public	
ations/2007/978	-87	-7052	-656	-2/html/default_eng.htm	 	
 
Navrud, S and R. Ready (eds.) 2007: 	Environmental Value Transfer: Issues and Methods	. 	
Springer Verlag , Dordrect, The Netherlands.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse 	 	 	 	65	 	
 
Navrud, S., R Ready, K. Magnussen & O. Bergland 2008: Valuing the social benefits of avoiding 
land	scape destruction from overhead power transmission lines 	- Do cables pass the benefit	-cost 	
test? 	Landscape Research	, 33 (3); 1	-16.	 	
 
NOU 2012:16: 	Samfunnsøkono	miske analyser	 	
http://www.regjeringen.no/nb/dep/fin/dok/nouer/2012/nou	-2012	-16.html?id=700821	 	
 
NOU 2013: 10: 	Naturens goder 	– om verdier av økosystemtjenester	. 	
http://www.regjeringen.no/nb/dep/kld/dok/nou	-er/2013/nou	-2013	-10.html?id=734440	 	
 
Ready, R. and S. Navrud 2006: International Benefits Transfer: Methods and V	alidity Tests. 	
Ecological Economics	 60 (2), 429	-434.	 	
 
Schneider, S.C., Moe, T.F., Hessen, D.O. and Kaste, Ø. 2013: 	Juncus bulbosus 	nuisance growth 	
in oligotrophic freshwater ecosystems: Different triggers for the same phenomenon in rivers 
and lakes? 	Aquatic Botany	 104: 58	-24. 	 	
 
Shrestha, R. K. and J. B. Loomis 2001: Testing a meta	- analysis model for benefit transfer in 	
international outdoor recreation. 	Ecological Economics	, 39 (1): 67	-83.	 	
 
Soutukorva, Å. og T. Söderqvist 2005: Kvalitetskriterier för ekonomiska miljövärderingsstidier. 
Naturvårdsverket, Stockholm. ISBN 91	-620	-1247	-9. 	
 
TEEB (2010), 	The Economics of Ecosystems and Biodiversity	 Ecological and Economic 	
Foundations.	 Edited by 	Pushpam Kumar. Earthscan, London and Washington. The Economics 	
of Ecosystems and Biodiversity (TEEB) 	http://www.teebweb.org/o	ur-publications/teeb	-study	-	
reports/ecological	-and	-economic	-foundations/#.Ujr1xH9mOG8	 	
 
Velle, G., H. Skoglund, B. Skår og B. Barlaup (2014): Påvirkning av anadrom fisk og biologisk 
mangfold av bunndyr. LFI UNI Miljørapport nr. 231, Laboratorium for Ferskvan	nsøkologi og 	
innlandsfiske (LFI), Bergen. 52 s.

Samfunnsøkonomisk nytteverdi av tiltak mot krypsiv	 	
Vista Analyse	 	66