Materia: Economía Aplicada al Medio Ambiente (2010)
Temas: Valor económico del Medio Ambiente
Valoración económica del Medio Ambiente
Contenido: Fuentes de valor ambiental
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Apuntes sobre el Valor económico del Medio Ambiente, Apuntes de Ciencias Ambientales
Apuntes de Ciencias Ambientales sobre el Valor económico del Medio Ambiente, Valoración económica del Medio Ambiente, Fuentes de valor ambiental, Técnicas de evaluación, Limitaciones.
Tipo: Apuntes
2013/2014
1 / 22
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Materia: Economía Aplicada al Medio Ambiente (2010)
Temas: Valor económico del Medio Ambiente
Valoración económica del Medio Ambiente
Contenido: Fuentes de valor ambiental
Técnicas de evaluación
Limitaciones
Valor de uso
Indirecto
Directo
Valor de no uso
Valor de existencia
Consuntivo
No consuntivo
Valor de legado
Valor económico total (TEV)
El valor de uso directo es el que corresponde parcialmente al tercer servicio del medio ambiente mencionado, mientras que el indirecto correspondería a los dos primeros servicios, y en lo que sea posible, al cuarto. El valor de no uso correspondería a la parte de no utilización de la función de utilidad directa del medio ambiente. Puesto que ya hemos tratado los valores de uso, aclararemos ahora algún aspecto del valor de no uso. Este valor está generalmente motivado por egoísmo, altruismo, y tanto para la generación presente como para las futuras generaciones. Así pues, entendemos como valor de no uso el valor que un individuo asocia a un activo ambiental cuyos servicios no ha utilizado ni piensa utilizarlos en el futuro, pero cuya simple existencia le reporta un valor por sí mismo o como legado a sus descendientes (en este último caso algunos autores hablan de un valor específico, el valor de legado o bequest value. Por ejemplo, los autores no han tenido ni piensan vayan a tener la oportunidad de visitar la Antártida. Sin embargo, consideran que dicha región debe conservarse por su valor como ecosistema, y para futuras generaciones, lo que representa para ellos un determinado valor de existencia. Este valor de existencia es interpretado por algunos como un valor intrínseco (ver apartado anterior). Sin embargo, aunque son conceptos parecidos, no son iguales: el valor de existencia tal como se entiende generalmente es un valor antropocéntrico y utilitario, mientras que el valor intrínseco es deontológico y biocéntrico. Para resumir, y también para ilustrar esta sección, pongamos el ejemplo de la valoración de un humedal. Este humedal proporcionará un valor de uso indirecto (criadero de mariscos y peces, depuración de aguas, etc. Que contribuyen a distintos procesos productivos), un valor de uso directo (podemos considerar aquí la pesca, la contemplación de aves, el senderismo, y otras actividades de naturaleza), y finalmente el valor que se concede al hecho de que el humedal exista, aunque no se utilice – valor de existencia –. La suma de los valores de uso y de no uso, constituye el valor económico total del humedal. Finalmente, es necesario comentar que en algunas ocasiones se considera dentro del valor económico de un activo ambiental el valor de opción, entendiendo por tal el valor que un individuo asocia a un activo ambiental que no está utilizando, pero que piensa podrá usarlo en un futuro más o menos inmediato. De nuevo, los autores de este capítulo no han tenido oportunidad de visitar las cataratas Victoria en Zimbabwe, pero esperan poder disfrutar algún día de su belleza escénica. Esto sería un valor de opción para los autores. Sin embargo, cada vez está más extendida la idea de que este valor de opción no es un elemento distinto dentro de la tipología de valores económicos, sino que es el componente incierto del mismo. En ausencia de incertidumbre no existiría, y en presencia de incertidumbre refleja el precio de opción, es decir, lo que se valora el mantener abierta una posibilidad que no se sabe si se va a realizar o no, tanto en lo que respecta a valores de uso como de no uso. Otra interpretación similar es que el valor de opción es aquel que refleja los beneficios inciertos que
asociados a la valoración de activos ambientales; Weisbrod (1964) tal vez sea el trabajo pionero en este campo. El concepto de excedente del consumidor no es complejo, aunque sin embargo encierra aspectos bastante sutiles, por lo que lo introduciremos por medio de un ejemplo. Así, supongamos el caso de una persona amante del cine, y se plantea el número de películas que desea ver durante la semana. El número de películas a las que asistirá depende del precio de la entrada, y queda resumido en la siguiente tabla de intenciones:
Precio de la entrada Número de películas 0 5 4 4 8 3 12 2 16 1 20 0
Es decir, si las entradas son gratis, nuestro consumidor vería cinco películas, si el precio es de 4 euros, vería cuatro, etc., hasta llegar aun precio de 20 euros, para el que abandonaría sus planes cinematográficos. Supongamos ahora que una vez consulta los precios, el precio de venta es de 8 euros, por lo que nuestro consumidor, coherentemente con sus planes, ve tres películas. El proceso de consumo que estamos comentando tiene dos caras. Una de las caras es muy clara y concreta, mientras que la otra es más abstracta y sutil. Pasemos a comentarlas seguidamente. Una de las caras es obvia, el consumidor paga 8= 24 euros por las tres entradas que adquiere. La otra cara surge del hecho de que el consumidor hubiera estado dispuesto a pagar cantidades superiores a los 8 euros por las dos primeras películas. En efecto, según sus planes iniciales, él hubiera estado dispuesto a pagar hasta 16 euros por la primera entrada, y hasta 12 euros por la segunda, por lo que las cuentas que hace nuestro consumidor son algo más complicadas, tal como quedan reflejadas en el siguiente cuadro:
Número de orden de la película
Disposición a pagar (euros)
Pago real (euros) Excedente (euros)
1 16 8 8 2 12 8 4 3 8 8 0 Totales 36 24 12
Es decir, nuestro consumidor puede razonar de la siguiente forma. Por la primera película hubiera estado dispuesto a pagar hasta 16 euros (disposición a pagar), como sólo he pagado 8 euros (pago real) su consumo me ha generado un excedente de 16-8 = 8 euros. De igual manera, la compra de la segunda entrada me ha generado un excedente – diferencia entre la disposición a pagar y pago real – de 8 euros, mientras que la última película, al coincidir la disposición a pagar con el precio, genera un excedente nulo. Este tipo de sencilla argumentación nos permite conceptualizar el excedente del consumidor de Dupuit-Marshall como la diferencia entre lo que el consumidor hubiera estado dispuesto a pagar por un determinado nivel de consumo, menos lo que realmente paga por dicho nivel de consumo. Así, en nuestro ejemplo, la compra de entradas para tres películas ha generado a nuestro consumidor un excedente de 12 euros. Podemos profundizar más en estos conceptos. Para ello, vamos a dar a la tabla de intenciones de nuestro consumidor una interpretación gráfica. Así, es fácil comprobar que todos los puntos de la anterior tabla pertenecen a la siguiente recta:
P= 1 .000 - 200 q (1)
La ecuación de la recta (1), que económicamente no es otra cosa que el trasunto de una función de demanda, queda representada en la figura 1.
Número de entradas 5
20
P=20-4q
Figura 1. Curva de demanda y de disposición marginal a pagar del consumidor
Este tipo de análisis nos permite alcanzar algunas conclusiones importantes. Así, una función de demanda puede interpretarse como una relación, normalmente decreciente, entre el precio y la cantidad de producto, o bien «a lo Dupuit-Marshall», como la curva de utilidad marginal o de disposición marginal de pagar por parte del consumidor. De esta forma, para una curva general de demanda P=f(q), tal como la representada en la figura 2, y para un nivel de consumo q 0 , la disposición total a pagar será igual al área OABq 0 , el pago real igual al área del rectángulo Op 0 Bq 0 , y el excedente del consumidor igual a la diferencia entre dichas áreas, o lo que es lo mismo, igual al área P 0 AB.
Cantidad q
p A
P=f(q)
P 0
B
O q 0
Figura 2. Disposición total a pagar, pago real y excedente del consumidor
En términos analíticos, y de una manera general, tendremos:
Cantidad
q
p A
P=f(q)
P 0
B
O (^) q 0 q (^1)
P 1
Figura 3. Variación compensatoria y variación equivalente
Desde un punto de vista de valoración ambiental, la variación compensatoria implica medir la disposición a pagar ( willingness to pay , WTP) una determinada cantidad de dinero para asegurarse un beneficio (mejora ambiental) o evitar una pérdida (daño ambiental) mientras que la variación equivalente implica medir la disposición a aceptar ( willingness to accept , WTA) una determinada cantidad de dinero por tolerar una pérdida (daño ambiental) o renunciar a un beneficio (mejora ambiental). Es interesante observar que, aunque a simple vista parece que las mediciones basadas en la disposición a pagar o en la disposición a aceptar deben de estar muy próximas, como ya se ha mencionado en el caso de variación equivalente y compensatoria, las aplicaciones de estos conceptos a casos reales revelan diferencias apreciables. Estas diferencias parecen razonables, pues no es lo mismo lo que un lector esté dispuesto a pagar por una determinada mejora ambiental (que dependerá en última instancia de su renta disponible), que lo que está dispuesto a aceptar por renunciar a dicha mejora (que por definición no tiene límite). De hecho, esto lleva en la práctica a que las valoraciones basadas en la disposición a pagar estarán sesgadas, teniendo mucho más peso las opiniones de los segmentos más ricos de la población (que siempre estarán dispuestos a pagar más). Pero además de la renta, hay otros factores que influyen en la diferencia entre WTP y WTA:
- el número y calidad de los sustitutos para el bien en cuestión (Hahnemann, 1991): si no hay buenos sustitutos, la diferencia será grande.
- el concepto de aversión a las pérdidas (Kahneman y Tversky, 1979): en general, los humanos valoran más lo que ya se tiene que lo que se podría tener, y por tanto se da más valor a las pérdidas que a las ganancias. La manera adecuada de elegir entre las dos medidas, WTP y WTA depende de los derechos adquiridos, de la asignación de los derechos de propiedad, lo cual no siempre es sencillo. Por otra parte, y como se verá posteriormente, casi todos los métodos de valoración son capaces de medir la disposición a pagar, pero no la disposición a aceptar, lo cual tambíen condiciona evidentemente la decisión. En cualquier caso, puede resultar útil saber que, en general, la WTP se puede considerar como una cota inferior de la WTA, por lo que obtener su valor constituye una primera aproximación que puede resultar suficiente para un análisis coste- beneficio.
III. MÉTODOS DE VALORACIÓN AMBIENTAL
Como ya se ha mencionado, los métodos de valoración ambiental pretenden obtener la disposición a pagar por un cambio positivo en un bien ambiental (o la disposición a aceptar una compensación por un cambio negativo). Se distinguen por la manera en que obtienen del consumidor esta medida del valor. Así, una forma típica de clasificar los métodos de valoración (Tietenberg, 2006) es en función de dos aspectos: si la valoración procede de un comportamiento observado en el mercado, o de un comportamiento hipotético; o si se expresa directamente por el consumidor o bien se revela por sus decisiones. Esta clasificación se expone en el cuadro siguiente Comportamiento observado Comportamiento hipotético Directos (preferencias expresadas)
Precios de mercado Mercados simulados (experimentales)
Valoración contingente
Indirectos (preferencias reveladas)
Método del coste del viaje (y su extensión RUM) Precios o salarios hedónicos Costes evitados
Métodos basados en atributos
Basados en función de oferta Función de producción Precios sombra
A continuación se describe de forma resumida cada uno de estos métodos. Como podrá observar el lector, el tratamiento de los distintos métodos es desigual: dadas las limitaciones de espacio, se ha optado por desarrollar con más amplitud aquellos métodos más ampliamente utilizados, como son el método del coste del viaje, los precios hedónicos, o la valoración contingente, mientras que el resto de métodos se presentan de forma resumida. En todos casos, el lector interesado puede ampliar la información en las referencias ofrecidas.
1. Métodos de valoración directos
Los métodos de valoración directos son aquellos que utilizan las preferencias expresadas directamente por los individuos, bien acudiendo a los mercados reales, o bien mediante mercados experimentales o hipotéticos, acerca de su disposición a pagar por los bienes ambientales. A continuación describiremos los métodos más usuales.
1.1. Precios de mercado
El primero de los métodos es el más sencillo, aunque también es el más inusual: en los casos en que el bien ambiental se intercambia en un mercado, sólo hace falta observar los precios del mercado para obtener una estimación del valor marginal de dicho bien. Evidentemente, es inusual porque los bienes ambientales no se suelen intercambiar en los mercados, que al fin y al cabo es la razón de que exista este capítulo que nos ocupa. Por otra parte, hay que tener en cuenta que las cosas no son tan fáciles como parecen: aunque el bien se intercambie en un mercado, su precio no tiene por qué corresponder con su valor marginal. Esto sólo ocurriría en un mercado perfecto: en competencia perfecta, sin intervención de los reguladores, y sin fallos de mercado. Desgraciadamente, ésta no es la situación habitual, por lo que aun en estos casos, será necesario realizar un análisis más profundo acerca de la correspondencia entre precio de mercado y valor marginal del bien ambiental.
1.2. Mercados experimentales
Otra posibilidad es, ante la ausencia de un mercado, simular uno: definir un producto a intercambiar, asignar los papeles de vendedores y compradores, y disponer de los mecanismos necesarios para aclarar el mercado. Esta es la línea de investigación conocida como economía experimental, iniciada por Vernon Smith, y que se ha utilizado profusamente para diseñar mercados, pero también para el estudio de políticas de regulación ambiental y en algunos casos para estimar valores ambientale. Un área donde se ha utilizado extensamente es para el estudio de los mercados del agua, que al fin y al cabo puede considerarse un recurso ambiental (e.g., Garrido, 2007).
visibilidad (belleza escénica) en el cañón del Colorado asciende a 3.500 millones de dólares al año. Por otra parte, las estimaciones de valor obtenidas con este enfoque han sido criticadas en muchas ocasiones como poco fiables, conduciendo a resultados bastante controvertidos. Las debilidades imputables a este método son básicamente las debilidades y sesgos que conlleva cualquier procedimiento de encuesta directa en el que además, como sucede en este caso, las preguntas se hacen sobre estimaciones de valor de cosas poco tangibles, utilizando para ello instrumentos teóricos de pago muy diferentes (una subida de los impuestos locales, pago de una cantidad en concepto de entrada, etc.). Los sesgos habitualmente presentes son:
- sesgo estratégico: si el entrevistado quiere que se adopte una determinada política, puede expresar una WTP mayor que la real, sobre todo si el coste se reparte homogéneamente; en otros casos, y si lo que pagaría depende del valor que exprese, puede dar un valor a la baja y aprovecharse del resto (free-riding)
- sesgo de información: en función de la información facilitada, y del signo de la misma, el entrevistado puede variar enormemente su valoración.
- sesgo de punto de partida: el primer valor que se ofrece al entrevistado como referencia condiciona enormemente los resultados, ya que habitualmente el entrevistado no querrá alejarse mucho del mismo.
- sesgo hipotético: al no ser real el mercado, puede no prestársele la atención debida. Asimismo , es interesante comentar tal como se apuntó en el apartado II.2 de este capítulo, que las estimaciones obtenidas con la valoración contingente pueden variar enormemente, según que las preguntas se orienten hacia la medición de una disposición a pagar o de una disposición a aceptar. Así, pueden citarse, entre otros, los trabajos de Bishop y Heberlein (1979), Rowe et al (1980) o Knetsch y Sinden (1984) en los que se comentan valoraciones contingentes con resultados que llegan a oscilar de cinco a uno, según que las entrevistas se planteen en base a la medición de una disposición a pagar o de una disposición a aceptar. Para tratar de dar respuesta a alguna de estas críticas, y de dar más solidez a la utilización de la valoración contingente, la NOAA (National Oceanic & Atmospheric Administration) de EEUU reunió en 1993 a un panel de prestigiosos economistas, que publicaron una serie de recomendaciones para la utilización de esta técnica (NOAA, 1993):
- debe utilizarse preferentemente el formato de elección dicotómico (es decir, preguntar si se está dispuesto o no a pagar o aceptar una determinada cantidad).
- se debe conseguir una tasa de respuesta de al menos un 70% sobre la muestra
- los cuestionarios se deben completar mediante entrevistas personales
- se debe preguntar por la disposición a pagar, no por la disposición a aceptar
- se debe evaluar la sensibilidad de la disposición a pagar a cambios en el nivel del bien ambiental
- los resultados deben calibrarse con otros datos experimentales
- hay que recordar a los entrevistados las restricciones presupuestarias También otros manuales (e.g., Hanley et al, 2001) proporcionan otras indicaciones:
- hay que dar a los entrevistados razones por las que deberían pagar
- el vehículo de pago debe ser creíble
- se debe minimizar el sesgo estratégico
- hay que proporcionar información suficiente
- hay que identificar adecuadamente los votos protesta (aquellos que no pagarían nada no porque no valoran el bien, sino porque no están de acuerdo con el sistema) En todo caso, controversias aparte, la valoración contingente constituye un enfoque que se ha aplicado profusamente a valorar activos ambientales sin mercado. Sus posibilidades reales son difíciles de establecer, aunque parece razonable que las estimaciones de valor obtenidas deban de tomarse con ciertas precauciones como cifras meramente orientativas.. 2. Métodos de valoración indirectos
Los métodos de valoración indirectos buscan inferir la valoración que hacen los consumidores a través de las decisiones que toman en su búsqueda de la utilidad. En especial,
los basados en comportamientos observados están fundamentados en el supuesto de que existe complementariedad o sustitución entre los bienes ambientales y los bienes para los que sí existe un mercado, y que ambos bienes se combinan para proporcionar una cierta utilidad. Según que esta relación sea de complementariedad o sustitución, se distinguirá entre los métodos de costes evitados, coste del viaje, o precios hedónicos. Cuando los mercados sean hipotéticos, tendremos los métodos basados en atributos.
2.1. Costes evitados
El método de los costes evitados se utiliza cuando el bien ambiental y el bien de mercado son sustitutivos. Se suele utilizar no tanto para valoración de recursos naturales, sino más bien para efectos sobre la vida humana. Por ejemplo, cuando una persona compra un coche más seguro, está evitando un coste ambiental (los posibles daños sufridos en caso de accidente), sustituyéndolo en su función de utilidad por un coste monetario. Un ejemplo similar, aunque más centrado en recursos naturales: ante un empeoramiento en la calidad del agua potable, la población puede comenzar a equipar sus viviendas con depuradores de agua. De nuevo, se sustituye un coste monetario por un coste ambiental. La premisa fundamental, como vemos, es que los individuos están dispuestos a cambiar su comportamiento, e invierten dinero para evitar consecuencias negativas de una degradación ambiental o de un mayor riesgo. Su aplicación por tanto está limitada a los casos en que los servicios provistos por los recursos ambientales tienen una influencia directa en los individuos, que por otra parte son conscientes de la degradación del ecosistema y de su influencia en los servicios que provee, y que además pueden adoptar medidas defensivas para evitar o reducir los impactos negativos resultantes de la degradación. Se puede consultar más información sobre este método en Dickie (2003). Es importante no confundir este método de los costes evitados con el método de los costes de reemplazamiento o sustitución ya mencionado con anterioridad. Este segundo método, como dijimos, no debe utilizarse, y se distingue del primero en que en el caso de los costes evitados, se está utilizando como indicador del valor un comportamiento observado, y por tanto realizado ya, de los consumidores, que nos permite estimar su disposición a pagar. En el caso de los costes de reemplazamiento los consumidores no han incurrido en estos gastos, y por tanto no sabemos hasta qué punto reflejan su disposición a pagar.
2.2. Coste del viaje
El método del coste del viaje ( travel cost method ) ha sido profusamente utilizado, tanto para valorar espacios naturales desde un punto de vista recreativo, como para valorar mejoras realizadas en dichos espacios naturales. La idea básica del método del coste del viaje consiste en utilizar la información relacionada con la cantidad de tiempo (coste de oportunidad) y de dinero (coste real) que una persona o familia emplea en visitar un espacio natural como un parque o un lago 3. El método del coste del viaje presenta un atractivo importante con respecto a la valoración contingente anteriormente expuesta. Así, la indiscreta pregunta de la valoración contingente ¿cuánto estaría usted dispuesto a pagar o a recibir como compensación por una determinada mejora o daño ambiental? se traduce por la pregunta más sencilla y directa ¿cuánto ha pagado usted y qué tiempo ha empleado por visitar este parque natural? Es decir, con el método del coste del viaje nos limitamos a utilizar una información no «fabricada» de una manera más o menos artificial, sino que ha sido revelada por consumidores reales en situaciones reales. Vamos a profundizar en la lógica que subyace a este método de una manera intuitiva. Para ello, permítasenos comentar la siguiente hipotética situación. Se trata de un electricista que trabaja como autónomo en la ciudad de Sevilla, ganando 20 euros por hora de trabajo. Un determinado día decide desplazarse a la vecina ciudad de Córdoba para visitar su Jardín Botánico. El tiempo que emplea en realizar la visita es de cinco horas y media, que se descomponen de la siguiente manera: dos horas y media en los desplazamientos de ida y
(^3) Johansson (1992, pág. 109), cita una carta de Hotelling en 1947 al director del National Park Service como el primer
intento de desarrollar este tipo de procedimiento.
inversa entre el número de visitas y el coste del viaje. Por tanto, la correspondiente curva de demanda conserva su forma típica: i.e., su pendiente es negativa. Este tipo de esquema analítico permite, con bastante facilidad conceptual, valorar los efectos de una mejora o de un daño en un espacio recreativo. Así, en el caso de una mejora (e.g., instalación de un invernadero de plantas tropicales en un jardín botánico) es razonable suponer que para un mismo coste unitario de la visita, el número de visitantes dispuestos a asumir dicho coste sea mayor, por lo que la correspondiente curva de demanda se desplazará hacia arriba (véase figura 5).
Número de visitantes
O
B’’
A’ A A’’
B’
B
Figura 5. Valor monetario de la mejora o daño en un espacio recreativo
El incremento de área ABB’’A’’ subroga el valor monetario de la correspondiente mejora. De una manera análoga, en el caso de un daño parece razonable que para un mismo coste unitario de la vistia el número de visitantes dispuestos a asumir dicho coste sea menor, por lo que la correspondiente curva de demanda se desplazará hacia abajo (véase figura 5). El descenso del área A’B’BA subroga el valor monetario del correspondiente daño. Con objeto de mantener la exposición dentro de unos límites razonables, se ha introducido el metodo del coste del viaje de una manera intuitiva, sin ningún tipo de formalización. Los lectores interesados en la fundamentación microeconómica de este enfoque pueden consultar Pearce y Markandya (1989, págs, 75-76). Otros trabajos del método del coste del viaje, con una sólida fundamentación teórica, son McConnell (1992) y Mendelsohn et al. (1992). Los modelos de utilidad aleatoria (también conocidos por su nombre inglés, Random Utility Models o RUM) son considerados una extensión de los métodos de coste del viaje, y una mejora respecto a los mismos. La mejora consiste en que los métodos RUM pueden distinguir entre emplazamientos con distintos atributos ecológicos, y por tanto con distinto potencial recreativo. Así, el enfoque RUM considera que los consumidores tienen valores implícitos distintos por los distintos atributos, y que los revelan mediante sus elecciones entre distintos emplazamientos que a su vez tienen componentes o atributos diferentes. A igualdad de circunstancias, la premisa básica es que el consumidor elegirá el emplazamiento con el menor coste de viaje. Cuando dos emplazamientos tengan un coste de viaje igual, elegirán aquel con mayor calidad. Posteriormente, analiza estadísticamente estas elecciones, y determina dichos valores implícitos. El lector interesado puede obtener más información sobre este tipo de métodos en Parsons (2003).
2.3. Precios hedónicos
Con este método, sugerido inicialmente por Griliches (1971), partimos nuevamente de un activo o cualidad ambiental sin mercado – por ejemplo, para fijar ideas, el nivel de ruido –. La idea del método del precio o de las variables hedónicas ( hedonic prices ) consiste en determinar en qué manera el placer o molestia de consumir el activo ambiental (molestia en el caso de ruido) afecta al precio de una serie de bienes para los que existe un mercado perfectamente definido (e.g. el mercado de las viviendas para el caso del ruido). Una vez planteado el propósito básico perseguido, con el enfoque hedónico pasamos a detallar su funcionamiento. Así, con este enfoque se pretende determinar qué porcentaje del valor de los bienes con mercado (e.g. viviendas) está determinado por el nivel que alcanza la variable hedónica (e.g. el ruido). Una vez establecida esta relación, se determina la disposición marginal a pagar por una determinada mejora (e.g. disminución del nivel de ruido). A partir de la disposición marginal a pagar se determina la disposición total a pagar como subrogado de la valoración monetaria de la correspondiente mejora. En lo que sigue pasamos a detallar estas ideas. El primer paso en la mecánica operativa del método de las variables hedónicas consiste en determinar una relación entre el precio estadístico de compraventa del bien subrogado con mercado (e.g. viviendas) y una serie de variables que explican dicho precio además de una variable adicional, que es la variable ambiental. Por ejemplo, en el caso de la valoración del nivel de ruido por medio del precio de las viviendas (bien subrogado) las variables explicativas podrían ser: superficie de los pisos, número de habitaciones, índice de confort, etc. y la variable ambiental un índice del nivel de ruido. En general, tendremos una función del tipo:
P=f(x 1 , x 2 , …, xn , Z) (2) donde P es el precio estadístico de compraventa del bien con mercado; x 1 , x 2 , …, xn son los valores de las variables económicas y Z es el valor de la variable o cualidad ambiental sin mercado^4. A partir de una muestra representativa de viviendas, se procederá a ajustar estadísticamente la expresión (2). Una vez estimada dicha expresión, resulta inmediato obtener la disposición a pagar por una reducción marginal del daño ambiental (nivel de ruido en nuestro ejemplo) o por un incremento marginal en un beneficio ambiental. En efecto, dicha disposición marginal a pagar W será igual a la derivada parcial del precio con respecto a la variable ambiental Z, esto es W =. Para exponer cómo a partir de la disposición marginal a pagar obtendremos la disposición total a pagar como subrogado del valor monetario del activo o cualidad ambiental vamos, a título indicativo, a ensayar dos formas funcionales para la expresión (2). Comencemos con una estructura lineal, tal como:
P=a 1 x1+a 2 x2+…+anxn +bZ (3)
De la expresión (3) se deduce que W = = b; es decir, la disposición marginal a pagar es constante, o dicho con otras palabras, no depende del nivel alcanzado por la variable ambiental. Así, si en nuestro ejemplo el nivel inicial de ruido es Z 0 y debido, por ejemplo, a la instalación de una pantalla acústica, dicho nivel de ruido se reduce a Z 1 , el valor monetario de dicha mejora ambiental se subroga por el área del rectángulo Z 1 ABZ 0 de la figura
(^4) Es interesante comentar la clara conexión existente entre el primer paso de la mecánica operativa de este método y los métodos estadísticos de valoración (para este tipo de metodología véase Caballer, 1993).
El método de las variables hedónicas se ha aplicado profusamente a valorar cualidades ambientales como el nivel de ruido generado por el tráfico automovilístico, el tráfico aéreo, contaminación atmosférica, etc. Los activos con mercado con los que se trabaja habitualmente son las viviendas. Los resultados obtenidos son bastante atractivos (véase Pearce & Markandya, 1989, págs 29-31, en este sentido). No obstante, el éxito del método depende fundamentalmente de que la variable ambiental explique un porcentaje significativo del valor de los bienes con mercado. En efecto, si por ejemplo el valor de mercado de las viviendas se ve muy escasamente afectado por el nivel de ruido, el valor monetario de los beneficios ambientales derivados de, por ejemplo, la instalación de una pantalla acústica, serán prácticamente cero, lo cual no deja de ser paradójico. Vamos a profundizar en esta aparente paradoja por medio de un ejemplo tomado de la realidad. En el madrileño parque de la Fuente del Berro, y en la colonia de casas colindantes, el nivel de ruido procedente del tráfico de la autovía M-30 alcanzaba niveles poco soportables. Para reducir dicho nivel de ruido, el Ayuntamiento de Madrid procedió a instalar una pantalla acústica. El indudable “beneficio ambiental”, tanto para los residentes en la colonia como para los que pasean por el parque depende, según el método del precio hedónico, de la mayor o menor sensibilidad del precio de mercado de las viviendas a diferentes niveles de ruido. Lo cual, insistimos, resulta bastante paradójico. Por último, comentaremos brevemente una variación sobre este método, como es el de los salarios hedónicos: en este caso, se sustituiría el valor de las viviendas por el nivel salarial, y como variable ambiental explicativa se considera el riesgo para la salud al que se está expuesto en el trabajo correspondiente. Si suponemos que a mayor riesgo, más salario, del estudio de ambos se puede inferir una disposición a pagar para evitar el riesgo.
2.4. Métodos basados en atributos
Los principales métodos basados en atributos son los experimentos de elección ( choice experiments ), la ordenación contingente ( contingent ranking ), y el análisis conjunto ( conjoint analysis ). Ambos están basados en mercados hipotéticos, y por tanto requieren la realización de cuestionarios, al igual que la valoración contingente. El primero de ellos está basado en la teoría de demanda de características, y por tanto parte de la base de que el valor de un bien se explica mejor en función de sus atributos por separado. Así, se presentan al entrevistado distintos conjuntos de atributos, y se le pide que elija entre ellos. Si se incluye el coste como uno de los atributos, y mediante un tratamiento estadístico, se puede calcular la disposición a pagar por cada uno de estos atributos. La ordenación contingente es similar, salvo que los entrevistados, en vez de elegir entre conjuntos de atributos, deben ordenarlos. De nuevo, mediante técnicas estadísticas, se infiere la WTP. Finalmente, el análisis conjunto trata de obtener funciones de valoración para los distintos atributos que componen un bien, tanto de forma separada como en sus potenciales combinaciones alternativas. Este método tiene su origen en el campo del marketing (Green y Srinivasan, 1978), y fue utilizado por primera vez por Rae (1983) para valorar la calidad del aire en parques nacionales de EEUU. Su ventaja principal es que permite obtener valores para servicios ambientales múltiples. Sin embargo, y al igual que la valoración contingente, suele sobreestimar los valores. Se puede consultar más información sobre estos métodos en Holmes y Adamowicz (2003).
3. Métodos basados en la oferta de bienes
Existen otros métodos de valoración que no tienen en cuenta las preferencias de los consumidores, y por tanto no reflejan la disposición a pagar o a aceptar, sino la contribución de los bienes ambientales a la función de producción de bienes para los que sí existe un mercado. Estos métodos nos permiten valorar los llamados en el apartado correspondiente beneficios indirectos de los bienes ambientales, es decir, los que no inciden directamente sobre la función de utilidad del consumidor, sino a través de su influencia en la producción de otros bienes
comercializables. Una ventaja de estos métodos es que, al no requerir elicitar las preferencias de los consumidores, requieren mucho menos esfuerzo, sobre todo en el caso de evaluación de bienes ambientales complejos. Evidentemente, habrá que comparar esta ventaja con el hecho de que, como ya se ha comentado, no serán capaces de capturar los valores de los beneficios directos, tanto de uso como de no uso. El principal de estos métodos es el de la función de producción, aunque también comentaremos brevemente otra propuesta reciente, el basado en precios sombra.
3.1. Función de producción
Estos métodos están basados en que el bien ambiental es un input de la función de producción de un bien para el que sí existe un mercado. Así, los cambios en el bien ambiental afectarán a los costes y a la oferta del bien de mercado, a los beneficios de otros factores productivos, o a ambos. Por tanto, para aplicar los métodos basados en la función de producción es necesario modelar el comportamiento de los productores y su respuesta ante cambios en la calidad y cantidad de bienes ambientales. Habitualmente se utiliza un proceso en dos fases (Barbier, 1994): primero, se determinan los efectos físicos que los cambios en el bien ambiental producen en la actividad económica en cuestión. En segundo lugar, se valora el impacto de dichos cambios ambientales en términos de los cambios correspondientes en el producto comercializable de dicha actividad. Para que este método sea efectivo, es importante que se entiendan bien las relaciones económicas y ecológicas presentes en el caso en cuestión. Cuando la producción se puede medir, y hay un valor de mercado para esta producción, el valor marginal del servicio ambiental es relativamente fácil de calcular. Pero cuando la producción no se puede medir directamente hay que buscar sustitutos de mercado, o posibles complementariedades o sustituciones entre el bien ambiental y los otros inputs para los que sí existe un mercado. Todo ello requiere un conocimiento detallado de los efectos físicos de los cambios de producción causados por los cambios en el bien ambiental. Evidentemente, las condiciones de mercado y las políticas regulatorias que afecten a los bienes de mercado tendrán una gran influencia en la valoración del bien ambiental. Otro asunto relevante es si se requiere un modelo estático o dinámico para las relaciones entre el bien ambiental y la actividad económica. Esto depende del nivel en que la producción se ve afectada a lo largo del tiempo. Así, en los modelos dinámicos se considera que el cambio en el bien ambiental afecta a la función de producción a largo plazo. Por ejemplo, se puede suponer que un cambio en un humedal puede afectar a la función de reproducción de los peces en dicho hábitat, y alterar el equilibrio a largo plazo de dicha población o en la explotación óptima de dicho recurso. En general, casi todas las aplicaciones del método de la función de producción han sido para servicios ambientales específicos. Sin embargo, últimamente se está intentando extender su uso al nivel de ecosistema, mediante modelos integrados ecológico-económicos. El método de la función de producción tiene la ventaja de que permite capturar mejor el funcionamiento y la dinámica del ecosistema, y por tanto se puede utilizar para valorar servicios múltiples. Se puede encontrar más información sobre el funcionamiento de este método en Ellis y Fisher (1987).
3.2. Determinación de valores sombra
Otra posibilidad, propuesta recientemente por Díaz-Balteiro and Romero (2008) es utilizar los precios sombra como indicadores del valor del bien ambiental. El precio sombra del recurso refleja la escasez del mismo, y el sacrificio que es necesario realizar en la producción de otros bienes para generar una unidad adicional de bien ambiental. El concepto fundamental en que se basa este método es el de la frontera de posibilidades de producción: se considera que la producción conjunta de bienes ambientales y de mercado se realiza sobre dicha frontera, es decir, que la producción es eficiente, y que por tanto cualquier incremento en la producción de un bien resulta en el decremento de la producción de otros. El objetivo por tanto es determinar el valor sombra de un ecosistema como el agregado de los valores sombra de cada uno de los recursos, en el punto de producción óptimo. Dicho valor sombra se puede calcular en términos monetarios o referido al coste de producción de los recursos. Ante cambios en los bienes o servicios ambientales del mismo, que
En este caso, cuando se calcula el valor ambiental de un bien de este tipo, hay que agregar el valor económico total de dicho bien a lo largo del tiempo, lo que supone tener que decidir si se valora de la misma manera el beneficio producido por el bien ahora o en el futuro. En este punto interesa distinguir entre dos posibles tipo de descuento: el descuento de la utilidad y el descuento del consumo. Para una discusión más extensa de estos aspectos se puede consultar e.g. Heal (2004). Lo que se conoce habitualmente como tasa de descuento, o tasa social de preferencia temporal, es la tasa de descuento de la utilidad. El descuento tiene su origen en la productividad de la economía, y en la preferencia temporal por los bienes actuales: por un lado, el aumento de la productividad de la economía hace que las rentas crezcan con el tiempo, y que los bienes produzcan más (como una inversión financiera, por ejemplo); por otro lado, preferimos siempre tener bienes antes que después (el famoso refrán de “más vale pájaro en mano” tiene un claro significado respecto a nuestras preferencias por el presente). Esta tasa, defienden algunos, no tiene ninguna razón para ser positiva, y de hecho Ramsey ya afirmó que el descuento de la utilidad es éticamente indefendible. Sólo debería ser positiva si pensamos que las futuras generaciones deben ser valoradas menos que las actuales. En otro caso, debe tener un valor nulo. Como se puede imaginar, es éste un aspecto de gran controversia, especialmente en el caso de los bienes ambientales de gran duración, dado que incluso la consideración de una tasa de descuento muy pequeña hace que los valores futuros pasen a ser casi despreciables. Así, frente a autores que defienden que todos los costes y beneficios futuros deben descontarse (generalmente con una tasa de descuento social, que suele corresponder con unos niveles del 2-4%), hay otros que argumentan que la tasa de descuento efectiva debe cambiar en función del período de tiempo considerado (Weitzman, 2001), llegando incluso a tasas nulas para períodos muy largos (más de 300 años), que aunque parecen muy distantes, no lo son tanto para problemas ambientales como el calentamiento global o los residuos radiactivos. Por otra parte, existe una tasa de descuento del consumo, que representa el distinto peso que se otorga al consumo en distintos momentos temporales. Aunque la tasa de descuento de la utilidad sea nula, hay razones para pensar que el descuento del consumo no debe serlo: los cambios en la riqueza o en el nivel de vida con el tiempo, por ejemplo, o la escasez futura de los bienes, pueden hacer que debamos aplicar alguna tasa de descuento positiva al consumo. ¿Cuándo debemos aplicar una u otra?. Una posible respuesta es que, cuando estemos valorando bienes ambientales a gran escala, y por tanto con consecuencias para una economía en su conjunto, debería utilizarse la tasa de descuento de la utilidad. En cambio, en contextos de equilibrio parcial (es decir, bienes que sólo afectan a una parte pequeña de la economía), puede tener más sentido utilizar la tasa de descuento del consumo. En un sentido similar, también es relevante el análisis de los aspectos distributivos, es decir, de cómo se reparten los costes y beneficios dentro de la generación presente. Este aspecto no se suele considerar más que con carácter descriptivo, sin entrar en ponderaciones del valor en función de los segmentos de la sociedad que los emiten. Sin embargo, esta no consideración no supone que no sea un aspecto fundamental a la hora de decidir la aplicación de unas políticas u otras.
3. Transferencia de beneficios
Uno de los problemas de la valoración ambiental es que los métodos necesarios para valorar son muy costosos, y específicos del bien en cuestión. Y sin embargo, en ocasiones es necesario dar valor a otros bienes similares, sin posibilidad de incurrir en gastos adicionales. Para ello hay que recurrir a la llamada transferencia de beneficios ( benefit transfer ), que es como se conoce el proceso de tomar un valor existente y trasladarlo a una nueva aplicación o bien ambiental distinto del original. Hay dos posibilidades: la transferencia del valor y la transferencia de la función de valoración. La transferencia del valor toma una estimación puntual, o una media de estimaciones de distintos estudios, y las traslada al caso en estudio. La transferencia de la función de valoración utiliza una ecuación estimada a partir de datos previos para predecir el valor de la nueva aplicación. Una técnica utilizada para esto es el meta-análisis: el análisis conjunto de varios estudios, para identificar los determinantes del valor.
Los métodos basados en atributos presentan características muy interesantes para esta transferencia de beneficios, ya que directamente obtienen la valoración de los determinantes o atributos. La transferencia de beneficios se utiliza mucho, por sus evidentes ventajas económicas. Esto ha llevado a que la Environmental Protection Agency de EEUU haya desarrollado unas líneas recomendadas de actuación para estos casos (EPA, 2000). Sin embargo, ello no quiere decir que ésta deba ser siempre la elección a la hora de valorar bienes ambientales. Más bien, la opinión generalizada es que debe ser un último recurso, dada su evidente falta de precisión.
4. Valores marginales y valores totales
En este apartado comentaremos brevemente un tema central en la valoración ambiental, como es la distinción entre valores marginales y valores totales. Dados los usos de la valoración ambiental ya expuestos, y uno de sus supuestos básicos como es la medición no de valores absolutos sino de cambios en los niveles de los recursos ambientales, el valor que se pretende obtener es siempre un valor marginal en el sentido jevoniano, es decir, el valor de la última unidad de bien perdida o ganada. Este valor, evidentemente, no tiene por qué corresponder con el valor total ya que, al igual que con muchos otros bienes, la escasez hace que el valor marginal cambie: cuanto más hay disponible de un bien, más estamos dispuestos a prescindir de él, y por tanto, menor es su valor marginal. Así pues, en el campo de la valoración ambiental, el valor de un bosque de 1000 ha no es el valor medio de cada una de las hectáreas multiplicado por 1000, sino el área bajo la curva de utilidad marginal, que al fin y al cabo, como ya se ha explicado, es el excedente del consumidor. El problema no es tanto conceptual, sino operativo: si bien la mayoría de los métodos de valoración pueden medir valores marginales, esto se complica si no se especifica bien la cantidad absoluta provista de bien ambiental (que condiciona su escasez y por tanto su valor marginal), y sobre todo, si hay efectos umbral. Los efectos umbral son aquellos por los cuales, cuando se alcanza un determinado nivel en el bien ambiental, los servicios que proporciona cambian drásticamente, al igual que la manera en que evoluciona dicho bien. Dado que generalmente el consumidor no ha experimentado un cambio de esta naturaleza, no es posible observar sus respuestas al mismo, y por tanto sólo se pueden utilizar métodos de preferencia expresada. Y aún en estos casos, al ser incierta la respuesta del bien ambiental, tampoco está claro que la valoración otorgada vaya a ser representativa.
5. Alcance de la valoración
Otro aspecto a considerar en la valoración ambiental es la escala del análisis: escala temporal, y escala geográfica. Por un lado, como resulta evidente, es necesario tener en cuenta en la valoración la escala o magnitud del bien ambiental considerado, tanto en cuanto a su extensión temporal (lo que tiene consecuencias para la tasa de descuento, como ya se ha mencionado) como a su extensión geográfica. Este tema cobra una especial relevancia cuando se comprueba, como se ha verificado en algunos estudios (sobre todo de valoración contingente) que la valoración es insensible a la escala, lo cual es incoherente con la racionalidad económica. La consideración de la escala geográfica es importante porque los recursos ambientales presentan una amplia variabilidad espacial. Así, la valoración de un bien ambiental en un emplazamiento dado no tiene por qué coincidir con la de otro situado en otro lugar (en este aspecto cobra relevancia la transferencia de beneficios, como ya se ha comentado).Y por otro lado, los bienes ambientales, y los ecosistemas en general, están conectados entre sí, lo que dificulta el establecimiento de los límites para el análisis, ya que éste, para ser completo, debería llegar hasta extremos posiblemente no considerados. Así pues, el alcance de un estudio de valoración ambiental debería ser lo más amplio posible, tanto en cuanto a su escala como en cuanto a los servicios ambientales valorados. Pero evidentemente, esto tiene un coste económico elevado. Por lo tanto, es necesario alcanzar un compromiso entre el coste del ejercicio de valoración, que suele ser proporcional al ámbito espacial y temporal considerado, y