Đánh giá lợi ích cho những quyết định môi trường

CHƯƠNG 7
ĐÁNH GIÁ LI ÍCH CHO VIỆC RA QUYẾT ĐỊNH VỀ
MÔI TRƯỜNG
Đánh giá rủi ro và quản trò rủi ro là trung tâm của trong quá trình ra quyết đònh
hướng dẫn chính sách môi trường. Một khi mức độ rủi ro môi trường đã được nhận
dạng, nhà chức trách bắt đầu nhiệm vụ hết sức quan trọng là suy nghó tìm ra chính
sách. Cuối cùng, mục tiêu là giảm thiểu rủi ro, mà giảm thiểu rủi ro là một lợi ích
cho xã hội. Tuy nhiên, đạt được mục tiêu này không phải là một quyết đònh không
bò ràng buộc. Có nhiều chi phí cơ hội. Các nhà chức trách cần xem xét việc nguồn
lực được sử dụng để giảm sương mù thì không còn sẵn nữa để làm sạch Biển Hồ
hay để bảo tồn loài kền kền ở California hay để cải tiến giáo dục cộng đồng.
Những người làm chính sách sẽ đương đầu với các quyết đònh khó khăn như thế
bằng cách nào? Không có câu trả lời đơn giản, và, thực tế, hầu hết có thể lập luận
rằng khu vực công vật lộn với vấn đề này trên cơ sở đang diễn ra. Tuy nhiên, có
nhiều chiến lược ra quyết đònh có thể hiệu quả trong xây dựng chính sách môi
trường, trong số đó, có phân tích lợi ích – chi phí.
Phân tích lợi ích – chi phí làm nền tảng của nhiều lý thuyết kinh tế. Ví du,ï
doanh thu biên bằng chi phí biên sẽ tối đa hoá lợi nhuận là một ứng dụng của phân
tích lợi ích – chi phí. Trong ngữ cảnh rộng hơn về quyết đònh chính sách, phân tích
lợi ích - chi phí được sử dụng để đánh giá những cái được và mất đối với xã hội nói
chung. Trong mọi trường hợp, nguyên tắc cơ bản đều giống nhau: Nếu lợi ích biên
bằng chi phí biên thì đó là một giải pháp hiệu quả.
Như đã nói ở trên, rõ ràng cơ sở lý thuyết của phân tích – lợi ích là đúng đắn,
nhưng áp dụng lý thuyết này trên thực tế không rõ ràng. Để áp dụng phân tích lợi
ích - chi phí trong các quyết đònh môi trường, những người làm chính sách phải
lượng hóa những lợi ích và chi phí liên quan. Tuy nhiên, có nhiều lợi ích – chi phí
vô hình khó lượng hóa thành tiền, ví dụ như kéo dài tuổi thọ, cải thiện mỹ quan, và
bảo tồn hệ sinh thái. Mặc dù lượng hóa là một qui trình khó khăn, nhưng nó có ý
nghóa hết sức quan trọng. Nhiều chính phủ ở khắp nơi trên thế giới đang chi ra các
khoản tiền khổng lồ để xây dựng và thực hiện chính sách môi trường. Chỉ riêng ở
Mỹ, số tiền chi tiêu hàng năm khoảng 120 tỷ đôla. Những khoản tiền dành riêng

cho chính sách môi trường lớn như thế không thể được thực hiện với sự không hiểu
biết các ứng dụng kinh tế. Vì thế, những người làm chính sách cần có các phương
pháp đo lường các lợi ích và chi phí tin cậy để hướng dẫn ra các quyết đònh quan
trọng như thế này là điều không có gì phải bàn cãi.

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

261


Trong chương này, chúng ta đi tìm động cơ cho việc đánh giá các lợi ích môi trường
và các phương pháp được sử dụng để đo lường chúng. Ta bắt đầu bằng cách trình
bày các vấn đề lý thuyết về như thế nào và tại sao xã hội phải đánh giá tài nguyên
thiên nhiên và chất lượng môi trường. Khung lý thuyết này hỗ trợ việc phân tích
tiếp theo của chúng ta về nhiều phương pháp ước lượng lợi ích khác nhau. Một khi
đã hoàn thành vế này của việc phân tích lợi ích, ta tiến hành một nghiên cứu tương
tự về các chi phí ở Chương 8. Tất cả nội dung này làm nền tảng để nghiên cứu xem
hai yếu tố lợi ích và chi phí sẽ được kết hợp với nhau trong một phân tích lợi ích –
chi phí, chủ đề của Chương 9, như thế nào.
Nhận dạng và đánh giá các lợi ích môi trường: Vấn đề lý thuyết
Đầu tiên, chúng ta cần thiết lập mức độ thích hợp của phân tích để đánh giá các lợi
ích môi trường do chính sách mang lại. Từ những chương trước, chúng ta biết sức
khoẻ và những lợi ích sinh thái có thể được đánh giá bằng giá trò giảm thiệt hại.
Điểm then chốt là phải nhận ra rằng thước đo thích hợp là sự thay đổi giá trò giảm
thiệt hại do chính sách mang lại. Trong thực tế, những thay đổi này được gọi là
những lợi ích tăng thêm.
Đònh nghóa lợi ích tăng thêm
Để đánh giá những lợi ích xã hội do chính sách môi trường đem lại, những người ra
quyết đònh phải tìm ra những thiệt hại về sức khoẻ, sinh thái và tài sản thay đổi như
thế nào như từ chính sách đó. Trọng tâm đặt lên sự thay đổi trong thiệt hại thay vì

toàn bộ thiệt hại không phải là vấn đề mới. Lý thuyết kinh tế đề cập đến các ảnh
hưởng biên tế. Mặc dù những thay đổi này cực nhỏ khi được đo lường tại một điểm,
nhưng chúng thực chất là những thay đổỉ. Khi sự thay đổi qua một dãy riêng biệt,
thì sự thay đổi đó được xem như tăng thêm hơn là biên tế. Bởi vì đánh giá chính
sách quan tâm đến việc nhận dạng sự giảm thiệt hại qua một khoản thời gian riêng
biệt nào đó, nên thước đo lợi ích thích hợp là lợi ích tăng thêm.
Để nhận dạng các lợi ích tăng thêm, những người phân tích phải so sánh
những lợi ích thực tế và lợi ích mong đợi đối với xã hội sau khi chính sách được
thực hiện so với một thước đo gốc tương ứng vói các điều kiện hiện tại. Những lợi
ích môi trường thường được chia thành nhiều loại, như cải thiện sức khoẻ con
người, mỹ quan, kinh tế, nghỉ ngơi giải trí, tài sản, và sinh thái. Ứng dụng 7.1 thảo
luận những lợi ích tăng thêm được ước lượng như thế nào để thẩm tra một sự thay
đổi quan trọng về tiêu chuẩn chất lượng không khí đối với ô nhiễm bụi ở Mỹ.
Xác đònh các lợi ích môi trường cấp một và cấp hai
Trong phạm vi phân loại rộng các lợi ích môi trường, có hai loại ảnh hưởng do
giảm thiệt hại: những lợi ích môi trường cấp một và những lợi ích môi trường cấp
hai. Lợi ích môi trường cấp một là một ảnh hưởng do giảm thiệt hại từ kết quả trực

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

262


tiếp của việc thực hiện chính sách. Trong khi đó, một lợi ích môi trường cấp hai là
lợi ích gián tiếp cho xã hội liên quan đến việc thực hiện chính sách.
Lợi ích môi trường cấp một
Hầu hết các hoạt động của chính sách môi trường đều nhằm mục đích tăng các lợi
ích cấp một, đặc biệt những lợi ích liên quan đến sức khỏe con người. Những ích lợi
sức khoẻ bao gồm giảm tử vong (ví dụ giảm rủi ro tử vong do bệnh ung thư) và
giảm sự hoành hành của bệnh tật (ví dụ một tỷ lệ mất bệnh đường hô hấp thấp

hơn). Những lợi ích cấp một khác như các hệ sinh thái ổn đònh hơn và mỹ quan
được cải thiện. Ngoài ra, nhiều lợi ích cấp một khác thuộc kinh tế, chẳng hạn một
ngành đánh bắt thònh vượng hơn nhờ ban hành các qui đònh về nước sạch. Điểm
chung của các lợi ích này là chúng là một kết quả trực tiếp của chính sách môi
trường.
Lợi ích môi trường cấp hai
Những lợi ích môi trường cấp hai phát sinh gián tiếp từ sự thay đổi chính sách. Một
nguyên nhân có thể là tác động khuyến khích của một lợi ích cấp một, ví dụ như
năng suất lao động cao hơn là do lợi ích cấp một của việc cải thiện sức khoẻ. Năng
suất cao hơn làm tăng sự sẵn có các hàng hoá và dòch vụ, có thể dẫn đến giá giảm.
Bởi vì những lợi ích này được kích thích bởi một loại lợi ích cấp một và phát sinh
một cách gián tiếp nên chúng được xem là những lợi ích cấp hai. Một nguyên nhân
khác là do sự thay đổi cầu, chẳng hạn như cầu lao động để thực hiện một chính
sách mới tăng lên. Trong trường hợp này, lợi ích kinh tế của một thò trường lao
động được cải thiện là một lợi ích cấp hai.1
Cơ sở lý thuyết đánh giá lợi ích môi trường
Giá trò đối với xã hội của không khí hay nước sạch hơn là bao nhiên? Giá trò xã hội
ấn đònh cho việc làm sạch một điểm chứa chất thải độc hại là bao nhiêu? Như đã
bàn luận ở các chương trước, cả hai câu hỏi trên có thể được trả lời một cách trực
tiếp nếu hàng hóa trong mỗi trường hợp là một hàng hóa tư nhân được trao đổi
trong thò trường mở. Khi đó các giá cầu sẽ thể hiện lợi ích biên của mỗi đơn vò
hàng hóa tăng thêm. Vấn đề là chất lượng môi trường là một hàng hóa công, phi thò
trường. Không có giá cả và tình trạng không tiết lộ sở thích gây khó khăn cho việc
xác đònh cách mà xã hội đánh giá cho một môi trường sạch hơn. Theo lý thuyết,
nếu chúng ta có thể suy ra nhu cầu của xã hội về chất lượng môi trường, thì chúng
ta có thể đo lường được các lợi ích tăng thêm liên quan đến bất kỳ chính sách môi
trường nào.
1

Có ý kiến tranh cải về việc liệu có nên xem xét các lợi ích cấp hai khi đánh giá các đề xuất chính sách

công không. Có người lập luận rằng các lợi ích gián tiếp này ở một thò trường hay một vùng chính là các tổn
thất ở một thò trường hay một vùng khác. Cũng có một vấn đề thực tế trong việc cố gắng đo lường các loại
lợi ích này. Do đó, nhiều người nghiên cứu loại bỏ chúng trong các phân tích của họ. Xem Haveman và
Weisbrod (1975).
Scott J. Callan & Janet M.Thomas

263


Để minh họa khẳng đònh này, chúng ta quay lại mô hình về chất lượng không khí
dựa trên việc giảm ô nhiễm khí SO2 được giới thiệu ở Chương 3. Xin nhắc lại rằng
do cầu loại hàng hoá công này là kết quả của các quyết đònh xã hội, nên nó bao
gồm cả lợi ích cá nhân biên (MPB) và lợi ích xã hội biên (MSB) của chất lượng
không khí. Do đó, ta có thể xem nhu cầu giảm khí SO2 như MSB = 25 – 0,3A, trong
đó MSB được tính bằng triệu đôla và A là tỷ lệ phần trăm khí SO2 được cắt giảm.
Đồ thò 7.1

Lợi ích xã hội biên (MSB) và tổng lợi ích xã hội (TSB) của chất lượng
không khí (% lượng giảm thiểu khí SO2)
Đường cầu thò trường về giảm khí SO2 thể hiện chi phí xã hội biên
(MSB) của chất lượng không khí. Ở mức giảm giả đònh A1, MSB tương
ứng là khoảng cách từ trục hoành từ điểm A1 đến đường cầu. Tổng lợi
ích xã hội (TSB) của lượng giảm A1 là phần diện tích màu đậm dưới
đường MSB.

Đồ thò về mối quan hệ này được thể hiện ở Đồ thò 7.1. Tại mỗi mức giảm, MSB
được tính bằng khoảng cách từ trục hoành đến đường cầu. Tổng lợi ích xã hội
(TSB) đối với bất kỳ mức giảm nào được đo tổng của các khoảng cách này, hoặc
diện tích dưới đường MSB đến mức giảm đó.2 Ở Đồ thò 7.1, TSB của một mức giảm
giả đònh A1 được thể hiện là diện tích màu đậm dưới đường cầu đến A1. Sử dụng mô

2

Nhắc lại Chương 2, diện tích dưới đường cầu và trên đường giá thò trường là thặng dư tiêu dùng, hoặc lợi
ích ròng của người tiêu dùng. Lưu ý lợi ích ròng này chính bằng tổng số lợi ích trừ tổng số tiền trả cho hàng
hóa đó. Thực tế, nếu một hàng hóa có giá thò trường là không, thì tổng lợi ích sẽ đúng bằng với giá trò thặng
dư người tiêu dùng.

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

264


hình này, chúng ta có thể tính các lợi ích tăng thêm từ việc tăng từ chính sách giảm
khí SO2 theo 3 bước:
1. Xác đònh mức TSB gốc trước khi thực hiện chính sách.
2. Xác đònh mức TSB mới sau khi thực hiện chính sách.
3. Lấy TSB mới trừ TSB gốc để xác đònh phần lợi ích tăng thêm.
Giả sử mức giảm SO2 hiện tại là 20% và mục tiêu là xác đònh lợi ích tăng thêm do
có một chính sách làm tăng mức giảm lên đến 25%. Trước tiên, xác đònh TSB gốc.
Xem Đồ thò 7.2, lưu ý MSB ở mức giảm 20% là 19 triệu đôla. TSB ở mức này là
diện tích dưới đường MSB đến mức 20%, hoặc 440 triệu đôla. Giá trò bằng tiền này
thể hiện giá sẵn lòng trả (WTP) của xã hội cho các lợi ích nhận được khi 20%
lượng phát thải khí SO2 được xử lý. Kế đến, thực hiện các phép tính tương tự đối
với mức giảm dự kiến 25%. Tại mức giảm sau khi có chính sách này, MSB là 17,5
triệu đôla và TSB là 531,25 triệu đôla. Cuối cùng, lợi ích tăng thêm là khoản chênh
lệch giữa hai giá trò TSB, hay 91,25 triệu đôla. Trên Đồ thò 7.2, phần lợi ích tăng
thêm là diện tích màu đậm.
Đồ thò 7.2 Mô hình hoá các lợi ích xã hội tăng thêm đối với chất lượng không khí
(% mức giảm SO2) sử dụng hàm MSB

MSB ở mức giảm gốc 20% là 19 triệu đôla, và TSB là diện tích dưới
đường MSB đến điểm đó, hay 44 triệu đôla. Nếu một chính sách được
đưa ra nhằm tăng mức giảm SO2 lên 25%, thì MSB sẽ là 17,5 triệu đôla
và TSB sẽ tăng lên 531,25 triệu đôla. Vì vậy, phần lợi ích tăng thêm là
khoản chênh lệch giữa hai giá trò TSB, hay 91,25 triệu đôla. Trong mô
hình này, phần lợi ích tăng thêm là diện tích màu đậm dưới đường MSB
giữa hai mức giảm.

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

265


Một mô hình khác cho cùng kết quả được thể hiện ở Đồ thò 7.3, trong đó TSB được
vẽ trực tiếp theo mức giảm khí SO2. Trong mô hình này, TSB ứng với một mức
giảm nhất đònh được tính đơn giản là khoảng cách đến đường TSB chứ không phải
là một diện tích. Ta nhận thấy trên đồ thò các giá trò TSB trước và sau khi có chính
sách tương ứng với các mức giảm 20% và 25%. Lưu ý rằng lợi ích 19,25 triệu đôla
tăng thêm được tính bằng khoảng cách giữa hai mức TSB này.
Cả hai mô hình này đều giả đònh rằng đánh giá chất lượng môi trường của xã
hội, hay, nói một cách tương đương là nhu cầu giảm ô nhiễm của xã hội, có thể
được xác đònh. Tuy nhiên, do không có thò trường rõ ràng cho loại hàng hóa này,
nên việc đánh giá không thể đạt được theo cách quan sát giá cả thò trường. Thay
vào đó, ta phải thực hiện các suy luận về cách mà xã hội có được giá trò hay sự hữu
dụng từ nhiều mức độ khác nhau của chất lượng môi trường.
Ứng dụng 7.1 Giá trò ước lượng lợi ích môi trường của sự thay đổi các tiêu chuẩn về ô
nhiễm bụi ở Mỹ.
Năm 1983, EPA chuẩn bò một phân tích tác động chính sách (RIA) cho một đề án
(proposal) thắt chặt tiêu chuẩn chất lượng không khí đối với ô nhiễm bụi. (RIA là bắt buộc
dưới Chỉ thò 12291 của Cơ quan hành pháp Chính quyền tổng thống Reagan). Ô nhiễm bụi

(PM) đề cập đến một nhóm rất lớn các chất gây ô nhiễm được phát thải vào không khí
dưới dạng các hạt nhỏ. Là một phần của các qui đònh bắt buộc của RIA, EPA phải ước
lượng các lợi ích tăng thêm của đề án này.
Dựa vào các kết quả của các nghiên cứu khoa học, EPA xác đònh rằng sự phát thải
bụi có liên quan đến các vấn đề sức khỏe như bệnh đường hô hấp và bệnh tim mạch. Cơ
quan bảo vệ môi trường còn phát hiện ra các ảnh hưởng phúc lợi liên quan bao gồm (1)
làm bẩn các tòa nhà và vật liệu, (2) sự kết tủa acid tăng thông qua hiện tượngï giải phóng
các phân tử muối sunfat, và (3) làm giảm tầm nhìn. Sử dụng đánh giá đònh tính này làm cơ
sở, EPA phải ước lượng những thiệt hại này có thể được làm giảm bao nhiêu bởi sự thay
đổi dự kiến trong tiêu chuẩn bụi và sau đó lượng hóa thành tiền tất cả kết quả tìm được.
Để minh họa sự khác biệt vốn có trong việc lượng hóa các lợi ích môi trường, bảng
dưới đây đưa ra một loạt các giá trò ước lượng thực sự được dùng trong đánh giá của EPA.
Đối với các hạng mục lợi ích, các chữ từ A đến F chỉ các phương án khác nhau được sử
dụng để suy ra giá trò ước lượng.
Phương án A là thận trọng nhất, vì tổng của nó là 1.24 triệu đôla chỉ gồm có các lợi
ích do giảm tử vong và giảm bệnh mãn tính. Trái lại, Phương án F là bao quát nhất. Nó
bao gồm tất cả các lợi ích về phúc lợi và sức khỏe kỳ vọng, đó là, giảm tử vong và giảm
bệnh tật, cộng với giảm làm bẩn nhà cửa và vật liệu. Theo cách tiếp cận này, các lợi ích
tăng thêm của việc thắt chặt các tiêu chuẩn về ô nhiễm bụi có giá trò là 52.36 tỷ đôla.
Ngoài các sự khác biệt trong mức tổng qua sáu phương án, còn có sự khác biệt trong
cách mà các nhóm lợi ích riêng lẻ được đánh giá. Ví dụ, theo các Phương án A đến C, lợi
ích do giảm tử vong được qui thành tiền là 1.12 tỷ đôla, nhưng Phương án D và E thì ấn
đánh giá trò cho loại lợi ích này là 12.72 tỷ đôla, và Phương án F cho một giá trò cao hơn
13.84 tỷ đôla.

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

266

Một suy luận quan trọng được đúc kết ra từ các số liệu này là đánh giá lợi ích không phải
là một khoa học chính xác. Đúng hơn, nó dựa vào các đánh giá gần đúng trên cơ sở nhất trí
của các chuyên gia và được chứng cứ khoa học sẵn có ủng hộ. Thường thường, như trường
hợp ở đây, một dãy các giá trò ước lượng lợi ích được xem xét, với mỗi giá trò ước lượng
dựa trên một số giả đònh quan trọng nhất đònh.
Nguồn: Mathtech Inc. (tháng 3 năm 1983), trang 1-52; U.S. EPA, Phòng phân tích chính
sách, Cục chính sách, kế hoạch, và đánh giá (tháng 8 năm 1987).
Loại lợi ích

Giảm tử vong
Giảm các bệnh cấp tính
Giảm các bệnh mãn tính
Giảm làm bẩn nhà cửa và vật liệu
(khu vực hộ gia đình)
Giảm làm bẩn nhà cửa và vật liệu
(khu vực hộ sản xuất)
Tổng các lợi ích tăng thêm

Các ước lượng lợi ích tăng thêm, theo các
phương án tổng hợp
(tỷ đôla theo năm gốc 1980)
A
B
C
D
E
F
1.12
1.12
1.12

12.72 12.72 13.84
0.00
1.32
10.65 10.65 10.65 11.97
0.12
0.12
0.12
0.12
11.40 11.40
0.00
0.00
0.73
0.73
3.14
13.85
0.00

0.00

0.00

0.00

.30

1.30

1.24

2.56

12.63

24.24

39.22

52.36

Lưu ý: Một số giá trò tổng có thể không khớp do làm tròn số.

Đồ thò 7.3 Mô hình hoá các lợi ích xã hội tăng thêm của chất lượng không khí
(% lượng giảm SO2) bằng cách sử dụng hàm TSB
Một cách khác để mô hình hoá các lợi ích tăng thêm của việc cải thiện chất
lượng không khí là vẽ mối quan hệ giữa TSB và mức giảm SO2. Tại mỗi mức
giảm, TSB là khoảng cách từ trục hoành đến đường TSB. Mô hình thể hiện
TSB đối với mức giảm gốc 20% và đối với mức giảm sau khi có chính sách
25% lần lượt là 440 và 531,25 triệu đôla. Các lợi ích tăng thêm là khoảng
cách giữa hai điểm trên đường TSB, hoặc 91,25 triệu đôla.

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

267


Giá trò sử dụng và giá trò tồn tại3
Khám phá ra cách mà xã hội đánh giá một hàng hóa là một việc khó khăn khi
không có giá thò trường. Thậm chí nếu tình trạng không tiết lộ ý thích có thể khắc
phục được, thì giá trò của một mặt hàng như không khí hay nước sạch rất khó lượng
hóa do liên quan đến nhiều giá trò vô hình. Mặc dù các nhà kinh tế nhận ra rằng

một số lợi ích vô hình không thể đo lường được, nhưng họ vẫn muốn biết xã hội
nhận thức các lợi ích của chất lượng môi trường như thế nào. Thật may, nhiều lý
thuyết hữu ích đã được đưa ra.
Xuất phát từ một điểm lý thuyết thuần túy, người ta nhận ra rằng xã hội có
được sự hữu dụng từ chất lượng môi trường qua hai nguồn giá trò: giá trò sử dụng và
giá trò tồn tại. Giá trò sử dụng đề cập đến sự hữu dụng hay lợi ích nhận được từ việc
sử dụng hoặc tiếp cận một hàng hóa môi trường. Ngược lại, giá trò tồn tại là sự thỏa
dụng hay lợi ích nhận được từ một hàng hóa môi trường đơn giản qua sự tồn tại của
nó như một hàng hóa hay dòch vụ. Nói chung, các thành phần này đo lường tổng giá
trò xã hội của một hàng hóa môi trường, được phát biểu như sau:
Tổng giá trò của chất lượng môi trường = Giá trò sử dụng + Giá trò tồn tại.
Giá trò sử dụng
Để hiểu rõ hơn về giá trò sử dụng, hãy xem xét các lợi ích của việc sử dụng một hồ
nước. Nếu một cá nhân bơi trong hồ, về mặt vật chất thì người đó nhận được sự hữu
dụng từ việc sử dụng tài nguyên thiên nhiên. Tương tự, một đoàn tàu đánh cá
thương mại có lợi ích sử dụng do đánh bắt cá. Trong cả hai trường hợp, các lợi ích
xuất phát trực tiếp từ việc tiêu thụ các dòch vụ do thiên nhiên cung cấp. Các hoạt
động này, cả giải trí và thương mại, tạo ra các lợi ích mà chúng mang lại giá trò sử
dụng trực tiếp. Việc đánh giá này giúp xác đònh điều mà cá nhân hay đoàn tàu
đánh cá sẽ sẵn lòng trả để duy trì hoặc cải thiện chất lượng nước hồ.
Tiếp tục với thí dụ này, một cá nhân khác có thể nhận được sự hữu dụng đơn
giản từ việc ngắm nhìn quan cảnh quanh hồ. Ở đây, sự hữu dụng có được từ chất
lượng mỹ quan quanh hồ. Loại hoạt động này đề cập đến việc sử dụng hồ nước
theo một cách ít trực tiếp hơn so với bơi lội trong hồ hay đánh bắt cá. Do đó, chúng
ta nói hồ nước tạo ra giá trò sử dụng gián tiếp. Cả hai giá trò sử dụng trực tiếp và
gián tiếp đều là các thành phần của tổng giá trò xã hội của chất lượng môi trường.4
3

Hầu hết nội dung thảo luận tiếp theo được trích từ Mitchell và Carson (1989), chương 3.
Mặc dầu các ví dụ này đề cập đến tiêu dùng ở giai đoạn hiện tại, nhưng các nhà kinh tế học cũng bắt đầu

xem xét xã hội kỳ vọng có được lợi ích từ tiêu dùng ở giai đoạn nào đó trong tương lai như thế nào. Khái
niệm đánh giá này, cộng thêm sự không chắc chắn vào đánh giá lợi ích, được xem như giá trò nhiệm ý. Để
biết thêm chi tiết về khái niệm này, xem Mitchell và Carson (1989), chương 3, và Johansson (1991).
4

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

268


Giá trò tồn tại
Xã hội cũng nhận được các lợi ích từ các hàng hóa môi trường ngoài sự hữu dụng
liên quan đến việc sử dụng trực tiếp hay gián tiếp. Hãy thử nghó con người đánh giá
những loại tài nguyên thiên nhiên như những cánh rừng mưa nhiệt đới, công viên
quốc gia Grand Canyon, hay đại bàng trọc. Sự tiêu thụ không giải thích bằng cách
nào hay tại sao xã hội đánh giá các tài nguyên này. Tuy nhiên, chúng ta biết rằng
xã hội nói chung sẵn lòng trả để bảo tồn các tài nguyên này. Trong các trường hợp
như vậy, lợi ích cho xã hội đơn giản từ việc biết rằng các tài nguyên này đang tồn
tại và đang được bảo tồn. Thành phần này của tổng giá trò được biết đến như giá trò
tồn tại.
Nghe có vẻ trừu tượng, nhưng giá trò tồn tại là một động cơ quan trọng của
nhiều nỗ lực bảo tồn do các cá nhân tài trợ và cho nhiều sáng kiến chính sách môi
trường. Một trường hợp thực tế là Đạo luật về các loài đang bò đe dọa, nhằm bảo
vệ và bảo tồn một số loài động vật nhất đònh, các loài chim, cá, và các giống cây
đang bò đe dọa tuyệt chủng.5 Như thảo luận ở Ứng dụng 7.2, đạo luật này là một ví
dụ về sự thừa nhận của chính phủ Mỹ về giá trò tồn tại. Một bằng chứng xác thực
khác là sự sẵn lòng của xã hội để hỗ trợ cho hoạt động của các nhóm bảo vệ môi
trường, như Hội động vật hoang dã Quốc gia, Câu lạc bộ cá thu Tây Ban Nha, và
Hội Audubon về bảo tồn các loài chim Quốc gia – những nhóm mà chương trình
hành động của họ tập trung vào việc bảo tồn các tài nguyên mà những người góp

tiền ủng hộ kỳ vọng được sử dụng hay thậm chí chỉ được tận mắt nhìn thấy.
Ứng dụng 7.2 Đạo luật về các loài đang bò nguy hiểm
Năm 1973, Quốc hội đã thông qua Đạo luật về các loài đang bò đe dọa để “cung
cấp một phương tiện qua đó các hệ sinh thái cho các loài đang bò nguy hiểm hay
bò đe dọa có thể được bảo tồn” (mục 2b). Đạo luật này chính thức bảo vệ sự đa
dạng sinh học của trái đất: sự đa dạng gen, loài, hệ sinh thái, và sự tương tác qua
lại giữa chúng. Kết quả quan trọng của đạo luật này là hình thành một danh sách
chính thức về các sinh vật đang có nguy cơ bò tuyệt chủng, bất kể giá trò sử dụng
trực tiếp hay gián tiếp cho con người. Đầu tiên vào năm 1973 con số các loài đang
bò đe dọa là 109, danh sách các loài đang bò nguy hiểm và bò đe doạ ở Mỹ tăng
lên hơn 1.250 vào năm 2002.
Khi Đạo luật về các loài bò nguy hiểm được đề xuất lần đầu và khi nó được
thông qua các lần tái cấp phép, nhiều tranh cãi diễn ra để biện minh việc thông
qua đạo luật này trên nền tảng kinh tế. Một lập luận cho rằng các loài phải được
bảo vệ vì chúng có thể mang lại một lợi ích trực tiếp cho nhân loại mà các nghiên
cứu khoa học chưa khám phá ra. Biện minh cho lập luận này có thể được biết
trong khám phá mới đây về thuốc trò ung thư taxol. Hợp chất này, được tìm thấy
5

Để xem văn bản về Đạo luật về các loài đang bò đe dọa và để tìm kiếm thông tin về các loài đang bò đe
dọa, hãy vào trang web: />
Scott J. Callan & Janet M.Thomas

269


trong vỏ các loài cây thuỷ tùng ở Thái Bình Dương, hứa hẹn chữa trò một số bệnh
ung thư nhất đònh. Cần khoảng 60 cân Anh vỏ cây thủy tùng để sản xuất đủ một
lượng taxol điều trò cho một bệnh nhân ung thư, và cây thủy tùng ở Thái Bình
Dương là một loài sinh trưởng chậm nhưng đang bò các công ty khai thác gỗ khai

thác với một tốc độ chóng mặt. Lưu ý rằng bài viết này chỉ tập trung vào giá trò
sử dụng của các tài nguyên thiên nhiên.
Nhiều người nắm giữ chức vụ quan trọng đã khẳng đònh rằng các tài nguyên
môi trường cung cấp nhiều lợi ích không chỉ giới hạn ở giá trò trực tiếp hay gián
tiếp trong tiêu dùng của con người. Ở đây, giả thuyết rằng các loài nên được bảo
vệ dựa trên quyền được tồn tại – bằng chứng về vai trò của giá trò tồn tại trong
đánh giá lợi ích.
Không phải bây giờ, cũng không thể trong tương lai, một sự nhất trí về liệu
giá trò sử dụng có thích hợp với đánh giá lợi ích của đa dạng sinh học. Điều rõ
ràng là xã hội nhận biết và đánh giá cao giá trò tồn tại – một vấn đề tiếp tục nổi
lên trong trong cuộc bàn cãi còn đang tiếp diễn về đa dạng sinh học và phát triển
kinh tế.
Nguồn: Đạo luật về các loài đang bò nguy hiểm năm 1973, 16 U.S.C. § 153 – 44;
Adler và Hager (tháng 04/05 - 1992); Hội đồng chất lượng môi trường (tháng
01/1993), trang 17-28.
Một trong những bàn luận trước đây về giá trò tồn tại được giới thiệu bởi Krutilla
(1967), người khẳng đònh rằng: “Khi sự hiện hữu của một kỳ quan lộng lẫy hoặc
một hệ sinh thái yếu ớt và duy nhất được đề cập, thì việc bảo tồn và duy trì sự sẵn
có là một phần quan trọng trong thu nhập thực của nhiều cá nhân.”6 Từ công trình
nghiên cứu đầu tiên này, các nhà kinh tế đã tiếp tục nghiên cứu các lý thuyết khác
nhau về các động cơ cho giá trò tồn tại. Trong bài viết về đánh giá giá trò các hàng
hóa công, Mitchell và Carson (1989) phân loại các động cơ của giá trò tồn tại thành
tiêu dùng của người khác và gìn giữ cho thế hệ tương lai.
Tiêu dùng của người khác là nói đến ý niệm rằng các cá nhân đánh giá một
hàng hóa công vì lợi ích mà nó mang lại cho người khác dù bản thân những người
đó có biết hay không. Điều này nói lên sự hữu dụng nhận được có tính phụ thuộc
lẫn nhau, nghóa là một cá nhân có thể nhận lợi ích từ việc nhận thức rằng những
người khác đang tận hưởng hàng hóa công đó. Gìn giữ cho thế hệ tương lai phát
sinh từ ý thức phải bảo tồn môi trường cho các thế hệ tương lai và từ sự công nhận
giá trò nội tại của tài nguyên thiên nhiên. Tóm lại, chúng ta có thể phát biểu tổng

giá trò của chất lượng môi trường như sau:
6

Krutilla (1967), trang 779. Krutilla cho rằng sự ra đời của kinh tế học về bảo tồn là do A. C. Pigou, một nhà
kinh tế học người Anh đã viết : “Đó là một nhiệm vụ rõ ràng của chính phủ, người được ủy quyền trông nôm
các thế hệ tương lai cũng như các công dân hiện tại, và nếu cần thiết, theo đạo luật, để bảo vệ, các tài
nguyên thiên nhiên có thể kiệt quệ của quốc gia do khai thác bừa bãi và táo bạo” (Krutilla 1967, trang 777,
trích dẫn Pigou 1952).
Scott J. Callan & Janet M.Thomas

270


Tổng giá trò

=

Giá trò sử dụng

(trực tiếp và gián tiếp)

+

Giá trò tồn tại.

(tiêu dùng của người khác và gìn
giữ cho thế hệ tương lai)

Nhận ra xã hội đánh giá một tài nguyên môi trường như thế nào là một việc quan
trọng để nhận dạng các lợi ích xã hội của một đề xuất chính sách. Điều đó cũng

giúp các nhà kinh tế quyết đònh xem phương pháp ước lượng nào hiệu quả nhất
trong việc lượng hóa các lợi ích đó. Tuy nhiên vấn đề vẫn chưa được giải quyết:
Các nhà kinh tế sẽ ấn đònh giá trò bằng tiền cho các hàng hóa môi trường không có
thò trường như nước sạch, sức khoẻ con người, và loài chim cú đốm như thế nào?
Nên nhớ rằng mục tiêu của chúng ta là lượng hóa thành tiền hay xác đònh WTP cho
những thay đổi trong giá trò sử dụng và giá trò tồn tại có được nhờ cải thiện chất
lượng môi trường do thực hiện chính sách.
Các cách tiếp cận để đo lường các ích về môi trường: Giới thiệu tổng quan7
Các nhà kinh tế đã có những bước tiến dài trong việc phát triển các phương pháp
ước lượng lợi ích từ những cải thiện chất lượng môi trường. Phần lớn, các phương
pháp này nhằm mục đích ước lượng các lợi ích cấp một, với giả sử rằng các lợi ích
cấp hai là không đáng kể và có thể được bù đắp bởi các chi phí cấp hai. Việc xem
xét lại lý thuyết về chủ đề này cho thấy có một vài phương pháp được sử dụng
trong thực tế. Một số phương pháp thì tốt hơn các phương pháp khác ở chỗ lượng
hóa các lợi ích vô hình của chất lượng môi trường đã được cải thiện, kể cả khái
niệm về giá trò tồn tại.
Để tổ chức cuộc thảo luận của chúng ta về các phương pháp đo lường lợi ích,
chúng ta dựa vào một sự phân loại chung bởi Smith and Krutilla (1982), đã xếp
nhiều phương pháp đo lường khác nhau thành hai nhóm chung nhất: cách tiếp cận
liên hệ vật chất và cách tiếp cận liên hệ hành vi. Bảng tóm tắt các phương pháp
đánh giá lợi ích được chọn trong mỗi cách tiếp cận được trình bày trong Bảng 7.1.
Bảng 7.1 Bảng tóm tắt các phương pháp ước lượng lợi ích
Cách tiếp cận và phương pháp
Cách tiếp cận liên hệ vật chất
Phương pháp hàm thiệt hại

Mô tả
Sử dụng một mô hình về mối quan hệ giữa các
mức của một chất gây ô nhiễm và thiệt hại môi
trường quan sát được (hoặc được suy luận theo

thống kê) để ước lượng mức giảm thiệt hại do
giảm chất gây ô nhiễm từ chính sách.

7

Mục này được trích dẫn chủ yếu từ Mitchell and Carson (1989), đặc biệt trang 74-78, và từ Cropper and
Oates (tháng 06/1992).
Scott J. Callan & Janet M.Thomas

271


Cách tiếp cận liên hệ hành vi
Các phương pháp trực tiếp
Phương pháp trưng cầu dân ý

Sử dụng thò trường thực sự của một hàng hoá
công bằng cách theo dõi kết quả bầu cử từ các
cuộc trưng cầu dân ý cho các thay đổi dự kiến
trong chất lượng môi trường.
Phương pháp đánh giá ngẫu nhiên Sử dụng các cuộc điều tra để thăm dò sự giá sẵn
(CVM)
lòng trả (WTP) của cá nhân cho những cải thiện
môi trường dựa trên các điều kiện thò trường
Các phương pháp gián tiếp
Phương pháp chi tiêu bảo vệ Đánh giá các thay đổi trong chi tiêu dùng cho
(AEM)
hàng hóa và dòch vụ của cá nhân mà những hàng
hóa và dòch vụ này thay thế cho chất lượng môi
trường của cá nhân để ấn đònh giá trò cho những

thay đổi trong môi trường nói chung.
Phương pháp chi phí du hành Đánh giá một sự thay đổi về chất lượng của một
(TCM)
tài nguyên môi trường bằng cách đánh giá ảnh
hưởng của thay đổi đó lên cầu của một hàng hóa
bổ sung.
Phương pháp giá hưởng thụ Sử dụng lý thuyết cho rằng một hàng hóa được
(HPM)
đánh giá theo các thuộc tính của nó để ước lượng
giá hưởng thụ hoặc giá ẩn của một thuộc tính môi
trường và xác đònh đường cầu của nó như như một
cách xác đònh giá trò cho những cải thiện trong
chất lượng do chính sách mang lại.
Cách tiếp cận liên hệ vật chất để đánh giá lợi ích môi trường
Các phương pháp trong cách tiếp cận liên hệ vật chất sử dụng một số thuộc tính
hữu hình của môi trường để tạo ra một sự liên kết đến một cá nhân thông qua các
lợi ích có thể được quan sát hoặc được suy ra và sau đó được đánh giá. Một cách
chính thức hơn, cách tiếp cận liên hệ vật chất đo lường các lợi ích dựa trên mối
quan hệ vật chất giữa một tài nguyên môi trường và người sử dụng tài nguyên đó.
Một qui trình ước lượng chung sử dụng cách tiếp cận này là phương pháp hàm thiệt
hại. Phương pháp này sử dụng mối quan hệ hàm số để thiết lập mối liên hệ giữa
một chất gây ô nhiễm và bất kỳ các thiệt hại nào liên quan. Dựa vào hàm số này,
các lợi ích tăng thêm được đo lường như là lượng giảm thiệt hại từ việc làm giảm
chất gây ô nhiễm do chính sách đem lại. Lượng giảm thiệt hại này sau đó được
lượng hóa thành tiền để có được giá trò bằng tiền của lợi ích do chính sách mang
lại.

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

272

Cách tiếp cận liên hệ hành vi để đánh giá lợi ích môi trường
Nói chung, dùng cách tiếp cận liên hệ hành vi để lượng hóa các lợi ích được dựa
trên cơ sở những quan sát hành vi trong các thò trường thưcï tế hoặc những câu trả
lời từ khảo sát các thò trường giả đònh cho các hàng hóa môi trường. Một yếu tố
khác của các phương pháp liên hệ hành vi là giải quyết vấn đề rằng hành vi hoặc
các trả lời được liên kết chặt chẽ như thế nào với các hàng hóa môi trường. Các
phương pháp đánh giá những câu trả lời liên quan đến thay đổi môi trường ngay lập
tức được nhóm thành các phương pháp trực tiếp. Như được đưa ra trong Bảng 7.1,
hai phương pháp trực tiếp là phương pháp trưng cầu dân ý, dựa vào thông tin về thò
trường thực sự, và phương pháp đánh giá ngẫu nhiên (CVM), sử dụng dữ liệu về thò
trường giả đònh. Các phương pháp gián tiếp là những phương pháp xem xét những
câu trả lời không chỉ bản thân hàng hóa môi trường mà còn một số điều kiện thò
trường liên quan đến hàng hóa đó. Ba thí dụ về các phương pháp ước lượng lợi ích
gián tiếp là phương pháp chi tiêu bảo vệ (AEM), phương pháp chi phí du hành
(TCM), và phương pháp giá hưởng thụ (HPM).
Tài liệu đã xuất bản về các phương pháp đánh giá lợi ích thì rất nhiều. Nhiều
bài nghiên cứu đưa ra những phát hiện thực tế đặc trưng, và có vô số bài viết tập
trung vào phương pháp luận. Chúng ta chỉ đưa ra một cái nhìn tổng quan về các vấn
đề thực tiễn liên quan đến các phương pháp phổ biến đã được nhiều nhà nghiên
cứu sử dụng.8
Ước lượng theo cách tiếp cận liên hệ vật chất
Phương pháp hàm thiệt hại
Khi sử dụng phương pháp hàm thiệt hại, nhà nghiên cứu chỉ rõ mô hình quan hệ
giữa một chất gây ô nhiễm môi trường và một vài loại thiệt hại được quan sát.9
Một hàm thiệt hại tổng quát hóa được thể hiện ở Đồ thò 7.4. Các mức của một chất
gây ô nhiễm môi trường (C) được tính theo trục hoành, và tổng thiệt hại (TD) do sự
phát thải của chất gây ô nhiễm đó được tính theo trục tung.10 Một khi hàm này
được xác đònh, thì người phân tích sẽ sử dụng để ước lượng lượng giảm thiệt hại do

giảm chất gây ô nhiễm nhờ chính sách mang lại nào. Ở điểm này, lượng giảm thiệt
hại được tính theo đơn vò phi tiền tệ, ví dụ, số hồ nước bò axit hoá, diện tích rừng bò
thiệt hại, hay số trường hợp chết yểu. Sau đó, lượng giảm thiệt hại này phải được
ấn đònh một giá trò bằng tiền, hoặc bằng cách sử dụng giá thò trường (nếu có sẵn)
hoặc sử dụng một phương pháp ước lượng.
8

Để nghiên cứu chi tiết về bất kỳ một trong các phương pháp này, tra cứu mục tham khảo được trích dẫn và
danh sách các tài liệu đọc thêm ở cuối chương.
9
Nếu đánh giá lợi ích là việc làm giảm các ảnh hưởng bất lợi đối với một cơ thể sinh học, thì người phân
tích sẽ sử dụng hàm liều lượng – đáp ứng, đó là một loại đặc biệt của hàm thiệt hại. Nhắc lại từ Chương 6,
các nhà khoa học sử dụng các hàm liều lượng – đáp ứng trong quá trình đánh giá rủi ro.
10
Mô hình trong Đồ thò 7.4 là mối quan hệ hàm bậc ba, nhưng đây chỉ là một dạng hàm có thể có của hàm
thiệt hại. Để biết thêm chi tiết, xem Halvorsen and Ruby (1981), trang 106.
Scott J. Callan & Janet M.Thomas

273


Để minh hoạ qui trình này, hãy xem Đồ thò 7.4, và giả sử rằng một sáng kiến
chính sách kỳ vọng làm giảm chất gây ô nhiễm từ C0 đến C1. Dựa vào mô hình
hàm thiệt hại, đề xuất này có thể làm giảm thiệt hại (hoặc, tương đương, làm tăng
lợi ích) bằng đoạn giữa TD0 và TD1. Ví dụ, nếu giảm thiệt hại là giảm bớt lượng lúa
mì hư hại, khoảng cách này có thể được tính theo nghìn giạ lúa mì. Sau khi đã
lượng hóa lợi ích tăng thêm, một cách đơn giản để lượng hóa thành tiền phần lợi
ích tăng thêm này có thể bằng cách nhân số giạ lúa mì với giá thò trường của nó.
Đánh giá phương pháp hàm thiệt hại
Mặc dù phương pháp hàm thiệt hại rất hữu ích, nhưng nó cũng một số hạn chế. Thứ

nhất, phương pháp này chỉ ước lượng một khía cạnh của các lợi ích tăng thêm.
Trong ví dụ của ta, các lợi ích tính được là số lượng lúa mì tăng lên. Trong hầu hết
các trường hợp, giảm chất gây ô nhiễm có thể là tăng các loại lợi ích khác, có lẽ
tăng các vụ cây trồng khác hay cải thiện sức khỏe con người. Do đó, một sự đánh
giá đầy đủ các lợi ích sử dụng cách tiếp cận hàm thiệt hại có thể đòi hỏi phải áp
dụng cùng một qui trình ước lượng đã được thực hiện cho mỗi loại giảm thiệt hại.
Thứ hai, qui trình chỉ là cách tiếp cận bước đầu nên không thể cùng lúc lượng hóa
thành tiền các lợi ích mà nó lượng hóa.
Các ứng dụng của phương pháp hàm thiệt hại
Nhận ra các hạn chế của phương pháp hàm thiệt hại, những người phân tích sử
dụng phương pháp này để đo lường một loại lợi ích tăng thêm khác với thực hiện
một sự đánh giá lợi ích toàn diện. Hơn nữa, phạm vi áp dụng thường là một trường
hợp trong đó giá thò trường có thể được sử dụng để lượng hóa thành tiền lợi ích.
Để minh hoạ, hãy xem xét một sự đánh lợi ích của các điều khoản của Đạo
luật về không khí sạch nhằm giảm ozon ở tầng khí quyển thấp hoặc tầng đối lưu.
Theo chứng cứ khoa học, thì một loại lợi ích liên quan đến việc làm giảm khí ozon
ở tầng đối lưu là một sự gia tăng sản lượng cây trồng.11 Về mặt lý thuyết, các lợi
ích nông nghiệp có thể được mô hình hoá bằng cách đo lường sự thay đổi trong các
thặng dư tiêu dùng và thặng dư sản xuất liên quan tới sự gia tăng sản lượng cây
trồng. Đồ thò 7.5 mô hình hóa ảnh hưởng của chính sách này như một sự gia tăng
cung từ S0 đến S1, sự tăng cung này đến lượt nó làm giảm giá từ P0 đến P1.

11

Người đọc quan tâm có thể tham khảo Kopp and Krupnick (Tháng 12/1987) để biết các kết quả của một
nghiên cứu thực nghiệm ước lượng lợi ích nông nghiệp của việc làm giảm khí ozon.

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

274

Đồ thò 7.4 Đo lường các lợi ích tăng thêm bằng cách sử dụng phương pháp hàm
thiệt hại: Cách tiếp cận liên hệ vật chất
Một hàm thiệt hại cho thấy mối quan hệ giữa một chất gây ô nhiễm
môi trường (C) và tổng thiệt hại (TD) do sự phát thải của chất gây ô
nhiễm đó. Một khi hàm số này được xác đònh, người phân tích có thể
sử dụng nó để ước lượng lượng giảm thiệt hại do giảm chất gây ô
nhiễm mà chính sách đem lại. Lượng giảm thiệt hại này thể hiện các
lợi ích tăng thêm tính theo đơn vò phi tiền tệ.

Trước hết hãy xem xét qui mô thặng dư trước khi có thay đổi chính sách, sử dụng
đường cung S0. Thặng dư tiêu dùng là diện tích dưới đường cầu và trên đường giá
thò trường, hoặc diện tích P0ab. Thặng dư sản xuất là diện tích trên đường cung và
dưới đường giá thò trường, hoặc diện tích P0be. Vì vậy, tổng thặng dư trước khi có
thay đổi chính sách là diện tích eab. Sau khi chính sách giảm khí ozon được thực thi
và đường cung chuyển sang S1, thặng dư tiêu dùng là diện tích P1ac, và thặng dư
sản xuất là diện tích P1ce. Do đó, tổng thặng dư sau khi có sự thay đổi chính sách là
diện tích eac. Do tổng thặng dư tăng từ eab lên eac, nên câu trả lời là có, và lợi ích
tăng thêm có thể được lượng hóa là diện tích ebc (nghóa là, eac - eab).

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

275


Lược đồ 7.5 Mô hình hoá các lợi ích của chính sách giảm khí ozon
Tăng sản lượng cây trồng liên quan đến một chính sách giảm khí
ozon giả đònh có thể được mô hình hoá như một sự dòch chuyển
đường cung từ S0 sang S1. Trước khi chính sách được thực hiện, thặng

dư tiêu dùng là diện tích P0ab và thặng dư sản xuất là diện tích P0be,
và tổng thặng dư là diện tích eab. Sau khi chính sách được thực hiện
và đường cung chuyển sang S1, thì thặng dư tiêu dùng là diện tích
P1ac và thặng dư sản xuất là diện tích P1ce, và tổng thặng dư là diện
tích eac. Vì vậy, lợi ích tăng thêm là diện tích ebc (nghóa là, eac eab).

Tuy nhiên lưu ý rằng phân phối các lợi ích không dễ như đã đònh trước đây. Người
tiêu dùng rõ ràng là có lợi, vì thặng dư tiêu dùng tăng từ P0ab lên P1ac, nhưng ta
không thể khẳng đònh giống như vậy đối với người sản xuất. Một số thặng dư sản
xuất ban đầu, diện tích P0bfP1, đã được chuyển sang người tiêu dùng, nhưng người
sản xuất vẫn có lợi là diện tích efc. Khoản tăng efc có lớn hơn khoản chuyển giao
P0bfP1 hay không tùy thuộc vào hình dạng của đường cầu và đường cung và độ lớn
của khoản dòch chuyển đường cung. Trên cơ sở lý thuyết, để đo lường các lợi ích
tăng thêm của chính sách và để xác đònh sự phân phối các lợi ích này, phải sử dụng
các mô hình phức tạp. Ứng dụng 7.3 đưa ra các kết quả thực tế của một ước lượng
lợi ích như vậy như một phần của báo cáo đánh giá chất lượng không khí của Mỹ.
Ứng dụng 7.3 Đánh giá các lợi ích nông nghiệp: Trường hợp giảm khí ozon trong
tầng đối lưu
Chương trình đánh giá mưa acid quốc gia (the National Acid Precipitation
Assessment Program - NAPAP) được ban bố như một kế hoạch nghiên cứu thu
thập thông tin nhằm thiết lập chính sách hiện kết tủa acid. Theo báo cáo của
NAPAP năm 1990, nghiên cứu khoa học không thể tìm ra một sự ảnh hưởng bất lợi
Scott J. Callan & Janet M.Thomas

276


lên sản lượng cây trồng do sự kết tủa acid. Tuy nhiên, có một bằng chứng thuyết
phục cho rằng các mức khí ozon trong tầng đối lưu cao có thể làm giảm sản lượng
cây trồng. Thực tế, các ước lượng về loại thiệt hại này nằm trong khoảng từ 2 đến

56%, tùy thuộc vào các nhân loại cây trồng, vò trí, và độ chiếu sáng. Do đó, một
phần chính của nghiên cứu của NAPAP giải quyết vấn đề lượng hóa các lợi ích
tăng thêm có thể có từ một sáng kiến chính sách giảm khí ozon.
Mô hình hoá các phương pháp để đo lường các lợi ích của môi trường được sử
dụng trong nghiên cứu của NAPAP về các ảnh hưởng của khí ozon lên sản lượng
nông nghiệp. Báo cáo cuối cùng đưa ra các ước lượng về những thay đổi trong
thặng dư tiêu dùng và thặng dư sản xuất cho các chính sách khác nhau về khí ozon
(xem bảng kèm theo). Theo kòch bản thứ nhất, 10% việc giảm mức độ tập trung
khí ozon được ước tính làm tăng tổng thặng dư khoảng 739 triệu đôla. Trong tổng
số này, thì thặng dư tiêu dùng tăng 785 triệu đôla, và thặng dư sản xuất giảm 46
triệu đôla. Một chính sách về ozon nghiêm ngặt hơn, chẳng hạn giảm 25%, có thể
làm tăng lợi ích của cả người sản xuất và người tiêu dùng và tăng tổng thặng dư
lên 1.732 triệu đôla.
Những phát hiện này có nhiều ứng dụng quan trọng về sự phân phối các lợi
ích tăng thêm giữa những người mua và người bán. Lưu ý rằng người tiêu dùng và
người sản xuất không phản ứng một cách cân xứng với nhau trong các mức khí
ozon. Thực ra, nếu khí ozon tăng khoảng 10% hoặc 25%, thì xã hội nói chung có
thể giảm, nhưng những người sản xuất sẽ thực sự được lợi. Theo báo cáo của
NAPAP, phần lợi ích này đối với người sản xuất có được bởi vì giá cao hơn.
Nguồn: NAPAP (tháng 11/1991), trang 55, 154-56, 398-401.
Thay đổi
Ozon (%)
-10
-25
+10
+25

khí

Thay đổi giá trò thặng dư (hàng tỉ Đôla 1989)

Thặng dư tiêu
Thặng dư sản xuất
Tổng thặng dư
dùng
0,785
-0,046
0,739
1,637
0,095
1,732
-1,044
0,215
-0,829
2,659
0,453
-2,206

Các phương pháp ước lượng trực tiếp theo cách tiếp cận liên hệ hành vi
Các phương pháp trực tiếp theo cách tiếp cận liên hệ hành vi ước lượng các lợi ích
môi trường theo trả lời phản hồi hoặc hành vi quan sát được có liên quan trực tiếp
đến chất lượng môi trường. Mặc dầu hiện sẵn có rất nhiều phương pháp trực tiếp,
nhưng chúng ta chỉ xem xét một phương pháp đại diện: phương pháp đánh giá ngẫu
nhiên (CVM).

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

277


Phương pháp đánh giá ngẫu nhiên (CVM)

Khi dữ liệu thò trường không sẵn có hoặc không đáng tin cậy, các nhà kinh tế có
thể sử dụng các phương pháp ước lượng thay thế khác dựa trên các điều kiện thò
trường giả đònh. Các phương pháp như thế sử dụng các số liệu điều ta để thăm dò
giá sẵn lòng trả (WTP) của các cá nhân cho một sáng kiến môi trường nào đó.
Cách tiếp cận dựa vào số liệu khảo sát này để ước lượng lợi ích được biết như
phương pháp đánh giá ngẫu nhiên (CVM) bởi vì các kết quả có tính phụ thuộc hoặc
có tính ngẫu nhiên theo các điều kiện thò trường được đưa ra. Thò trường này có vai
trò như một ngữ cảnh cho một loạt các câu hỏi khảo sát. Giả đònh then chốt cho
rằng các cuộc khảo sát được thiết kế đúng có thể xác đònh kết quả gần đúng với
những kết quả phát sinh trong các tình huống thực tế. Trong chừng mực nào đó,
công cụ khảo sát giúp giải quyết được vấn đề về sự không tiết lộ ý thích vốn là đặc
điểm của các hàng hóa công.
Thực hiện cách tiếp cận dựa vào khảo sát này bao gồm ba công việc sau đây:12
Xây dựng một mô hình chi tiết về thò trường giả đònh, bao gồm các đặc
điểm của hàng hoá và bất kỳ điều kiện nào ảnh hưởng đến thò trường.
• Thiết kế một công cụ khảo sát để đạt được một ước lượng không chệch
về WTP của các cá nhân.
• Đánh giá sự trung thực của các câu trả lời của người trả lời khảo sát.
•

Đánh giá phương pháp CVM
Những người làm nghiên cứu thích phương pháp CVM vì nó có thể áp dụng được
cho nhiều loại hàng hóa môi trường khác nhau và vì nó có thể đánh giá giá trò tồn
tại cũng như giá trò sử dụng. Tuy nhiên, do phương pháp này đưa ra các kết luận về
các các thò trường thực từ một mô hình giả đònh, nên các kết quả ước lượng chệch
được xem như khó khăn điển hình của nghiên cứu dựa vào khảo sát, chẳng hạn như
sự không sẵn lòng bộc lộ WTP của một cá nhân do vấn đề sử dụng miễn phí. Xem
Bảng A.1 trong phần phụ lục để biết các nguồn gây ra ước lượng chệch phổ biến
liên quan đến phương pháp CVM.
Để đối phó lại các khả năng ước lượng chệch tiềm ẩn, các nhà kinh tế không

ngừng cải thiện cho phương pháp CVM. Ví dụ, một số người làm nghiên cứu đưa
thêm một chi tiết vào các mô hình giả đònh của họ. Những người khác cải thiện
khâu thiết kế công cụ khảo sát. Một số khảo sát có dùng các bản đồ để minh họa vò
trí của hàng hoá hoặc các bức ảnh về hàng hóa và khu vực bò ảnh hưởng bởi việc
cung cấp hàng hoá đó.13 Nhưng dù là dưới hình thức nào, thì mục tiêu cũng giống

12

Để biết chi tiết hơn về các yếu tố đặc thù của việc phân tích CVM, xem Mitchell and Carson (1989),
Cummings, Brookshire, and Schulze (1986), và Smith and Desvousges (1986).
13
Brookshire and Crocker (1981).
Scott J. Callan & Janet M.Thomas

278


nhau: làm cho tình huống thò trường giả đònh càng thật và càng gần với các điều
kiện thực tế càng tốt.
Các ứng dụng của phương pháp CVM
Những người làm nghiên cứu sử dụng phương pháp CVM trong nhiều tình huống để
ước lượng các lợi ích môi trường. Một ứng dụng quan trọng là ước lượng giá trò một
mạng theo thống kê.14 Theo một xem xét gần đây về những nghiên cứu này, các
giá trò ước lượng được báo cáo nằm trong khoảng từ 1,6 triệu đôla đến 4,0 triệu
đôla (theo giá năm 1986).15
Một tiêu điểm phổ biến khác của các nghiên cứu CVM là để đo lường WTP
của xã hội đối với những cải thiện chất lượng nước. Hai ví dụ là nghiên cứu của
Smith và Desvoiusges (1986), nghiên cứu một khối nước đặc thù (sông
Monongahela ở bang Pennsylvania), và một phân tích của Carson và Mitchell
(1988), ước tính một thước đo khái quát hóa về tất cả các đòa điểm nước ở Mỹ.

Nghiên cứu của Smith và Desvousges (1986) cho thấy hộ gia đình trung bình ở năm
hạt ở miền Tây bang Pennsylvania sẵn lòng trả 25 đôla (theo giá năm 1981)/năm
để cải thiện sông Monongahela từ mức chất lượng nước có thể vận tải được đến
mức chất lượng nước có thể nuôi cá được. Nghiên cứu trên phạm vi toàn quốc của
Carson và Mitchell (1988) cho thấy một người trả lời trung bình sẵn sàng trả 80
đôla (theo giá năm 1983)/năm cho những cải thiện chất lượng nước. Sự chênh lệch
này có thể được giải thích như thế nào?
Do đánh giá của nghiên cứu trên phạm vi quốc gia cao hơn kết quả đánh giá
trên phạm vi đòa phương của Smith và Desvousges (1986), nên sự khác biệt này có
thể được coi là do giá trò tồn tại. Tại sao lại như vậy? Vì những người trả lời phỏng
vấn trong khảo sát tổng quát hơn sẵn lòng trả cho những cải thiện chất lượng nước
trên khắp nước Mỹ, mặc dù họ không mong đợi sẽ sử dụng lượng nước này cho
chính bản thân họ.16
Các lợi ích tăng thêm từ những cải thiện chất lượng không khí cũng đã được
ước lượng theo phương pháp CVM. Thực tế, một số người lập luận rằng phương
pháp CVM đặc biệt hữu ích cho việc đánh giá những cải thiện có thể nhận thấy
được tại các công viên quốc gia, nơi mà giá trò tồn tại có thể là quan trọng. Một
nghiên cứu của Schulze và Brookshire (1983) dường như ủng hộ giả thuyết này.
Nhiều người nghiên cứu lónh vực này nhận ra rằng giá trò sử dụng của việc cải
14

Một mạng sống theo thống kê liên quan đến khái niệm rủi ro môi trường được giới thiệu trong Chương 6.
Ví dụ, nếu một chính sách môi trường làm giảmrủi ro sức khoẻ từ 2/100.000 người xuống còn 1/100.000
người, thì lợi ích tăng thêm của chính sách đó là một mạng sống được cứu. Trong nghiên cứu gần đây của
EPA, một mạng sống theo thống kê được cứu trò giá là 4,8 triệu đôla, tính theo giá năm 1990 (U.S. EPA,
Phòng không khí và bức xạ, tháng 11/1999).
15
Cropper and Oates (tháng 6/1992), trang 713. Lưu ý rằng ký hiệu ($1986) nghóa là giá trò được thể hiện
theo giá năm 1986 (theo giá gốc năm 1986).
16

Cropper and Oates (tháng 6/1992), trang 716-17.
Scott J. Callan & Janet M.Thomas

279


thiện tầm nhìn xa ở công viên quốc gia Grand Canyon từ 70 đến 100 dặm là dưới 2
đôla (theo giá năm 1988)/du khách/năm. Ngược lại, họ ước lượng giá trò tồn tại có
thể so sánh được ở mức 95 đôla (theo giá năm 1988)/hộ/năm để ngăn chặn tình
trạng tầm nhìn bò giảm ở công viên quốc gia Grand Canyon.17
Vì phương pháp CVM có thể đo lường giá trò tồn tại, nên nó được sử dụng để
đánh giá các lợi ích sinh thái, như việc bảo tồn một loài đang bò đe dọa. Ví dụ, một
nghiên cứu ước tính rằng các cá nhân có thể sẵn lòng trả 22$ (theo giá năm
1983)/năm để cứu loài sếu châu Mỹ.18 Một nghiên cứu khác nhận ra người ta có
thể trả 11$/năm để bảo tồn đại bàng trọc.19 Tuy nhiên, có một điều cảnh báo quan
trọng. Mặc dầu giá trò của việc bảo tồn toàn bộ hệ sinh thái là tiêu biểu cho vấn đề
quan tâm của phân tích chính sách, nhưng nhiều nghiên cứu CVM tập trung vào
một loài đơn lẻ. Tuy nhiên, tổng cộng các giá trò của các loài đặc thù thường cao
hơn giá trò của toàn bộ hệ sinh thái.20
Các phương pháp ước lượng gián tiếp theo cách tiếp cận liên hệ hành vi
Đối với một số đề án môi trường, thì các qui trình ước lượng trực tiếp như CVM thì
không thể làm được. Trong những trường hợp này, các nhà kinh tế sử dụng các
phương pháp gián tiếp, những phương pháp này đưa ra các suy luận về các thò
trường hoặc các điều kiện liên quan đến hàng hóa môi trường đang được xem xét.
Có ba phương pháp gián tiếp quan trọng: Phương pháp chi tiêu bảo vệ (AEM),
Phương pháp chi phí du hành (TCM) và Phương pháp giá hưởng thụ (HPM).
Phương pháp chi tiêu bảo vệ (AEM): Một cách tiếp cận gián tiếp sử dụng các
hàng hóa thay thế
Để ước lượng một cách gián tiếp WTP đối với các hàng hóa phi thò trường như
không khí sạch hay nước sạch, phương pháp chi tiêu bảo vệ (AEM) sử dụng các

thay đổi trong chi tiêu các hàng hoá thay thế cho chất lượng môi trường. Động cơ
của cách tiếp cận này khá là trực giác. Nạn ô nhiễm gây ra các thiệt hại có ảnh
hưởng tiêu cực đến phúc lợi của cá nhân. Do đó, người ta có hành động ngăn ngừa
bằng cách mua hàng hóa và dòch vụ cải thiện chất lượng môi trường của cá nhân
họ, như lắp đặt hệ thống không khí trong nhà hay cung cấp nước uống cá nhân.21
Bảng 7.2 đưa ra một số ví dụ phổ biến về những việc mà các cá nhân làm để
giảm ảnh hưởng của nạn ô nhiễm lên môi trường của cá nhân họ. Lưu ý rằng trong
mỗi trường hợp thì hành động ngăn ngừa đề cập đến một chi tiêu cho một hàng hóa
17

Lưu ý đối với giá trò sử dụng thì WTP được tính xấp xỉ cho mỗi du khách, trong khi giá trò tồn tại được tính
cho hộ gia đình nmà họ có thể chưa bao giờ đến đòa điểm cả.
18
Bowker and Stoll (tháng 5/1988).
19
Boyle and Bishop (1987).
20
Cropper and Oates (tháng 6/1992), trang 719-20.
21
Đề cập đến môi trường riêng của bản thân cá nhân được sử dụng lần đầu bởi Bartik (1988) để mô tả việc
sử dụng phương pháp AEM để đánh giá những cải thiện không biên tế trong môi trường.
Scott J. Callan & Janet M.Thomas

280


hoặc dòch vụ thay thế. Do đó, nếu môi trường chung được cải thiện do một sáng
kiến chính sách nào đó, cá nhân có chi ít hơn cho các hàng hóa thay thế này. Rõ
ràng giảm các khoản chi tiêu ngăn chặn như thế này đưa ra một ước lượng gián tiếp
về WTP của cá nhân cho các lợi ích tăng thêm có liên quan. Ví dụ, đối phó với

nguồn cung cấp nước uống bò ô nhiễm, một cá nhân có thể mua nước đóng chai
hoặc lắp đặt một hệ thống lọc nước. Nếu một chính sách của chính phủ cải thiện hệ
thống cung cấp nước uống công cộng, thì cá nhân có thể chi tiêu ít hơn các hàng
hóa thay thế. Sự giảm khoản chi tiêu này chính bằng các lợi ích tăng thêm có được
nhờ có chính sách cải thiện hệ thống cung cấp nước uống.
Bảng 7.2 Các hành động ngăn ngừa để giảm các rủi ro do ô nhiễm
Ô nhiễm
Ô nhiễm không
khí

Ảnh hưởng
Làm ô uế vật
liệu
Các vấn đề sức
khỏe

Ô nhiễm nước

Làm ô uế vật
liệu
Các vấn đề sức
khoẻ
Suy thoái mỹ
quan
Các vấn đề sức
khoẻ

Đòa điểm chất
thải nguy hại

Ô nhiễm tiếng
ồn

Các vấn đề sức
khoẻ

Hành động ngăn ngừa
Làm sạch hay sơn lại các bề mặt vật liệu; sử dụng
bao bảo vệ; chuyển đến nơi khác.
Lắp đặt các thiết bò lọc không khí hoặc máy điều
hoà không khí; lên kế hoạch đi khám bệnh thường
xuyên hơn; mua các loại dược phẩm làm giảm các
triệu chứng về hô hâp; chuyển đến nơi khác.
Lắp đặt hệ thống lọc nước; mua các sản phẩm làm
sạch và thuốc tẩy rỉ; chuyển đến nơi khác.
Lắp đặt hệ thống lọc nước; mua nước đóng chai;
chuyển đến nơi khác.
Lắp đặt hàng rào hay trồng cây bụi; chuyển đến
nơi khác.
Kiểm nghiệm nguồn cung cấp nước xem có bò
nhiễm bẩn hay không; lắp đặt máy lọc không khí
hoặc máy điều hoà không khí; chuyển đến nơi
khác.
Lắp đặt thiết bò cách âm; mua thuốc ngủ; chuyển
đến nơi khác.

Nguồn: Bartik (1988), trang 111-126, bảng 1.

Chúng ta mô hình hoá phương pháp AEM ở Đồ thò 7.6, ở đó thò trường phù hợp
được xác đònh là chất lượng môi trường riêng (X). Đường cầu (d) cũng là hàm lợi

ích biên (MB), và đường cung (s) được mô hình hóa là đường chi phí biên (MC).22
Với một mức chất lượng môi trường chung nhất đònh (E), giả đònh quan trọng là
mỗi đường MC tương ứng với các mức chi tiêu ngăn ngừa cho các hàng hóa thay
thế chất lượng môi trường để đạt các mức chất lượng môi trường riêng (X) khác
nhau. Trên đồ thò, MC0 thể hiện chi phí biên của các khoản chi tiêu bảo vệ tại mức
chất lượng môi trường chung hiện tại, E0. Khi chất lượng môi trường chung cải
22

Vì chúng ta đang mô hình hoá chất lượng môi trường riêng, nên các lợi ích và chi phí biên đề cập đến một
cá nhân riêng lẻ. Để tránh nhầm lẫn, chúng ta sử dụng các tên đơn giản MB và MC để không suy ra sự khác
biệt giữa các quyết đònh cá nhân và xã hội, điều này không phù hợp trong tình huống này.
Scott J. Callan & Janet M.Thomas

281


thiện lên mức E1, thì cá nhân chi ít hơn (hoặc chòu các khoản chi phí thấp hơn) để
đạt mỗi mức chất lượng môi trường riêng, và đường MC dòch chuyển xuống qua
phải, trở thành MC1.
Lược đồ 7.6 Đo lường các lợi ích tăng thêm sử dụng phương pháp chi tiêu bảo vệ
(AEM): Một cách tiếp cận liên hệ hành vi
Khi chất lượng môi trường chung là E0, chất lượng môi trường riêng là
X0, và các khoản chi tiêu ngăn ngừa là diện tích 0abX0. Sau khi có
chính sách tăng mức chất lượng môi trường chung lên E1, thì chất
lượng môi trường riêng tăng lên X1, và các khoản chi tiêu ngăn ngừa
là diện tích 0acX1. Để đạt mức X1 khi không thay đổi chính sách, thì
cá nhân có thể sẵn lòng chi một lượng tiền bằng diện tích 0abcX1. Do
đó, WTP của cá nhân cho các lợi ích tăng thêm là phần chênh lệch
giữa diện tích 0abcX1 và diện tích 0acX1, hay diện tích tam giác abc.

Tại điểm cân bằng ban đầu khi chất lượng môi trường chung là E0, thì chất lượng
môi trường riêng của cá nhân là X0, tại mức mà MB cắt MC0. Tại điểm này, tổng
các khoản chi tiêu ngăn ngừa là diện tích nằm dưới đường MC0 cho tới điểm X0,
hay diện tích 0abX0. Sau khi chính sách cải thiện chất lượng môi trường chung lên
mức E1, thì đường chi phí biên của cá nhân dòch chuyển đến MC1. Tại điểm cân
bằng mới, tại đó MB cắt MC1, chất lượng môi trường riêng tăng lên mức X1, và các
khoản chi tiêu ngăn ngừa thay đổi thành diện tích 0acX1. Bây giơ,ø ta có thể sử dụng
thông tin này để lượng hóa thành tiền các lợi ích tăng thêm của việc cải thiện chất
lượng môi trường chung từ E0 đến E1.
Vấn đề mấu chốt là phải so sánh các mức chi tiêu ngăn ngừa trước và sau khi
thay đổi chính sách cho cùng một mức chất lượng môi trường riêng. Như chúng ta
đã xác đònh, các khoản chi tiêu ngăn ngừa sau khi có chính sách đối với X1 là được
thể hiện là diện tích 0acX1. Chúng ta hãy so sánh giá trò này với khoản tiền mà cá

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

282


nhân có thể sẵn lòng chi để đạt mức X1 mà không có ảnh hưởng của chính sách.
Khoản tiền này có được bằng cách tính toán diện tích dưới đường MC0 ban đầu cho
tới X1 và được giới hạn bởi MB, hay diện tích 0abcX1. Do vậy, WTP của cá nhân
cho lợi ích tăng thêm là phần chênh lệch giữa hai diện tích (0abcX1 và 0acX1), hay
diện tích tam giác abc.
Một cách đánh giá khác có thể được dựa trên một sự ràng buộc giữ mức chất
lượng môi trường riêng tại mức ban đầu (X0). Cách tiếp cận này có thể được ưa
chuộng hơn vì việc tính toán đơn giản hơn, chỉ cần thông tin về hai đường MC thay
vì cả thông tin về đường MC và đường MB. Ở kòch bản này, các lợi ích tăng thêm
có thể là khoản chênh lệch giữa diện tích 0abX0 và 0adX0, hay diện tích abd. Diện
tích nhỏ hơn này có thể được giải thích như một giới hạn dưới của đánh giá WTP.23

Đánh giá phương pháp AEM
Một hạn chế của phương pháp AEM phát sinh từ một hiện tượng tạo ra nhiều lợi
ích đồng thời. Điều này đề cập đến hiện tượng một số chi tiêu bảo vệ mang lại lợi
ích ngoài các lợi ích liên quan đến môi trường sạch hơn. Ví dụ, xem xét các khoản
chi tiêu bảo vệ cho một hệ thống điều hoá không khí. Trong khi hệ thống này làm
giảm các rủi ro sức khỏe do ô nhiễm không khí, thì nó cũng mang lại sự tiện nghi.
Do vậy, tiết kiệm các chi tiêu nhờ có một sáng kiến chính sách làm không khí
không thể chỉ là các lợi ích tăng thêm của chính sách đó.
Các ứng dụng của phương pháp AEM
Một số nghiên cứu sử dụng phương pháp AEM để đánh giá trò một mạng người
theo thống kê. Blomquist (1979) tập trung vào hoạt động bảo vệ của việc đeo dây
an toàn trong xe ô tô để giảm rủi ro tử vong. Nghiên cứu này ước tính lợi ích tăng
thêm của việc cứu sống một mạng người trong khoảng từ 380.000 đôla đến 1,4
triệu đôla (theo giá năm 1986). Dardis (1980) tiến hành một loại phân tích tương tự
sử dụng các chi tiêu cho các máy dò khói và lượng hóa thành tiền giá trò của một
mạng sống theo thống kê khoảng 460.000 đôla (theo giá năm 1986).24 Lưu ý các
giá trò ước lượng này thấp hơn các giá trò ước lượng sử dụng phương pháp CVM như
thế nào. Một cách lý giải cho rằng hành vi bảo vệ của việc sử dụng dây an toàn và
máy dò khói không phải là một quyết đònh về mức độ mà là một quyết đánh giá trò
sử dụng với giá trò không sử dụng. Do đó, các cá nhân trả lời một cách khẳng đònh
miễn là lợi ích biên còn lớn hơn chi phí biên. Trong những trường hợp như vậy, giá
trò ước lượng về giảm rủi ro dựa trên cá nhân biên người vừa nhận ra rằng hành vi
bảo vệ là quan trọng, làm cho kết quả ước lượng nói chung bò đánh giá thấp.25

23

Bartik (1988).
Các ước lượng này do Fisher, Violette, và Chestnut báo cáo (1989).
25
Cropper and Oates (tháng 6/1992), trang 713-14.

24

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

283


Phương pháp chi phí du hành (TCM): Một cách tiếp cận gián tiếp sử dụng các
hàng hóa bổ sung
Một cách tiếp cận khác để đánh giá các lợi ích môi trường là phương pháp chi phí
du hành (TCM), một phương pháp sử dụng mối quan hệ bổ sung giữa chất lượng
của một tài nguyên thiên nhiên và giá trò sử dụng cho mục đích vui chơi giải trí của
nó. Quan sát giản đơn cho thấy rằng nhu cầu cho mục đích sử dụng để tiêu khiển
của một tài nguyên thiên nhiên, như hồ nước hoặc rừng quốc gia, tăng lên khi chất
lượng của nó được cải thiện. Do đó, khi hàm cầu này dòch chuyển theo một sự thay
đổi trong chất lượng môi trường, thì thay đổi trong thặng dư tiêu dùng có thể được
sử dụng để đánh giá các lợi ích tăng thêm có liên quan.
Chúng ta mô hình hóa phương pháp chi phí du hành trong Đồ thò 7.7, giả sử
nhu cầu giải trí đã được xác đònh một cách đúng đắn.26 Hai đường cầu về sử dụng
cho mục đích tiêu khiển một hồ nước được thể hiện trong giản đồ, D0 và D1. D0 là
đường cầu ở một mức chất lượng môi trường nào đó trước đây E0. D1 là đường cầu
mới sau khi thực hiện chính sách cải thiện chất lượng hồ nước lên E1. Một đường
giá được vẽ ở P0 để thể hiện phí vào cửa để sử dụng hồ nước. Trước khi chính sách
được thực hiện, số du khách đến tham quan là V0, tại đó thặng dư tiêu dùng của du
khách bằng diện tích abP0. Sau khi chính sách có hiệu lực, tổng số du khách tăng
lên V1, và thặng du tiêu dùng tăng lên diện tích cdP0. Sự thay đổi trong thặng dư
tiêu dùng, diện tích acdb (nghóa là diện tích cdP0 trừ diện tích abP0), cho giá trò ước
lượng của các lợi ích tăng thêm đối với du khách do cải thiện chất lượng hồ nước.27
Đánh giá phương pháp TCM
Một hạn chế của phương pháp TCM là nó chỉ ước lượng giá trò sử dụng mà không

ước lượng được giá trò tồn tại – một sự bỏ sót có thể tạo ra ước lượng chệch. Một
hạn chế khác là nó chỉ tập trung vào mục đích tiêu khiển, làm cho phương pháp
này không hiệu quả đối với việc ước lượng các lợi ích đối với những người sử dụng
tài nguyên cho mục đích thương mại. Cuối cùng, phương pháp TCM đưa ra các giá
trò ước lượng chệch dưới nếu tiếp cận đến đòa điểm du lòch bò trở ngại do tắt
nghẽn.28

26

Một phương pháp được sử dụng để xác đònh đường cầu vui chơi giải trí được gọi là phương pháp ClawsonKnetch (Clawson and Knetch, 1966). Phương pháp này sử dụng chi phí du hành đến một điểm du lòch, tỷ lệ
tham quan, và các dữ liệu kinh tế xã hội khác để ước lượng đường cầu giải trí. Smith và Desvousges (1986)
cung cấp một tóm tắt xuất sắc về cơ sở lý thuyết cho thấy phương pháp này được chỉnh sửa bổ sung qua thời
gian như thế nào.
27
Lưu ý rằng thậm chí lệ phí vào công để sử dụng hồ nước là không, thì mô hình vẫn không đổi, ngoại trừ
trường hợp giá trò thặng dư người tiêu dùng là vùng còn lại nằm bên dưới mỗi đường cong nhu cầu. Trong
trường hợp nhu vậy, sự thay đổi trong thặng dư tiêu dùng sẽ tăng đến trục hoành có thể mở rộng theo trục
hoành.
28
Smith and Desvousges (1986), trang 220.
Scott J. Callan & Janet M.Thomas

284


Đồ thò 7.7

Đo lường các lợi ích tăng thêm sử dụng phương pháp chi phí du hành
(TCM): Một cách tiếp cận liên hệ hành viû
D0 là đường cầu ở một mức chất lượng môi trường nào đó trước đây E0. D1

là đường cầu mới sau khi thực hiện chính sách cải thiện chất lượng hồ nước
lên E1. Một đường giá được vẽ ở P0 để thể hiện phí vào cửa. Trước khi
chính sách được thực hiện, số du khách đến tham quan là V0, tại đó thặng dư
tiêu dùng của du khách bằng diện tích abP0. Sau khi chính sách có hiệu lực,
tổng số du khách tăng lên V1, và thặng du tiêu dùng tăng lên diện tích cdP0.
Sự thay đổi trong thặng dư tiêu dùng, diện tích acdb, thể hiện các lợi ích
tăng thêm của việc cải thiện chất lượng hồ nước từ E0 lên E1.

Chi phí du hành
(P)
c

a

P0

Đường giá

d

c

D0
0

V0

V1

D1

Số du khách (V)

Các ứng dụng của phương pháp TCM
Bởi vì các hạn chế của nó mà phương pháp TCM thường được sử dụng để đánh giá
những cải thiện các khối nước chủ yếu dùng cho mục đích tiêu khiển. Ví dụ,
nghiên cứu của Mullen và Menz (1985) sử dụng phương pháp TCM để đánh giá
ảnh hưởng của những thiệt hại do mưa axit lên khu vực hồ ở Adirondack, New
York. Các nghiên cứu khác sử dụng qui trình này để đánh giá các lợi ích của việc
cải thiện chất lượng nước từ mức có thể vận tải thuyền bè được đến mức có thể
nuôi cá được. Những kết quả này có khuynh hướng dao động đáng kể. Hãy xem
các kết quả sau đây từ ba phân tích độc lập, tất cả đều được đo lường theo
WTP/người/ngày theo giá năm 1982:
•
•
•

29

Vaughan và Russell (1982): $4,68 - $9,37.
Smith và Desvousges (1985): $0,06 - $29,92.
Smith, Desvousges, và McGivney (1983): $1,04 - $2,15.29

Các so sánh này được bàn luận bởi Smith và Desvousges (tháng 10/1985).

Scott J. Callan & Janet M.Thomas

285