Uno de los problemas más complejos que plantea el debate en torno a la externalidades de origen agrario es el de su valoración económica. El carácter de bienes públicos de algunas de estas externalidades va unido al hecho de que los mercados no reconozcan para ellos un precio, lo que dificulta conocer la valoración económica que de ellos hacen los consumidores o la sociedad en su conjunto. Por ello, es importante explorar vías alternativas para obtenerla, y determinar su
importancia, para posteriormente internalizar sus efectos y, en su caso, diseñar y aplicar instrumentos eficientes para garantizar su provisión (Randall, 2002).
En el caso de las externalidades agrarias pueden resultar de utilidad las metodologías de valoración económica de los ecosistemas, las cuales permiten valorar aspectos tales como el flujo de servicios por período que proveen los mismos, su proyección en el futuro, o el valor de la conservación de los ecosistemas frente a su conversión en otros usos. Las metodologías de valoración de los servicios medioambientales tienen su fundamento en la Teoría de la Economía del Bienestar, tratan de valorar económicamente los cambios que se producen en el bienestar de las personas, y por lo tanto, de la sociedad en su conjunto, ante cambios en la combinación de bienes y servicios ambientales. Un ejemplo de ello en el ámbito agrario sería el de los cambios en el bienestar de las personas inducidos por las transformaciones de un determinado paisaje. Desde la Ciencia Económica se han desarrollado diferentes enfoques y técnicas de valoración que, sin ánimo de ser exhaustivos, se comentarán a continuación.
Las valoraciones de los bienes y servicios se pueden llevar a cabo bajo enfoques
parciales o integrados, teniendo en cuenta la amplitud o alcance de la valoración, y bajo enfoques monetarios o utilitarios, dependiendo de la unidad de medida. Ambas alternativas son independientes, por lo que se pueden obtener hasta cuatro combinaciones de modelos de valoración de dichos bienes y servicios ambientales (Kallas, Gómez- Limón y Barreiro, 2007).
El enfoque parcial exige realizar, en primer lugar, una catalogación de todas las externalidades, tanto positivas como negativas, para posteriormente valorar individualmente cada una de ellas mediante una o varias técnicas de valoración. Sin embargo, la agregación de estos resultados no permite obtener una estimación válida del Valor Económico Total (VET) real del conjunto, lo que supone una importante limitación, ya que los hipotéticos efectos de sustitución y complementariedad entre los distintos bienes y servicios introducirían un sesgo notable en las valoraciones agregadas.
El enfoque integrado, por el contrario, supone una cuantificación conjunta de la multifuncionalidad agraria, esto es, de todos sus componentes, que son valorados como un bien complejo, tratando de evitar el sesgo del enfoque parcial. Mediante este enfoque se obtendría el VET total en un único indicador, que se podría presentar en unidades monetarias o utilitarias, dependiendo del otro enfoque empleado.
El enfoque monetario utiliza el valor en dinero o unidades monetarias que otorgarían los consumidores a los bienes y servicios ambientales, el cual sería
obtenido mediante el uso de diferentes técnicas. Éstas pueden estar basadas en las preferencias individuales o en las de grupos focales (expertos, técnicos-gestores, políticos, grupos de interés, etc.). Se diferencian entre técnicas de preferencia revelada y de preferencia expresada, y que se dividen a su vez en técnicas directas e indirectas. Las técnicas de preferencia revelada se basan en el comportamiento observado de los agentes, y las metodologías disponibles son la función de producción, el coste de reemplazamiento, el coste de viaje y los precios hedónicos. Las técnicas de preferencia declarada se basan en el comportamiento hipotético y no en el observado, y las principales metodologías son la valoración contingente (que es la más utilizada según el enfoque parcial) y los experimentos de elección (que se emplean bajo el enfoque integrado). Aunque han sido objeto de críticas, estas metodologías son frecuentemente utilizadas en los países desarrollados para estimar la demanda de bienes y servicios ambientales y, apoyadas por información complementaria, sustentar la toma de decisiones políticas. En el caso español, estas técnicas se han empleado bajo el enfoque parcial para la valoración de paisajes (Arriaza et al., 2004; Calatrava, 1996; Sayadi, González y Calatrava, 1999); biodiversidad (Barreiro, Casado y Pérez, 2005) u otros tipo de procesos ambientales, como la erosión (Colombo, Calatrava y Hanley, 2006). Bajo el enfoque integrado se han realizado diversas aportaciones tratando de valorar la multifuncionalidad de diversos sistemas agrarios, como el olivar de montaña (Kallas et al., 2006) o las estepas cerealistas de Castilla-León (Gómez- Limón, Kallas y Arriaza, 2007).
El enfoque utilitario se basa en cuantificar la contribución de los bienes y servicios ambientales a la función de bienestar de los individuos o de la sociedad en su conjunto, obteniéndola directamente en medidas de utilidad y evitando así la utilización del valor del dinero como medida instrumental. Las técnicas principales, como el Proceso Analítico jerárquico (Analytical Hierarchical Process, AHP) se basan en la Teoría de la Decisión Multicriterio. Bajo esta técnica, la resolución de un problema de toma de decisiones se lleva a cabo mediante la priorización de un conjunto de alternativas (bienes y servicios ambientales) sobre la base del grado de satisfacción de una serie de criterios (preferencias sociales). Su adecuación a la valoración de los bienes agrarios no comerciales se ha realizado gracias a que esta técnica permite determinar las preferencias sociales hacia un bien o servicio basándose en la importancia relativa de cada uno de ellos. Los trabajos de
valoración económica realizados bajo este enfoque son aún escasos, tanto en España como en otros países83.
Kallas, Gómez- Limón y Barreiro (2007) han aplicado esta técnica a las estepas cerealistas castellanas (de forma complementaria a la utilización de Experimentos de Elección), constatando que en este sistema agrario las preferencias sociales y económicas siguen siendo más relevantes que las ambientales. Gómez- Limón y Atance (2004) evaluaron la relevancia de los objetivos de la PAC en Castilla-León, donde las prioridades sociales declaradas fueron, en orden decreciente, el mantenimiento de los pueblos, la garantía en la provisión de alimentos saludables y de calidad, y el papel medioambiental de la agricultura. Otros trabajos previos, como los de Reyna y Cardells (1999) y Hernández y Castells (1999), emplearon expertos para identificar el valor potencial de ecosistemas y espacios naturales. La combinación de expertos y otros agentes mediante técnicas participativas en procesos deliberativos de definición de preferencias puede ser una alternativa interesante en situaciones de dilema social (Arzt, 2005), pero requiere una planificación del proceso y de sus participantes que está extremadamente ajustada para evitar disfunciones. Por su parte, Smith (2006) se decanta por la utilización de esta metodología para la obtención de preferencias sociales, partiendo de la experiencia de décadas de aplicación de programas de incentivos agroambientales en EE.UU. En este sentido, señala que cualquier método para capturar las preferencias sociales en este ámbito ha de cumplir las siguientes características: facilidad y rapidez de su uso; flexibilidad (capacidad de adaptación a contextos locales, regionales o nacionales); transparencia y reproducibilidad (que permita establecer fácilmente relaciones causales entre la información disponible y las decisiones adoptadas); y aplicabilidad dentro de los programas agroambientales (esto es, que se pueda incorporar fácilmente a la gestión de los programas agroambientales vigentes).
Existen otras técnicas de revelación de preferencias que también utilizan expertos, como el Método Delphi (Landeta, 1999). Este método permite a un grupo de individuos (en este caso, expertos) funcionar como un todo y tratar un problema complejo, estructurando el proceso de comunicación. El Método Delphi consiste en la selección de un grupo de personas a los que se les pregunta su opinión sobre cuestiones referidas a acontecimientos del futuro. Las estimaciones de los expertos se realizan en sucesivas rondas, anónimas, al objeto de tratar de conseguir un consenso, pero permitiendo a su vez la máxima autonomía a los participantes. La
83 Ver Moran et al. (2007) para una comparación entre el AHP y los experimentos de elección para la
principal ventaja del Delphi es que existe la práctica certeza de obtener un consenso tras el desarrollo de los cuestionarios sucesivos. Además, la información recogida durante el proceso sobre la evolución futura del problema estudiado y los potenciales acontecimientos, tendencias o rupturas determinantes suele ser abundante y de gran riqueza. Este método puede aplicarse en diversos campos, tanto en el ámbito de la Economía como en el del resto de las Ciencias Sociales. Su principal limitación es que los juicios realizados tienen en muchos casos un carácter más intuitivo que racional. En España, Soliño (2003b; 2003a) ha aplicado esta técnica a la política forestal en zonas Natura 2000 de Galicia, en tanto que Mariscal y Campos (2000) lo utilizaron para conocer la compensación monetaria que demandarían los propietarios de dehesas por su participación en programas de reforestación y gestión forestal sostenible.
La evidencia empírica parece destacar que la escala regional es la más adecuada para la valoración de los bienes no comerciales de origen agrario y que la mayor parte se ha realizado siguiendo métodos de preferencia expresada, como los experimentos de elección o la valoración contingente (Madureira, Rambonilaza y Karpinski, 2007)84. Sin embargo, y pese a la amplia variedad de métodos y técnicas, existen aún dudas sobre la fiabilidad de estas estimaciones de la demanda de los bienes públicos, principalmente si ésta concierne a valores de no-uso, teniendo en cuenta además que existen dificultades intrínsecas para la medición estrictamente ambiental de valores o funciones como la biodiversidad (Oñate, 2007). Las principales limitaciones de los métodos más comúnmente aceptados están relacionadas con que sus resultados se sostienen sobre encuestas cuyas respuestas no reflejan la verdadera disposición a pagar de las personas encuestadas, ya que, estratégicamente, estos individuos pretenden beneficiarse de las contribuciones del resto. Sin embargo, en situaciones donde los consumidores tuvieran que tomar una decisión real sobre su contribución a la provisión de bienes públicos (por ejemplo, cuando el pago de un impuesto o tasa para la provisión de ese bien público dependiera directamente de su decisión), la verdadera disposición a pagar sí aparecería revelada de forma más precisa.
La existencia de grupos voluntarios (fundaciones, asociaciones) que apoyan la preservación de bienes comerciales puede indicar también que su demanda es por lo menos igual a los fondos recolectados por esos grupos. En el caso de bienes públicos puros, la demanda probablemente sería mayor, debido a la existencia de
84 Sin embargo, Randall (2002) señala que los valores de los bienes ambientales deben ser estimados a
nivel nacional o continental, pero ser implementados posteriormente a escala micro, esto es, explotación por explotación.
“free riders”. Ello haría necesario un apoyo público limitado85 que complementara los recursos privados movilizados.
Otros enfoques alternativos sugieren que la demanda social de diferentes combinaciones de bienes públicos estaría representada de forma bastante precisa por los procesos políticos de negociación y toma de decisiones que tiene lugar habitualmente en los parlamentos86. Cuanta más información esté disponible para los legisladores sobre la verdadera naturaleza de los bienes públicos y el coste de su provisión, más representativa será la decisión adoptada de la demanda social del bien en cuestión. La toma de decisiones a escala local también podría reflejar razonablemente bien la demanda social de bienes no comerciales, ya que los gobiernos locales poseerían información más precisa sobre las características del bien en cuestión y los costes reales de su provisión. Si, además, las autoridades locales disponen de cierta autonomía financiera, sus decisiones políticas podrían ser una excelente variable proxy de la demanda social (OECD, 2003). Dicho de otra manera, el nivel de descentralización política y la aplicación de la subsidiariedad parecen condicionar la eficiencia de los mecanismos e instrumentos destinados a garantizar la provisión de estos bienes públicos87. En este sentido, en contextos de incertidumbre, la elaboración de un marco institucional adecuado a escala local, que permita que se puedan determinar los valores y definir las políticas, adquiere mucha más importancia que la mayor o menor precisión de los métodos de valoración económica (Hodge, 2007).
Por otra parte, hay que tener en cuenta que ciertas externalidades (como el paisaje) presentan a la vez valores de uso y de no-uso. Los valores de uso podrían diferenciarse en dos categorías: el valor de uso en sentido estricto, que representa el valor asociado a su uso actual (en algunos casos, paisaje, ocio y recreo); y el valor de opción, que representa el valor de la posibilidad de tomar decisiones sobre esos recursos en un futuro incierto. En el caso de los bienes y servicios ambientales, los valores de uso también pueden venir dados por usos indirectos provistos fuera del propio ecosistema (como el filtrado y depuración de las aguas, el control de inundaciones y avenidas o la fijación de carbono).
85 El argumento a favor de un límite a la aportación pública se sustenta en que un apoyo no condicionado
puede desincentivar la recogida de fondos por los grupos voluntarios, por lo que conviene buscar fórmulas de cofinanciación que condicionen la aportación de fondos públicos a la participación privada.
86 Sin embargo, una decisión parlamentaria podría no ofrecer una medida fiable de las demandas
sociales si ha estado condicionada por lobbies o grupos de presión con intereses alejados de la provisión de bienes públicos.
87 Se puede obviar la estimación de la demanda de bienes públicos, vinculando el pago de subsidios a la
diferencia entre los costes de producción y los precios internacionales. Esta diferencia sería una estimación del valor de los bienes no comerciales.
En cuanto a los valores de no-uso, se pueden distinguir dos categorías: el valor de existencia, que representa el valor que tiene para las personas el simple hecho de la existencia de un recurso; y el valor de legado, como el valor que tiene para las personas la posibilidad de mantener el recurso para su disfrute por las generaciones futuras.
El cálculo de los valores de uso no presenta mayores dificultades, ya que se ajusta a los precios y cantidades que se observan en el mercado. El valor para ocio y recreo también puede calcularse, empleando indicadores como el número de visitas observadas, que permiten posteriormente estimar el beneficio de las mismas, ya sea con el cálculo del coste de viaje o con la disponibilidad a pagar.
La estimación del valor del uso indirecto es más complicada, dada la dificultad de establecer cantidades y precios para mercados inexistentes (p.ej, control de inundaciones o calidad de las aguas). Los valores de no-uso, (tanto el valor de existencia como el de legado) son los que presentan mayores problemas para su estimación, ya que sus valores han de basarse en la disponibilidad a pagar que manifiestan los individuos en encuestas y no en su comportamiento como consumidores.