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EconomíaIF014/09

Los beneficios ambientales de las aguas

del Guadalquivir: un análisis económico

Julia Martín-Ortega

Los beneficios ambientales de las aguas

del Guadalquivir: un análisis económico

Julia Martín-Ortega

IF014/09

Esta investigación es la ganadora de la IV edición del Premio Tesis a la mejor Tesis Doctoral, convocado en 2008. Este premio distingue la investigación desarrollada en universidades andaluzas que suponga una aportación novedosa dentro de su ámbito de conocimiento.

Edita:Fundación Pública Andaluza Centro de Estudios Andaluces, Consejería de la Presidencia, JunTA DE AnDAluCíA.

© Fundación Pública Andaluza Centro de Estudios AndalucesBailén, 50, 41001 – SevillaTel.: 955 055 210Fax: 955 055 211www.centrodeestudiosandaluces.es

Enero de 2010.ISBn: 978-84-692-9577-9

A Ernesto, Charo y Olga

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ÍndicePrólogo ........................................................................................................................................... 11

1. Introducción ................................................................................................................................ 151.1. Contexto y justificación ......................................................................................................................151.2. Objetivos e hipótesis de la investigación .............................................................................................16

Sensibilidad al alcance de la mejora .................................................................................................17Características del individuo .............................................................................................................18Heterogeneidad territorial ................................................................................................................18Mejora de la calidad del agua en Doñana: valores de no-uso ................................................................19Transferencia de resultados intra-cuenca ...........................................................................................20

1.3. Presentación de la metodología de la investigación ..............................................................................211.4. Organización del documento ...............................................................................................................22

2. Agua y economía ......................................................................................................................... 272.1. La preocupación ambiental en el pensamiento económico ...................................................................272.2. Visualización internacional de la cuestión ambiental ..............................................................................312.3. El reconocimiento internacional del agua como bien económico ............................................................332.4. Valor y coste económico total del agua ...............................................................................................35

3. Beneficios ambientales en el análisis económico de la Directiva Marco del Agua ........................... 413.1. Política europea en materia de aguas: la Directiva Marco .....................................................................41

La transposición de la Directiva Marco de Agua al ordenamiento español .............................................463.2. El análisis económico en la Directiva Marco del Agua ............................................................................46

3.2.1. Caracterización económica de los usos del agua ..........................................................................493.2.2. Recuperación de costes de los servicios del agua ........................................................................503.2.3. Análisis de coste-eficacia para la elaboración de Programas de Medidas ........................................503.2.4. Derogación de objetivos en función de la desproporcionalidad de los costes .................................52

3.3. Beneficios y costes ambientales y del recurso en la DMA ......................................................................533.3.1. Contextualización en el análisis económico de la Directiva ............................................................533.3.2. Definición y oscuridad conceptual ................................................................................................54

3.4. Experiencia europea en la estimación de los beneficios y costes ambientales y del recurso ....................563.5. Propuesta conceptual para la estimación de beneficios ambientales .....................................................61

3.5.1. Un modelo antropocéntrico-social: la utilidad individual como base de la valoración .........................623.5.2. Un modelo de beneficios: el valor como disponibilidad a pagar ......................................................653.5.3. Un modelo territorial: localización y escala ...................................................................................68

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4. Metodología de valoración ambiental ........................................................................................... 734.1. La valoración ambiental y los mecanismos de monetarización de los valores ambientales .......................73

4.1.1. Preferencias individuales como expresión del valor y medidas de compensación ............................734.1.2. Mecanismos de monetarización de los bienes ambientales ...........................................................744.1.3. Cuestionamiento de la valoración monetaria ................................................................................75

4.2. El método de valoración contingente ..................................................................................................784.2.1. Orígenes y evolución .................................................................................................................794.2.2. Aplicaciones de la valoración contingente a los recursos hídricos .................................................81

4.3. Los experimentos de elección ............................................................................................................824.3.1. Fundamentos teóricos del análisis de elección .............................................................................82

Teoría del valor o Teoría Lancasteriana del Consumo ..........................................................................82Teoría de la utilidad aleatoria de Thurstone ........................................................................................83

4.3.2. Los modelos de elección ............................................................................................................86Modelo Logit Multinomial .................................................................................................................86Otros modelos de elección ...............................................................................................................88

4.3.3. Interpretación económica de los modelos de elección ..................................................................904.3.4. Aplicaciones de los experimentos de elección a los recursos hídricos ............................................91

4.4. Experimentos de elección frente a valoración contingente ....................................................................92

5. Caracterización económica de la demarcación hidrográfica del Guadalquivir ................................... 975.1. Descripción general de la demarcación hidrográfica del Guadalquivir .....................................................985.2. Metodología para la caracterización económica de los usos del agua ..................................................1005.3. Caracterización económica de los usos del agua ...............................................................................103

5.3.1. Uso doméstico .........................................................................................................................1035.3.2. Uso agrícola y ganadero ...........................................................................................................1045.3.3. Uso industrial ..........................................................................................................................1075.3.4. Uso turístico ...........................................................................................................................1105.3.5. Comparación entre sectores ....................................................................................................110

5.4. Tendencias futuras de las presiones sobre el recurso hídrico ..............................................................1145.4.1. Uso doméstico .........................................................................................................................1145.4.2. Uso agrícola ...........................................................................................................................1155.4.3. Uso industrial ...........................................................................................................................1165.4.4. Comparación de sectores .........................................................................................................117

5.5. Incertidumbres en la caracterización de los usos ..............................................................................120

6. Diseño de la investigación ......................................................................................................... 1256.1. Definición práctica de los beneficios ambientales del agua ..................................................................1256.2. La dimensión territorial en el escenario de la valoración ambiental .......................................................1286.3. Estructura y descripción del cuestionario ..........................................................................................131

La relación del individuo con el agua ..............................................................................................132

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La valoración .................................................................................................................................132Descripción sociodemográfica del individuo .....................................................................................132

6.4. El escenario de valoración de los beneficios ambientales ....................................................................1336.5. Descripción del ejercicio de valoración contingente ...........................................................................134

Formato de elección .....................................................................................................................135El vehículo de pago ........................................................................................................................136Análisis de la incertidumbre ............................................................................................................137

6.6. El experimento de elección ...............................................................................................................137Definición de atributos y alternativas de elección ..............................................................................137Diseño experimental .......................................................................................................................138

6.7. La encuesta y el proceso de muestreo ..............................................................................................141Exploración preliminar: los grupos de discusión ...............................................................................141Test pilotos ...................................................................................................................................143Encuesta .......................................................................................................................................144

7. Descripción de la muestra y resultados de valoración contigente ................................................ 1477.1. Descripción de la muestra ...............................................................................................................147

7.1.1. Representatividad de la muestra ................................................................................................1477.1.2. Relación del individuo con el agua y los problemas ambientales ...................................................1487.1.3. El ejercicio de valoración: credibilidad y nivel de conocimiento .....................................................1497.1.4. El uso recreativo de Doñana ......................................................................................................151

7.2. Valoración Contingente: análisis univariante .......................................................................................1517.2.1. Ceros legítimos y respuestas protesta .......................................................................................1517.2.2. Disponibilidad a pagar media .....................................................................................................1537.2.3. Análisis de sensibilidad .............................................................................................................1547.2.4. Diferencias territoriales ............................................................................................................155

7.3. Análisis multivariante: heterogeneidad de la demanda .........................................................................156Sensibilidad al alcance de la mejora ................................................................................................159Caracterización sociodemográfica ..................................................................................................159Variables de actitud y comportamiento ............................................................................................159La zona de residencia ....................................................................................................................160

7.4. Incertidumbre en la disponibilidad a aceptar ......................................................................................160

8. Resultados de los experimentos de elección ............................................................................... 1658.1. Aspectos previos .............................................................................................................................165

Especificación de variables para el modelo ......................................................................................165Selección de alternativas ................................................................................................................167

8.2. Modelo Logit MultinomialSólo atributos ..............................................................................................1688.3. Modelo Logit MultinomialExtendido ....................................................................................................1728.4. Verificación de los modelos: prueba de IIA .........................................................................................176

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8.5. Agregación de los beneficios ambientales .........................................................................................1788.6. Transferencia de resultados: experimentos de elección versus valoración contingente ..........................1828.7. Resumen de los principales resultados ..............................................................................................184

9. Conclusiones ............................................................................................................................. 1899.1. Implicaciones de la investigación para la política hídrica ......................................................................190

9.1.1. Niveles de calidad y sensibilidad: escenarios de mejora en la DMA ...............................................1919.1.2. Heterogeneidad territorial y agregación de beneficios .................................................................1939.1.3. Contextualización de las cifras para el Guadalquivir .....................................................................194

9.2. Aportación y limitaciones de la investigación ......................................................................................1959.2.1. Aportes de la investigación e innovación metodológica ..............................................................1969.2.2. Limitaciones de la investigación ................................................................................................198

9.3. Propuesta de investigaciones futuras ...............................................................................................200Buen estado y cantidad de agua: beneficios y costes del recurso ......................................................200Valores de opción: escasez y garantía de suministro ........................................................................201Transferencia de resultados inter-cuenca .........................................................................................202

Referencias bibliográficas ............................................................................................................. 205

Prólogo

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La Directiva Marco de Aguas (DMA) es la nor-ma ambiental probablemente más importante adoptada por la Unión Europea, e incluye el uso de la economía como herramienta de análisis,

soporte en la toma de decisiones para su implementa-ción y elemento clave en la instrumentación de la polí-tica del agua (apuesta por el empleo de instrumentos económicos como la tarifación). La implementación de la DMA ha impulsado el desarrollo científico en diversos campos, entre otros, hidrología, ecología, y economía.

La autora del libro que el lector tiene en sus manos ha aportado, con su trabajo, herramientas clave para la aplicación práctica de la Directiva Marco de Aguas. Este trabajo contribuye a profundizar en el conocimiento de la relación entre el hombre y el agua, aplicándose a la cuenca del Guadalquivir en un momento histórico muy oportuno: la presentación del Plan Hidrológico del Gua-dalquivir, de inminente aprobación, y la elaboración de la Ley Andaluza del Agua, ahora en debate parlamentario.

El libro que ha elaborado Julia Martín-Ortega plantea el objetivo de contribuir a calcular el beneficio de la aplica-ción de la DMA en una cuenca, con la fortuna de que su trabajo se ha aplicado al Guadalquivir. La investigación que en él se describe ha sido realizada en el seno del

proyecto de investigación del Sexto Programa Marco de la Unión Europea AquaMoney (Guideliness for the As-sessment of the Environmental and Resource Costs), liderado por Roy Brouwer del Instituto de Estudios Am-bientales de Holanda; y en el que he tenido el placer de coordinar el análisis sobre el Guadalquivir. Represen-ta uno de los escasos ejemplos realizados en Europa, hasta el momento, de la valoración de la mejora social y ambiental que implica la aplicación de la DMA cons-tituyendo una aplicación novedosa de las técnicas de Experimentos de Elección, llegando a conclusiones muy relevantes para la política ambiental que el lector irá descubriendo a lo largo del texto.

El contenido económico de la norma es clave para en-tender su funcionamiento, ya que las herramientas eco-nómicas empleadas van mucho más allá de la fiscalidad ambiental y la recuperación de costes, que es el aspec-to que más debate público ha generado. El avance en el análisis económico aplicado al desarrollo de la DMA ha sido bastante desigual, con resultados relevantes en la fase ya concluida tanto por la estimación del nivel de recuperación de costes en los servicios del agua (artículo 9), como por la caracterización económica de los usos del agua en las demarcaciones (artículo 5); ca-racterización, para el caso del Guadalquivir, del que la

Prólogo

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Factoría de Ideas Centro de Estudios Andaluces

autora también da cuenta en su análisis. Los resultados alcanzados en estos años de aplicación de la norma (2000-2010) han supuesto un enorme esfuerzo de co-ordinación científica y hemos aumentado, en Europa y en España, el capital humano y los conocimientos sobre economía del agua, lo que ha venido acompañado por un amplio debate público sobre la recuperación de cos-tes. Este libro aborda uno de los temas pendientes de economía del agua de la DMA

La DMA tiene un claro objetivo ambiental: «alcanzar el buen estado de todas las masas de agua en Europa», y este objetivo debe alcanzarse con una combinación de medidas técnicas, económicas, sociales, etc. se-leccionadas a través de un análisis coste/eficacia, es decir, debemos alcanzar este objetivo empleando los recursos financieros (siempre escasos) de la manera más eficaz y económica posible. Una vez seleccionadas las medidas, se redacta y se debate un Programa de Medidas que finalmente es el medio para conseguir el objetivo que hemos mencionado.

Pero surgen preguntas en este modelo, ¿Cuál es el límite de gasto que la sociedad puede aceptar para alcanzar el buen estado de las masas de agua?, ¿podemos aceptar un objetivo menos riguroso para alguna masa en concre-to?, ¿cuándo consideramos que un coste de la mejora es «desproporcionado» respecto al aumento de bienes-tar que percibe la sociedad, y debemos optar por una derogación o prórroga para la(s) masa(s) en cuestión?, ¿en qué consiste el «coste ambiental» y como se mide? La norma contempla ya ciertas claves del método de análisis, planteando el coste/beneficio, para responder a estas preguntas, pero sigue siendo necesaria una con-creción práctica de la norma y del método.

Lo que la autora ha conseguido con su investigación es cuantificar los beneficios percibidos por la población, medidos, por ejemplo, en la disponibilidad a pagar. Esta información es necesaria para conocer la relación entre los costes de la mejora de la calidad de las aguas, que implica el futuro Plan Hidrológico, y compararlos con la mejora de calidad de vida de la población.

El trabajo de la Dra. Julia Martín-Ortega puede abrir el ca-mino a muchas investigaciones futuras en el campo de la economía ambiental y puede ayudar a mejorar la pla-nificación de los recursos hídricos permitiendo obtener el mayor provecho de los recursos públicos y privados, siempre escasos, y de la presión, siempre creciente, que la economía ejerce sobre los recursos naturales. El valor para la sociedad de este trabajo (que ha sido po-sible gracias a la financiación del Plan de Investigación de Andalucía mediante su Programa de Formación de Doctores, del proyecto Futurpac financiado por el Mi-nisterio de Innovación y del Convenio UCO-Ministerio de Medioambiente 2008) ha sido reconocido por el Centro de Estudios Andaluces, al concederle el Primer Premio de Tesis Doctoral.

Con esto creo que he cumplido mi encargo de hacer un prólogo a un trabajo de investigación bien planteado y bien resuelto y que este libro expone con claridad y ri-gor. Espero que el lector aprenda tanto como el director de la tesis de la Dra. Martín-Ortega.

Julio Berbel Catedrático de Economía Agraria

Universidad de Córdoba

1. Introducción

Weisbrod, B. A., (1964). «Collective-Consumption Services of Individual-Consumption Goods». The Quarterly Journal of Economics, v. 78, no. 3, p. 471-477.

Wesley, A. M., H. Joel, W. K. Viscusi, y B. Jason, (2000). «An Iterative Choice Approach to Valuing Clean Lakes, Rivers, and Streams». Journal of Risk and Uncertainty, v. 21, no. 1, p. 7-43.

Willis, K. G., P. L. McMahon, G. D. Garrod, y N. A. Powe, (2002). «Water Companies Service Performance and Environmental Trade-offs». Journal of Environmental Planning and Management, v. 45, p. 363-379.

Wittmer, H., F. Rauschamyer, y B. Klauer, (2006). «How to Select Instruments for the Resolution of Environmetnal Conflicts?» Land Use Policy, v. 23, p. 1-9.

World Water Council, (2000). World Water Vision. London.

World Wide Fund for Nature and European Bureau, (2006). Survery of the Economic Elements of the Article 5 Report of the EU Water Framework Directive. Bruxelles.

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1. Introducción

1.1. Contexto y justificación

El agua es un recurso natural que, además de ser el medio básico del sostenimiento de la vida en la Tierra, cumple funciones básicas en el sistema económico y social: es un bien

esencial de consumo doméstico, es factor de produc-ción en numerosas actividades económicas, provee bienes y servicios recreativos y ambientales, y es re-ceptor y regenerador de residuos. El agua constituye, por tanto, un elemento crítico para el desarrollo social y económico, caracterizándose por ser, en muchas oca-siones, escaso y por requerir una gestión intensiva en capital, en la que se generan, inevitablemente, conse-cuencias ambientales (Green, 2003). Además, el agua se reparte siguiendo patrones heterogéneos tanto tem-poral como territorialmente, lo cual lleva a la necesidad de plantear su asignación en el tiempo y en relación con usos alternativos y excluyentes. Por estas razones, el agua constituye un elemento de interés y preocupación económica.

En la Declaración de Dublín de la Conferencia Internacio-nal sobre Agua y Medio Ambiente celebrada en 1992, se reconoce formalmente el carácter económico del agua, y la necesidad de que éste sea tenido en cuenta en su

gestión. Sin embargo, en la política hídrica tradicional no se ha incluido el valor total de los recursos naturales y los costes relacionados con el daño ambiental proce-dentes de las medidas de gestión. Se ha reconocido, tanto desde el ámbito científico, e.g. Pearce y Turner (1995), Costanza et al. (1997) y Birol et al. (2006), como desde el ámbito institucional, e.g. UNESCO (2002), Na-ciones Unidas (2003), Unión Europea (2000), que los recursos hídricos están siendo sobreexplotados y son objeto de una asignación ineficiente, debido a que los costes asociados al daño ambiental y a los usuarios no son íntegramente contabilizados, ni es reconocido el valor económico total del agua (incluyendo el valor no de mercado) en los procesos de toma de decisión.

Desde el ámbito científico-académico, la economía ambiental tiene entre sus ocupaciones principales tra-tar de estimar el valor económico total de los bienes ambientales, incluido el componente de no-uso de los mismos, para poder introducirlo, de manera eficien-te, en la gestión. Desde el ámbito institucional se han puesto en marcha iniciativas que tratan de fomentar una gestión sostenible y asegurar su conservación. En el caso de los recursos hídricos, ésta es precisamen-te la vocación de la Directiva 2000/60/CE por la que se establece el marco de actuación comunitaria en el

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ámbito de la política de aguas. La Directiva Marco de Agua (DMA) tiene como objetivo la consecución del buen estado ecológico de las aguas europeas, para lo cual prescribe de forma novedosa la inclusión de principios y herramientas económicas al servicio de dichos objetivos ecológicos.

Dentro de los aspectos económicos de la DMA, tiene particular relevancia el rol de los beneficios y costes ambientales y del recurso en la política hídrica. Esta introducción supone la primera inclusión de estos con-ceptos en la legislación ambiental europea. Sin embar-go, su definición no ha sido todavía suficientemente clarificada, ni desde el ámbito institucional ni desde el ámbito científico, lo cual dificulta obviamente su estimación. De hecho, hasta el momento los Estados Miembros no han realizado adelantos significativos en este sentido.

Este libro recoge la investigación realizada para contri-buir al avance, desde la esfera científica, en el escla-recimiento del concepto de beneficio ambiental y su estimación práctica, mediante el planteamiento de un modelo conceptual y su aplicación a la Demarcación Hidrográfica del Guadalquivir. El modelo se plantea con una vocación de relevancia para la política hídrica, utilizando para ello mecanismos de valoración amplia-mente validados por la literatura científica, pero en los que se prueban aspectos metodológicos innovadores, al servicio de una mejor implementación de la norma para una asignación eficiente y sostenible del recurso hídrico.

1.2. Objetivos e hipótesis de la investigación

Esta investigación pretende analizar la hipótesis genera-lizada de que la implementación de la DMA va a originar beneficios sustanciales, ya que como constatan Bate-man et al. (2006), se han realizado hasta el momento escasas valoraciones económicas de los beneficios que se asume que originará la DMA, en particular en lo que concierne a los valores no de mercado. De este modo, este trabajo tiene como objetivo general estimar los beneficios ambientales no de mercado derivados de la mejora de la calidad del agua, como consecuencia de la implementación de la DMA a la Demarcación Hidro-gráfica del Guadalquivir, contribuyendo de este modo a la clarificación, desde el ámbito científico, de este con-cepto y aportando guías prácticas para su estimación.

Con este objetivo, se propone un modelo conceptual en torno a tres ejes fundamentales: se trata de un modelo con a) un enfoque antropocéntrico, social; b) basado en la estimación de los beneficios de la consecución del buen estado ecológico, mediante técnicas de prefe-rencias expresadas, frente a un enfoque de costes de medidas de reparación y mitigación; y que c) incluye, de manera esencial, la dimensión territorial de la valora-ción del recurso.

En el modelo propuesto, que se explicará con deteni-miento en el capítulo tercero, el individuo supone el eje central de la valoración de los beneficios ambientales. Este enfoque se basa en la idea de que el valor surge de la interacción entre un sujeto y un objeto (bien ambien-tal), como expresión de las preferencias individuales, asu-miendo que los cambios en la provisión del bien impactan

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Los beneficios ambientaLes de Las aguas deL guadaLquivir: un anáLisis económico

1. Introducción

en el bienestar individual. Esta noción de bienestar indivi-dual está en el núcleo de la teoría económica neoclásica, frente a otras propuestas de tipo ecocéntrico. Propone-mos la estimación de estos beneficios, derivados de la mejora ambiental, mediante la valoración monetaria de la diferencia de utilidad entre el estado actual y el buen estado ecológico de las aguas, para lo cual aplicamos técnicas de valoración por preferencias expresadas, ya que son las únicas que actualmente nos permiten incluir el valor de no-uso del agua en términos monetarios. En-tendemos, además, que el cambio de estado del agua no puede ser desvinculado del territorio en el que se produ-ce, ignorando la dimensión de la escala, y consideramos que esta vinculación debe ser esencial en el diseño de los mecanismos de valoración, ya que juega un papel fundamental en la definición de la jurisdicción económica, determinada por los beneficiarios de la mejora, y en el proceso de agregación de los beneficios.

Este objetivo general se concreta a través de una serie de objetivos específicos que se exponen a continuación:

Desarrollo de escenarios de valoración económi-ca por preferencias expresadas, que sean rele-vantes para la política hídrica en el contexto de implementación de la DMA y susceptibles de ser incoroporados como inputs en el proceso deci-siorio. Análisis de la sensibilidad al alcance de la mejora de la calidad del agua, es decir, identificación de los distintos niveles de beneficios obtenidos por el público ante niveles crecientes de provisión del bien ambiental. Análisis de las características sociodemográficas y componentes del discurso hídrico que influyen en la valoración de la mejora de la calidad del agua.

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Análisis del rol de la dimensión territorial en la hete-rogeneidad de las preferencias, relativas a la mejora del estado del agua. Concretamente nos interesa analizar el modo en que la diferente mejora del es-tado del agua en los distintos territorios es valorada por los residentes, y no residentes, de dichos terri-torios y las consecuencias que esta heterogeneidad espacial o territorial tiene para la agregación de los beneficios.Aprovechando la localización de los Parques Nacio-nal y Natural de Doñana en la desembocadura del río Guadalquivir, se realiza un análisis del compo-nente de no-uso de la mejora de la calidad del agua cuando los beneficiarios son, estrictamente, el me-dio ambiente y la vida salvaje.Análisis de las posibilidades de transferencia intra-cuenca de los beneficios estimados mediante valo-ración ambiental por preferencias expresadas, con particular atención a las diferentes capacidades de transferencia de resultados de los distintos méto-dos de valoración que se utilizan en este estudio.

A continuación se justifica la relevancia de estos objeti-vos en el contexto de la DMA y se definen las hipótesis que se pretenden probar en esta investigación. Todos estos aspectos son desarrollados en profundidad a lo largo de este documento.

Sensibilidad al alcance de la mejora

Si bien la DMA tiene un objetivo único, la consecución del buen estado ecológico de las aguas, será funda-mental para las distintas fases de su implementación conocer los beneficios derivados de los distintos nive-les de mejora de la calidad ambiental, para informar de forma adecuada durante el proceso de toma de

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decisión. Por ello, planteamos en esta investigación escenarios de valoración en los que la mejora de la calidad del agua ocurre a varios niveles: desde malo a moderado, bueno y muy bueno. En este sentido, la primera hipótesis que probamos en este trabajo es precisamente la de confirmar la existencia de distin-tos niveles de bienestar asociados a distintos niveles de calidad de las aguas, es decir, la existencia de sensibilidad por parte del público a niveles mayores de provisión del bien ambiental. Esta hipótesis, que se formaliza del modo expresado en (1), debe servir además para validar el escenario de valoración pro-puesto1.

(1)

donde -(∂U/∂Xi)/(∂U/∂P) es la utilidad, (en euros, basa-da en el precio P) del incremento en la calidad del agua Xi (Xi > 0), siendo X2 > X1.

Características del individuo

Dado que el individuo es el eje central de la valora-ción económica, parece necesario estudiar las carac-terísticas del mismo, que influyen en su valoración del cambio ambiental. Por una parte, estudiamos las varia-bles sociodemográficas. Esta información acerca de

1 Esta formulación matemática de la hipótesis y las subsiguien-tes se basan en los fundamentos teóricos de las medidas de compensación que son la base de la economía ambiental y que se explican en profundidad en el capítulo referido a la metodología.

la heterogeneidad de la demanda de la mejora de la calidad del agua puede aportar información útil para la política pública en dos sentidos: a) para conocer el di-ferente impacto de la mejora de la calidad del agua en distintos grupos sociales; y b) para poder implemen-tar mecanismos de participación pública y campañas de comunicación específicamente diseñados para los mismos.

Si bien esta información es interesante, existen otras características del individuo que consideramos tienen especial relevancia. Llamemos, en este sentido, la aten-ción sobre los trabajos de Moyano et al. (2004) que analizan las dimensiones que conforman y determinan el «discurso hídrico». Según Moyano y sus colegas, el discurso hídrico viene determinado, entre otros, por el conocimiento de los individuos sobre los temas del agua y la percepción de la situación de los asuntos hídricos. En esta investigación pretendemos analizar el impacto que dichos factores tienen en la percepción social de los beneficios derivados de la mejora de la calidad del agua.

Heterogeneidad territorial

Tanto la mejora de la calidad del agua, como la distribu-ción de los beneficios por la implementación de la DMA no será homogénea en el territorio. Ante tal heteroge-neidad territorial caben, a nuestro juicio, plantearse tres posibles preguntas:

En primer lugar: ¿la mejora de la calidad del agua de un determinado territorio genera beneficios ex-clusivamente a los residentes de dicho territorio, o los no residentes también obtienen beneficios por la mejora de la calidad del agua en otra zonas de

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la cuenca?2 De este modo, la segunda hipótesis de esta investigación quedaría formalizada del siguien-te modo (2):

(2)

donde Uij es la utilidad del encuestado i que vive en la zona j, y Xkm es el cambio de la calidad del agua en la zona m a un nivel de calidad del agua k. De esta forma, esperamos que la utilidad marginal de un individuo, ante una mejora de la calidad ambien-tal en una zona distinta a su lugar de residencia, dentro de la cuenca, sea mayor que cero.

3. En segundo lugar, si se cumple la segunda hipóte-sis, cabe preguntarse si los residentes obtienen un beneficio mayor, es decir, si asignan un valor mayor a la mejora del estado del agua en su zona que los no residentes. Formalmente (3):

(3)

2 También cabría plantearse, la pregunta de si los residentes de fuera de la cuenca, experimentan un incremento de la mejora del bienestar, derivado de la mejora de la calidad del agua en el Guadalquviir. Sin embargo, por falta de presupuesto, esta investigación no ha tratado de resolver dichos aspectos. Si bien es cierto que es bastante previsible que en la práctica la estimación de los beneficios ambientales se restrinja a la demarcación hidrográfica, perdiendo relevancia la valoración fuera de la misma.

donde Uij es la utilidad del individuo i residente en la zona j; Xkj es el cambio de la calidad del agua en la zona j, al nivel k y Xkm es el mismo cambio en la zona m.

3. Finalmente, ¿qué implicaciones se derivan del cum-plimiento de las hipótesis 2 y 3 en términos de agre-gación de los beneficios a escala de cuenca?

Mejora de la calidad del agua en Doñana: valores de no-uso

La literatura ha proporcionado prueba de que el valor económico total de los bienes ambientales está tam-bién compuesto por valores asociados a la existencia y legado. Se han estudiado los valores de no-uso de los espacios naturales, e.g. Bateman y Langford (1997) y Champ et al. (1997). Para el caso del Parque Nacional de Doñana, Martín-López et al. (2007) han estudiado los valores de no-uso ligados a la biodiversidad. Apro-vechando la oportunidad que representa la presencia de Doñana en la desembocadura del río Guadalquivir, hemos querido analizar la existencia de valores asocia-dos a la mejora de la calidad del agua, cuando el benefi-ciario directo es exclusivamente el medio ambiente. De este modo, la última hipótesis de este trabajo se forma-liza como la existencia de valores de no-uso ligados a la mejora de la calidad del agua en Doñana (4):

(4)


1. Introducción

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Donde XkDoñana es la mejora de la calidad del agua en Doñana, a un nivel k de calidad del agua.

Tanto el Parque Nacional como el Parque Natural de Doñana se pueden visitar y por tanto, existen también valores de uso. Estudios previos como el de Arriaza et al. (2002) estudian el valor de uso recreativo de los es-pacios naturales de la región mediante el método del coste del viaje, y concretamente Gómez-Limón et al. (2003) lo analizan para el Parque Nacional de Doñana.

Transferencia de resultados intra-cuenca

Los métodos de valoración ambiental son consumidores de mucho tiempo y dinero, por lo que la transferencia de resultados ha despertado un creciente interés en los ámbitos institucionales y científicos. La transferencia de resultados es una técnica en las que los resultados de es-tudios ambientales previos se aplican a nuevos contextos políticos. Se define comúnmente como la transposición de valores monetarios y ambientales estimados en un lugar —lugar de estudio— a otro lugar —lugar de aplica-ción o policy site (Boyle y Bergstrom, 1992).

Hanley et al. (2006a) se refieren a los estudios que desde hace ya una década prueban la transferencia de resultados y evalúan su precisión, constatando que no se ha alcanza-do, todavía, un consenso en el mundo académico sobre la validez de estas técnicas. Por ejemplo, Brouwer (2000) encuentra, en un estudio de siete ejemplos de aplicación de la transferencia de resultados, un error medio entre 20 y 40% para el procedimiento de las medias ajustadas, y de hasta 225% para las funciones de transferencia3. A pe-

3 Existen varios métodos posibles para la transferencia de

sar de la evidencia de estos errores, las necesidades de la política ambiental, han hecho que se aplique de forma creciente en distintos contextos, como la gestión de la calidad del agua, la gestión de residuos y gestión forestal, actividades recreativas y control de la erosión.

Creemos que la transferencia de resultados se postula como particularmente necesaria en el contexto de la aplicación de la DMA, ya que parece difícilmente imagi-nable una plena implementación de la norma, al nivel que la misma requiere, sin el desarrollo de métodos exten-sivos. Hanley et al. (2006b) consideran incluso que los estudios primarios de valoración serán poco frecuentes en el proceso de aplicación de la Directiva y que sólo tendrán lugar en casos controvertidos.

El objetivo que concretamente nos planteamos en esta investigación es el de comprobar la distinta potenciali-dad de las técnicas de valoración ambiental por prefe-rencias expresadas, concretamente: valoración contin-gente y experimentos de elección, en la transferencia de resultados. La literatura ha proclamado, que los experimentos de elección se adaptan mejor a las nece-sidades de la transferencia de resultados por su mayor capacidad para controlar las diferencias del bien a eva-luar y las características del sitio de estudio a través de la definición de atributos, e.g. Morrison et al. (2002) y Hanley et al. (2003), y sin embargo existe todavía esca-

resultados (Interwies et al., 2005), entre los que destacamos: a) ajuste de la DAP media de los estudios previos al nuevo lugar de estudio y b) funciones de transferencia, que consiste en ecuaciones de regresión que «explican» variaciones en la DAP en función de la variación de factores socioeconómicos y, en algunos casos, características ambientales (Hanley et al., 2006a).

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1. Introducción

sa prueba empírica de ello. Esta investigación pretende contribuir a profundizar en este aspecto.

1.3. Presentación de la metodología de la investigación

En el contexto concreto de implementación de la DMA, la utilización del enfoque de costes, basado en la aproxi-mación al valor de los bienes ambientales, a través del cálculo de los costes de las medidas de reparación, pre-vención o mitigación del daño ambiental, tiene a nuestro juicio importantes limitaciones, como se justificará en el capítulo 3. El enfoque alternativo, el de los beneficios, mide el valor que la sociedad confiere a los recursos na-turales y a los servicios por estos ofrecidos mediante la noción de disponibilidad a pagar (DAP) y a aceptar (DAA), y es por el que apostamos en esta investigación.

La valoración ambiental hace referencia al conjunto de técnicas y métodos que tratan de medir,en términos mo-netarios, las expectativas de beneficios y costes (aumen-to o disminución del bienestar) derivados del uso de un activo ambiental, de la realización de una mejora ambien-tal o de la generación de un daño (Romero, 1994). La va-loración ambiental tiene su base en la teoría económica neoclásica, que parte de la presunción esencial de que el individuo se mueve por fuerzas de maximización de la uti-lidad, bajo la cual se han desarrollado mecanismos para estimar el modo en que los cambios en la provisión de un bien ambiental impactan en el bienestar individual.

En base a este marco metodológico, se han desarro-llado diferentes métodos de monetarización de los ac-

tivos ambientales. Dentro de estos métodos, los meca-nismos de preferencias expresadas, o declaradas, se basan en la construcción de mercados hipotéticos a los que se somete al individuo a través de una entrevista, interrogándole sobre su disponibilidad a pagar por el disfrute de un bien ambiental, o por evitar o corregir un daño ambiental. Los mecanismos de preferencias expresadas son los únicos que actualmente permiten captar los valores de no-uso del bien ambiental, además de los valores de uso.

En nuestra investigación aplicamos, en un único cues-tionario, las técnicas de valoración contingente y experi-mentos de elección. El método de valoración contingen-te (VC) se basa en la estimación de la disponibilidad a pagar (o alternativamente la disponibilidad a aceptar) de los individuos por una determinada mejora de la calidad ambiental mediante la asignación hipotética de un deter-minado precio a dicha mejora. De forma, que la DAP re-coge la cantidad de dinero que el individuo tendría que aportar para compensar por el incremento de la utilidad que se supone le proporciona la mejora ambiental.

Los experimentos de elección (EE) constituyen un ins-trumento de valoración de bienes complejos a través de la valoración de sus atributos. Forman parte de un conjunto de técnicas que tratan de comprender y prede-cir el comportamiento de los agentes decisores frente a elecciones discretas: análisis de elección o modeli-zación de elección. Tienen su base en la Teoría de la Utilidad Aleatoria de Thurstone (1929) y la Teoría del Valor (Lancaster, 1966).

La construcción de estos mercados hipotéticos requiere de la creación de un escenario de valoración, mediante el planteamiento al encuestado de una situación, o varias,

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caracterizada por ofrecer una modificación del estado del bien ambiental, a cambio de una determinada canti-dad de dinero. El escenario de valoración aplicado me-diante ambos métodos en este trabajo, ha sido diseñado explícitamente para analizar: a) la sensibilidad al alcance de la mejora de la calidad del agua: b) la heterogeneidad territorial de las preferencias y c) valores de no-uso de la calidad del agua asociados al espacio natural de Doñana, para pobrar las hipótesis de trabajo que hemos expuesto anteriormente. Así, como cuestiones de d) agregación y e) transferencia de beneficios dentro de los territorios de la cuenca, que consideramos de especial relevancia en el contexto de la implementación de la DMA.

1.4. Organización del documento

Consideramos, que este trabajo de investigación debe comenzar por la contextualización teórica que sustenta el proceso de incorporación de la preocupación, sobre el estado de las relaciones entre el hombre y el medio, al pensamiento económico. Este es el objeto del capítulo 2 en el que se identifican el paradigma neoclásico y el pro-ceso de visualización internacional de los problemas am-bientales, como fuentes de la preocupación económica sobre la cuestión ambiental. En un segundo momento de ese mismo capítulo, nos centramos, más específicamen-te, en el tratamiento del agua como un bien económico y su reconocimiento como tal desde el ámbito institucional internacional, desarrollando los conceptos de valor y cos-te económico total ligados a los recursos hídricos.

En el capítulo 3 se repasa brevemente la política eu-ropea en materia de aguas, la Directiva Marco y el rol

del análisis económico en la misma. A continuación, profundizamos en el asunto de los beneficios ambienta-les y discutimos la oscuridad conceptual en torno a los conceptos de beneficios y costes ambientales y del re-curso en el contexto específico de la DMA. Se constata además el escaso avance que se ha realizado hasta el momento en su estimación por los Estados Miembros, y se plantea un modelo conceptual que pueda servir de base para la estimación de los beneficios ambientales no de mercado de la mejora del estado del agua, de modo que proporcione valores que puedan ser incorpo-rados como inputs en los procesos de toma de decisión en la política hídrica.

El capítulo 4 incluye la descripción teórica de la me-todología aplicada en esta investigación: la valoración ambiental. Nos detenemos en los fundamentos de la misma en la teoría neoclásica, y en los mecanismos de monetarización de los activos ambientales. La valora-ción contingente y los experimentos de elección, son explicados en mayor profundidad, haciendo especial hincapié en las críticas a las que estas técnicas están sometidas, desde su cuestionamiento teórico a su cues-tionamiento moral. Además, revisamos las principales aplicaciones de ambos métodos; aplicaciones que se han llevado a en el ámbito de los recursos naturales en general y los recursos hídricos en particular.

Antes de adentrarnos en la especificación del diseño de la investigación en el caso de estudio de la Demar-cación Hidrográfica del Guadalquivir, hemos considera-do necesario hacer una introducción a la misma. Para ello, en el capítulo 5 presentamos, en primer lugar, una descripción a las características generales de la demar-cación (extensión, localización, clima, recursos superfi-ciales y subterráneos, entre otros). En segundo lugar,

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1. Introducción

ofrecemos una visión de la importancia de la actividad económica en la presión sobre los recursos en la cuen-ca, mediante la caracterización económica de los usos del agua. La caracterización económica de los usos del agua, que es un requerimiento específico de la DMA (artículo 5), consiste en la tipificación de las presiones de la actividad humana sobre las masas de agua; la identificación de los usos y servicios del agua en las de-marcaciones hidrográficas por sector socioeconómico. Para ello, se han planteado, bajo un marco metodológi-co general, aplicaciones específicas a los sectores más relevantes (doméstico, agrícola, industrial y turístico) de nuestra región, con el objetivo de identificar las presio-nes del escenario base y las presiones futuras sobre el recurso.

En el capítulo 6, se detalla el escenario de valoración que se ha desarrollado en esta investigación para la estimación de los beneficios ambientales no de merca-do, derivados de la mejora de la calidad del agua en la demarcación del Guadalquivir. Dos son los aspectos clave de este escenario de valoración, de acuerdo con el modelo conceptual propuesto, y que son descritos y razonados en este capítulo: a) la definición de los bene-ficios ambientales en términos de niveles de calidad del uso del agua y riesgo para las personas y el ambiente; y b) la dimensión territorial de la valoración de la demar-cación hidrográfica, mediante la zonificación de la mis-ma y el uso de mapas como soporte de la valoración. Este capítulo incluye, además, detalles relativos a los procesos de elaboración y prueba del cuestionario así como del proceso de muestreo.

Los capítulos 7 y 8 recogen los resultados del análi-sis. En el primero de ellos se describen las principales características sociodemográficas de la muestra, para

comprobar su representatividad con relación al conjun-to de la población de estudio. Además de estas varia-bles sociodemográficas, se analizan, descriptivamente, las variables de comportamiento/actitud en relación al objeto de estudio (percepción, grado de conciencia y conocimiento sobre los problemas ambientales y la si-tuación del agua). Seguidamente, se analizan los resul-tados de las aplicaciones de la valoración contingente. El capítulo 8 incluye los resultados de los experimentos de elección, que son analizados en términos de sus im-plicaciones para la agregación de los beneficios y su transferibilidad intra-cuenca.

Este libro finaliza con un capítulo de consideraciones finales, en el que se discuten las implicaciones de la política hídrica en el caso objeto de este estudio. Se po-nen de manifiesto las principales aportaciones novedo-sas, que a nuestro juicio esta investigación supone, así como las limitaciones que consideramos tiene este tra-bajo. Finalmente, se plantean las líneas de investigación que creemos deben ser exploradas en el futuro para poder profundizar en el conocimiento de los beneficios ambientales y relativos a los recursos en el nuevo con-texto regulador europeo, para acercarnos al objetivo de sostenibilidad.

2. Agua y economía

2�

2.1. La preocupación ambiental en el pensamiento económico

Podríamos decir que este trabajo es un produc-to de un nuevo paradigma de la gestión hí-drica, materializado en la Directiva Marco del Agua, en el que los principios y herramientas

económicas se ponen al servicio de objetivos ecoló-gicos. Consideramos, por tanto, que este documento debe comenzar por la contextualización teórica, que sustenta el proceso de incorporación de la preocupa-ción sobre el estado de las relaciones entre el hombre y el medio (los recursos naturales, y entre ellos, el agua) al pensamiento económico, proceso en el que se en-cuentran las raíces de dicho paradigma.

Durante el siglo xix se produce una expansión manufac-turera sin precedentes en la Historia. Esta expansión va acompañada del uso de energía y materiales nece-sarios para el funcionamiento del aparato económico, y empiezan a manifestarse los primeros indicios, más claros, de la preocupación por la escasez de dichos recursos y el modo en que se usan.

Los economistas clásicos ya habían reflexionado so-bre las limitaciones del medio para sustentar el creci-

miento económico. Thomas Robert Malthus introduce en su Ensayo sobre el principio de la población (1798) la importante observación, válida para la Inglaterra que él vivió, de que la capacidad de crecimiento de la producción alimentaria es menor que el crecimiento de la población. Por su parte, David Ricardo en su ley de rendimientos decrecientes, considera que la acu-mulación de capital puede ocasionar el aumento del coste del producto bruto, ya que la nueva demanda de trabajo estimula el crecimiento de la población y promueve, en consecuencia, el cultivo de tierras de inferior calidad, disminuyendo así los beneficios, ya que más trabajadores no darán lugar a un aumento proporcional de producto bruto. Por otra parte, Pearce y Turner (1995) interpretan, en la consideración mar-xista de que la única base viable para una sociedad es un sistema productivo capaz de reproducirse, una sólida insinuación de que los sistemas naturales pue-den suponer un límite a la producción. Sin embargo, con otro economista clásico, Stuart Mill, se reafirma la idea de que los factores productivos capital, tra-bajo y tierra (no menciona el agua), poseen un valor porque son escasos y, en consecuencia, el resto de los recursos naturales no tienen un valor de cambio por su relativa abundancia, independientemente de su carácter de sustento general de los procesos produc-

2. Agua y economía

2�


tivos. Stuart Mill contaba con que el progreso técnico proporcionaría muchos de los requerimientos materia-les individuales.

En el paradigma neoclásico de mediados del siglo XIX, a pesar de que se mantiene la percepción del proceso económico y la visión sobre las nociones de riqueza y producción, el intercambio de mercancías despierta más interés en tanto que situación estática, intentando descubrir las condiciones bajo las cuales podría lograr-se un equilibrio de oferta y demanda. Este cambio en la perspectiva temporal, que en los clásicos se formaliza-ba en el interés por el proceso dinámico de producción de riqueza, hace que la analogía fisiológica de los fisió-cratas que había sobrevivido débilmente, se sustituya por la analogía mecánica (Carpintero, 1999)4. Este en-foque, tributario de la revolución científica de los siglos XVI y XVII, tiene como objetivo principal la definición de las leyes que rigen la actividad económica (de modo parecido a lo que había conseguido la física newtoniana) e instaura, en economía, la idea de que los individuos se mueven por fuerzas de maximización de la utilidad y el beneficio, revelando de esta forma sus preferencias. De este modo, los individuos actuarían adoptando un comportamiento racional, buscando la satisfacción de sus deseos, o preferencias; y en esta búsqueda del in-terés individual, se pensaba, se mejoraría el bienestar

4 Carpintero (1999) encuentra en los fisiócratas a los últimos economistas que vinculaban la producción de riquezas con el sustrato físico del que éstas procedían, coincidiendo con un período de avances en las técnicas agrícolas que provocó una profundización en el estudio científico de la capacidad del hombre a producir las riquezas y apropiárselas. Quesnay, principal representante de los fisiócratas, se plantea ya en la segunda mitad del siglo xviii que la producción está circunscri-ta por límites físicos.

de la sociedad. La metodología de análisis neoclásico (análisis marginal), que estudia la relación entre cam-bios pequeños o incrementales, hace que se abandone la preocupación clásica por el crecimiento a largo plazo, según Pearce y Turner (1995), durante todo el período 1870 a 1950.

En su definición de riqueza social de 1903, Walras añade a la condición de escasez la susceptibilidad de apropiación, es decir, la riqueza serán aquellos bienes útiles, disponibles en cantidades limitadas y que son apropiables e intercambiables (Carpintero, 1999). De este modo, gran parte de los recursos naturales que-dan excluidos del estudio de la ciencia económica y no forman parte de la riqueza; quedando los factores pro-ductivos reducidos al trabajo y el capital.

Sin embargo, a pesar de la pérdida de interés en el crecimiento a largo plazo, y de la consideración de la noción de riqueza ligada a la escasez y capacidad de apropiación, es precisamente en el movimiento neoclá-sico donde se sientan los precedentes analíticos que servirán de base a la construcción de la economía am-biental (Romero, 1994), no obstante la falta de presión social que retarda el desarrollo de la disciplina, como veremos más adelante.

Para los economistas, el surgimiento del socialismo planteó el desafío de desarrollar los principios sobre los que fundamentar la apropiada intervención del Estado. En este contexto surgió la economía del bienestar. La preocupación por el bienestar había constituido una par-te integral de la economía clásica; tanto Smith y Ricardo como Stuart Mill identificaron el bienestar con una ma-yor producción. Más tarde, Henry Sidgwick (Principios de economía política, 1883) distinguió claramente los

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2. Agua y economía

dos sentidos del término riqueza: la suma de bienes producidos y valorados a precios de mercado, lo que hoy llamamos renta, y la suma de las utilidades de los individuos, la utilidad social). Para Sidgwick, ambos con-ceptos pueden no coincidir, como indica la existencia de bienes libres, cuyo precio es cero, pero su consumo genera un aumento de la utilidad para los individuos.

A continuación vamos a repasar aquellos principios, y conceptos básicos, que surgen durante el desarrollo del paradigma neoclásico y que serán claves para la economía ambiental, y por tanto, claves también para la utilización de herramientas económicas al servicio de la gestión sostenible de los recursos.

1. Por una parte, cabe destacar el principio de optima-lidad de Pareto (discípulo de Walras) que afirma que un cambio es socialmente aceptable si mejora el bienestar de todos los miembros de la sociedad o si, al menos, mejora la situación de alguno de ellos sin empeorar el bienestar de ninguno (Manual of Political Economy, 1906). Cuando la posibilidad de realizar mejoras pare-tianas se haya agotado, es decir, cuando ya no se pue-da producir ningún cambio sin que empeore la situación de algún miembro de la sociedad, esta situación será eficiente u óptima según Pareto.

2. Por otra parte, Romero (1994) considera que el prin-cipio jevoniano de equimarginalidad, que es básico en la economía neoclásica, es también la base de la econo-mía ambiental. William Stanley Jevons trata de respon-der a la pregunta de cómo decide el agente económico asignar un recurso disponible entre dos usos posibles, con el fin de obtener la máxima utilidad. Según Jevo-ns, el beneficio máximo se obtendrá cuando el ingreso marginal coincida con el coste marginal. En términos

de reparto de un recurso entre usos alternativos, esto se traduce en la coincidencia de las utilidades margina-les, es decir, la utilidad se hace máxima cuando las dos utilidades marginales de ambos usos son iguales. No podemos dejar de mencionar que, previamente, Jevons se preocupó directamente de una cuestión ambiental, cuando en su obra The Coal Question (Jevons, 1865) reflexionó sobre la posibilidad de agotamiento del car-bón en una época en la que comenzaba a presentirse su escasez, revelando una preocupación por el creci-miento a largo plazo que, según él, desembocaría en el estado estacionario, al agotarse las reservas de carbón de Gran Bretaña.

3. La perspectiva neoclásica considera la existencia de ineficiencias del sistema del mercado, apareciendo los conceptos de externalidad y fallos de mercado. Uno de estos fallos son los llamados «costes sociales», enten-didos como las consecuencias sociales de la actividad productiva. Con el desarrollo conceptual de la teoría económica del bienestar, que viene marcado por la pu-blicación de la obra de Pigou, The Economics of Wefla-re (1920), los costes sociales dejan de considerarse un caso especial dentro del análisis económico para considerarse una circunstancia generalizada, que Pigou basa en la falta de coincidencia entre las aspiraciones de la sociedad como un todo y las pretensiones econó-micas de una parte de la sociedad representada por los productores (Carpintero, 1999). Pigou mostró que las funciones de coste marginal de las empresas podían no reflejar los costes sociales de la producción y, por tan-to, que los beneficios privados de la producción podían divergir de los públicos. Estas divergencias se conocen como externalidades. En la mencionada obra de Pigou, se introduce la idea de externalidad negativa, que servi-rá de soporte teórico a la noción económica de la con-

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taminación. El concepto de externalidad aparece en una primera aproximación en los Principles of Economics de Marshall (1890), con la introducción de la idea de economías externas o externalidades positivas que con-lleva el desarrollo industrial. Pigou matiza el concepto de externalidad, añadiendo una versión negativa como efecto perverso o dañino del proceso productivo, y es-tablece el marco analítico para la determinación del ni-vel óptimo de externalidad y su consecución a través de una necesaria intervención del Estado. Pigou propuso la idea de que la política económica se podía convertir en una verdadera ciencia destinada a prevenir los fallos del mercado para eliminarlos, apoyándose en la imposi-ción progresiva sobre el ingreso como mecanismo para maximizar el bienestar social.

Pigou no incorpora explícitamente los costes ambienta-les dentro de los costes sociales. Sin embargo, como nos recuerda Carpintero (1999), sí lo hace otro econo-mista que destacó menos, W. Kapp, pero que ya en los años cincuenta se preocupó por los efectos ambientales de la actividad empresarial, dentro de una noción amplia de costes sociales, en un intento de incorporar todos los aspectos externos al aparato teórico y económico que poseen un valor intrínseco para el bienestar social.

El modelo intervencionista de corrección o internaliza-ción de las externalidades de Pigou fue debatido por Coase en su obra The Problem of Social Cost (Coase, 1960). Coase, basándose en una definición amplia de los derechos de propiedad, entendidos en su dimensión de derechos jurídicos y costumbre, afirma que, bajo de-terminadas condiciones, la intervención del Estado no se hace necesaria, ni siquiera conveniente, en la inter-nalización de las externalidades. En este planteamien-to, que ya había sido apuntado por el fundador de la

escuela de Chicago, Frank H. Knight en 1923 (Algunas falacias de la interpretación del coste social), y en tér-minos de contaminación, el agente contaminante y el agente contaminado (con sus derechos de propiedad perfectamente definidos) podrán negociar los niveles de contaminación, llegándose a un óptimo social, de manera autónoma y sin necesidad de la intervención del Estado más allá del establecimiento de marco legal. De este modo, los fallos de mercado se identifican con fa-llos en la definición de los derechos de propiedad. Esta intervención de Coase es trascendente, ya que la eco-nomía ambiental se alimentará, en gran medida, de los problemas ambientales vistos como consecuencia de la falta de unos derechos de propiedad, debidamente asignados a los recursos naturales.

4. Otro de los trabajos claves para el futuro desarrollo de la economía ambiental es el trabajo de Harold Hote-lling The Economics of Exhaustible Resources (Hotelling, 1931) en el que, basándose en el principio jevoniano de equimarginalidad, su autor establece la conocida como «regla de Hotelling», que indica el ritmo óptimo al que debe extraerse un recurso no renovable, estableciendo la condición de que el recurso debe explotarse de for-ma que la tasa de variación de su precio coincida con el tipo de interés.

En definitiva, Romero (1994) considera que con la Teo-ría del Bienestar y las reflexiones de Pigou, se habían sentado las bases de la economía ambiental, pero fal-taba la presión social para que ésta se desarrollara y estableciera como disciplina de estudio. Carpintero (1999), por su parte, considera que cuando apare-ce dicha preocupación social, se intentan extender las redes instrumentales económicas neoclásicas a las cuestiones ambientales. Esta constatación que-

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2. Agua y economía

da muy bien definida en la frase de Pearce y Turner (1995) cuando afirman que «los economistas clásicos han dejado un legado de ideas, muchas de las cuales son relevantes para los debates ambientales contem-poráneos».

2.2. Visualización internacional de la cuestión ambiental

Durante los años cincuenta, el crecimiento volvió a ser el centro de interés político y económico, mientras, la innovación tecnológica ofrecía perspectivas de progre-so ilimitado. Sin embargo, durante los años sesenta la contaminación, y los problemas derivados de la degra-dación ambiental, comenzaron a hacerse visibles y em-pezaron las preocupaciones directas sobre las conse-cuencias ambientales de este crecimiento.

En su revisión de la evolución histórica del Derecho am-biental, Juste Ruiz (1999) marca el inicio de lo que él llama era ecológica, preocupación social por el medio ambiente, a finales de los años sesenta, como conse-cuencia del fermento filosófico que había puesto en cri-sis los valores de la sociedad de consumo y que tuvo su capítulo más destacado en la revolución de mayo de 1968 en Francia. En los años siguientes, la alarma lan-zada desde los ámbitos científicos generó una reacción espontánea, cuyo punto de inflexión puede situarse en el contexto de la crisis del petróleo de 1973, dando origen al pensamiento ecológico o verde, que tuvo par-ticular importancia en Estados Unidos y en la entonces República Federal Alemana. La obra emblemática que expresa esta preocupación ambiental fue el Informe de

Club de Roma, Los límites del crecimiento5 (Meadows et al., 1972). Según Pearce y Turner (1995), el informe adoptaba una destacada postura maltusiana que impli-caba que las políticas de protección del medio ambiente y la promoción de objetivos de crecimiento económico eran incompatibles, es decir, que los objetivos de creci-miento económico a largo plazo no eran factibles.

Las iniciativas reguladoras internacionales que se ocu-paron de estas preocupaciones ambientales tuvieron su máxima expresión, tanto por el número de países que la firmaron, como por el enfoque global que se en ella se hacía de la cuestión, en la Declaración de la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio Humano, más co-nocida como la Declaración de Estocolmo de 19726. El texto de esta Declaración se compone de un Preámbu-lo y 26 principios en los que se abordan las principales cuestiones ambientales que afectan al entorno mundial, sentando los criterios aplicables para su tratamiento a escala internacional y nacional. Juste Ruiz considera que en la Conferencia de Estocolmo se realizó un diagnósti-co acertado y clarividente y que sus propuestas resultan todavía hoy, admirables por su acertada orientación. Sin

5 En 1970, el Club de Roma invitó al Grupo de Dinámica de Sistemas del Instituto Tecnológico de Massachussets, bajo la dirección de Jay W.Forrester, a emprender un estudio sobre las tendencias e interacciones de un número limitado de factores que amenazan a la sociedad global. La conclusión fue que la población y la producción globales no podían seguir creciendo indefinidamente, porque se ponen en juego factores que tienden a limitar semejante expansión (agotamiento pro-gresivo de los recursos, posible aumento de la mortalidad y efectos negativos de la contaminación). Una segunda parte de este libro aparece en 1993 bajo el título Más allá de los límites del crecimiento (Meadows et al., 1993).

6 Declaración de la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio Humano. Estocolmo, 16 de junio de 1972. ONU. Doc. A/CONF 48/14. Rev. 1, págs. 2 y ss.

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embargo, el autor acusa un exceso de optimismo emana-do del texto de la Declaración respecto al efecto poten-cial de la Ciencia como elemento exclusivo de la solución de los problemas ambientales.

Este mismo espíritu de confianza tecnológica es el que respiran la mayoría de los economistas de la época; se-guían creyendo que el crecimiento económico ilimitado seguía siendo factible, ya que el agotamiento de los re-cursos sería compensado por el cambio tecnológico, y la aparición de sustitutivos que aumentarían la calidad del trabajo y el capital, permitiendo la extracción continua-da de un menor número de recursos renovables. Para ello consideraban, según Pearce y Turner (1995), que era necesario un sistema de precios que funcionara de modo eficiente. De este modo, tal sistema de precios se-ría capaz de acomodarse a mayores niveles de actividad, manteniendo un nivel aceptable de calidad ambiental.

A pesar de los esfuerzos realizados tras la Conferencia de Estocolmo, para una mejor protección del medio am-biente, el deterioro del planeta no fue contenido. Todo lo contrario, al final de la década de los ochenta, la huma-nidad se encontró ante una situación ambiental agrava-da que se insertaba en un contexto general más com-plejo. El fin de la guerra fría y la superación de la era del bipolarismo dieron paso a una situación internacional en la que, desvanecida la confrontación ideológica, se hizo más visible una crisis que era más compleja y global, en la que la restauración del orden ecológico internacional se imponía como una necesidad acuciante (Juste Ruiz, 1999). La preocupación ambiental, y la constatación de que las disparidades de desarrollo entre los diversos grupos de Estados habían alcanzado niveles alarman-tes, impusieron la reflexión a escala planetaria sobre el modo de armonizar las exigencias del desarrollo con

los imperativos de la protección del medio ambiente y la equidad social.

En este contexto y con esa misión se publica en 1987 el denominado Informe Brutland7, como resultado de los trabajos de la Comisión de las Naciones Unidas sobre Medio Ambiente y Desarrollo. Es en este informe, en el que se acuña el término de «desarrollo sostenible», que se define como el desarrollo que satisface las necesi-dades de la generación presente sin comprometer la capacidad de las generaciones futuras para satisfacer sus propias necesidades, y con él se consolida una reedi-ción del debate abierto por la publicación de Los límites del crecimiento basado en el informe Meadows8. Para Pearce y Turner este planteamiento considera que los recursos de la Tierra son suficientes para abastecer las necesidades humanas a largo plazo, pero que es nece-sario reconsiderar la desigual distribución espacial de la población en relación con las capacidades naturales de sustentación, junto con la extensión y la intensidad de los usos ineficaces e irracionales de los recursos naturales.

Este debate sienta las bases para la preparación de la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el medio ambiente y desarrollo en el año 1992. En esta confe-rencia, celebrada en la ciudad de Río de Janeiro y a la que acudieron ciento setenta y seis Estados, así como mil doscientas organizaciones gubernamentales y no

7 Comisión Mundial del Medio Ambiente y del Desarrollo (1987).

8 Pearce y Turner (1995) repasan algunas de las publicaciones que nutren este debate como el informe Global 2000 de Bar-ney en 1980, el informe Resourceful Hearth de Simon y Kahn en 1984, The Global Posible de Repetto, 1985 y el propio Our Common Future de la Comisión Mundial para el Medio Ambien-te y el Desarrollo de 1987 (Informe Brutland).

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2. Agua y economía

gubernamentales, se constató que los problemas am-bientales detectados veinte años antes en Estocolmo no sólo no se habían mitigado, sino que su dimensión y extensión se había visto acrecentada.

Como hemos mencionado anteriormente, Romero (1994) encuentra en la economía neoclásica del siglo XIX los precedentes analíticos necesarios para la cons-trucción de la economía ambiental, pero señala una fal-ta de presión social para el desarrollo de la economía ambiental. Pearce y Turner (1995) entienden que des-de 1970, dentro del movimiento ambientalista, habrían cristalizado una serie de visiones del mundo que sirvie-ron de base a la disciplina de la economía ambiental.

Field y Field (2002) definen la economía ambiental como la aplicación de los principios económicos al estudio de la gestión de los recursos naturales, cuyos centros de interés pueden resumirse del modo siguiente:

El análisis y la resolución de externalidades. Los criterios de asignación óptima de los recursos renovables y no renovables. El desarrollo de métodos de valoración monetaria de la calidad ambiental.

2.3. El reconocimiento internacional del agua como bien económico

El agua forma parte de las preocupaciones ambientales a nivel mundial desde el comienzo de las mismas, que hemos situado, de manera formal, en la Conferencia de

1.2.

3.

las Naciones Unidas sobre el Medio Humano en 1972, en la que se considera que los recursos naturales de la Tierra (entre los que se incluye el agua junto al aire, la fauna y la flora), deben preservarse en beneficio de las generaciones presentes y futuras. A partir de ese mo-mento, han tenido lugar una serie de conferencias y en-cuentros mundiales en los que se ha tratado la cuestión hídrica de forma específica, pero sobre todo, integrada en el debate de aspectos de preocupación, a escala pla-netaria, ligados al desarrollo de los pueblos y la mitiga-ción de la pobreza, así como a la protección de grupos vulnerables como las mujeres y los niños; llegándose incluso a considerar como una de las restricciones al desarrollo (World Water Council, 2000). Estas conferen-cias, sus preparativos y los consecuentes debates han modificado la percepción mundial de la cuestión hídri-ca, percibiéndose en el contexto mundial la existencia de una crisis de gestión de los recursos hídricos, con consecuencias trágicas para la vida cotidiana de las po-blaciones pobres (Naciones Unidas, 2003).

Un punto de inflexión en el debate internacional lo en-contramos en 1992 cuando, en la Conferencia Interna-cional sobre el Agua y el Medio Ambiente de Dublín, el agua se situó en el centro del debate sobre el desarrollo sostenible. En Dublín se introduce, por primera vez y de forma explícita, la consideración del agua como un bien económico, cuyo valor en este sentido debe ser incluido en su gestión. Esta consideración llega ante el fracaso de los enormes esfuerzos por conseguir el acceso generalizado al agua, invertidos durante el De-cenio del Agua Potable y de Saneamiento (1981-1990). Esta idea fue refrendada en la Conferencia de Naciones Unidas sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo de Río en 1992, en la que se reconoció que la economía debe jugar un papel importante en la gestión hídrica:

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La gestión integrada de los recursos hídricos se basa en la percepción del agua como una parte integrante del ecosistema, un recurso natural, y un bien social y econó-mico9.

Diez años más tarde, en la Conferencia Internacional sobre Agua Dulce celebrada en Bonn, se confirma esta consideración, y se consolida la percepción del agua como elemento clave del desarrollo sostenible, indis-pensable en sus aspectos sociales, económicos y am-bientales, cuyos mecanismos de distribución deben lograr un equilibrio entre las distintas demandas que compiten entre sí tendiendo en cuenta el valor social, económico y ambiental del agua. El cuarto principio de la primera edición del Informe sobre le desarrollo de los recursos hídricos en el mundo de Naciones Unidas (2003)10, consolida la idea de que el agua tiene un va-lor económico en todos, y cada uno de sus diversos usos, en competencia a los que se destina y debería reconocérsele como un bien económico.

La proclamación del agua como bien económico queda suficientemente abierta, y es suficientemente poco res-trictiva, como para permitir el consenso generalizado, ya que, como afirman Perry et al. (1997), el debate deja de situarse en si el agua es un bien económico (pare-ce evidente que lo es, ya que se trata de un recurso

9 Agenda 21 de Naciones Unidas, Capítulo 18.8.

10 Este primer Informe sobre el Desarrollo de los Recursos Hídricos en el Mundo (WWDR) es una iniciativa conjunta de 23 agencias de las Naciones Unidas y constituye uno de los pila-res del nuevo Programa Mundial de Evaluación de los Recur-sos Hídricos [World Water Assessment Programme (WWAP)], establecido en el año 2000.

con usos alternativos que no pueden ser satisfechos simultánea e indefinidamente y cuyo aprovechamien-to está sujeto a unos costes), para situarse más bien en «de qué tipo» de bien económico se trata; es decir, respecto a su consideración como un bien exclusiva-mente privado y sometido a las fuerzas del mercado o, por el contrario, un bien público que requiere un con-trol sobre la asignación basada exclusivamente en el precio11. En el primer caso, y como para el resto de bienes privados, la asignación estaría determinada por la soberanía del consumidor, expresada en forma de su disponibilidad a pagar. Sin embargo, este criterio ignora la distinta distribución de la renta en la sociedad: una persona con menos ingresos tendrá una menor disponi-bilidad a pagar, aunque su utilidad sea mayor. Para los detractores de esta postura, el agua es una necesidad básica que debería estar disponible, para todos, a unos niveles razonables. Además, el agua genera beneficios ambientales que no siempre quedan compensados por los mecanismos de soberanía del consumidor. Esta corriente considera que para una cierto nivel mínimo de disponibilidad, el agua es un bien social que debería quedar exento de las fuerzas del mercado, ya que, de este modo, se genera un mayor beneficio social.

Planeando sobre este debate ha estado, desde su inicio, la discusión sobre conveniencia de la privatización12 de

11 Para Perry et al. (1997) la proclamación de Dublín fue el resul-tado del compromiso entre dos posiciones encontradas: la de aquellos (fundamentalmente economistas), que consideraban que el agua debía ser tratada como un bien privado y que, por lo tanto, debería estar sujeta a la asignación por precios de mercado; y aquellos que abogaban por el tratamiento del agua como una necesidad básica que debería estar exenta del juego de fuerzas del mercado.

12 La privatización en el sector hídrico se entiende como

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2. Agua y economía

los recursos hídricos. El agua es un bien crítico para la supervivencia y, además, tiene valores sociales, cultura-les y ecológicos que no pueden ser protegidos, exclusi-vamente, por las fuerzas de mercado. Sin embargo, el fracaso en el acercamiento generalizado de la misma a toda la población y en la satisfacción de las necesida-des más básicas, ha obligado a una necesaria revisión de las políticas de gestión, señalándose a la gestión privada como una posible solución. Esta idea, que no es nueva, adquiere sin embargo, una mayor relevancia en nuestros días, cuando el fenómeno de la globaliza-ción confiere un mayor impacto en las empresas mul-tinacionales, quienes han aumentado, de manera muy significativa, sus esfuerzos para hacerse con la respon-sabilidad de porciones, cada vez mayores, del mercado de los servicios del agua (Gleick et al., 2002). Los au-tores, cuyo informe sobre los riesgos y beneficios de la privatización de los servicios del agua recomendamos, insisten en la necesidad de considerar la dualidad de la naturaleza del agua como bien social y como bien económico. Advierten de que los procesos de privatiza-ción, que en muchas ocasiones, particularmente en los países en vías de desarrollo o con mayores dificultades, parecen ya inevitables, deben regirse por una serie de principios, en los que la consideración del agua como bien social debe primar, pero cuya gestión debe apo-yarse en sólidos principios e instrumentos económicos. Los autores recomiendan, además, que la regulación o supervisión gubernamental debe permancer.

la transferencia de algunos o de todos los activos de los sistemas públicos a manos privadas. Esta privatización puede hacerse de muchas maneras: desde la transferencia de la res-ponsabilidad de explotación de la distribución o el tratamiento de aguas, hasta la transferencia de la propiedad del recurso o los derechos de propiedad, pasando por numerosas combina-ciones intermedias.

En el IV Foro Mundial del Agua celebrado en México en marzo de 2006, se reafirma la importancia crítica del agua para todos los aspectos del desarrollo, subrayándo-se la necesidad de incluir el agua y el saneamiento entre las prioridades nacionales y concediendo una particular importancia a la gestión local13. Uno de los aspectos im-portantes, de las conclusiones del encuentro, es la con-solidación del compromiso de los estados participantes sobre la gestión integrada de los recursos hídricos, en la que se preconizan, de manera explícita, los instrumentos económicos, el empleo del valor y de los precios del agua para lograr eficiencia y equidad (Naciones Unidas, 2006).

2.4. Valor y coste económico total del agua

Se ha reconocido tanto desde el ámbito científico, e.g. Pearce y Turner (1995), Costanza et al. (1997) y Birol et al. (2006), como desde el ámbito institucional ,e.g. UNESCO (2002), Naciones Unidas (2003), Unión Euro-pea (2000), que los recursos hídricos están siendo so-breexplotados y son objeto de una asignación ineficien-te, debido a que los costes asociados al daño ambiental y a los usuarios no son íntegramente contabilizados, ni es reconocido el valor económico total del agua en los procesos de toma de decisión.

Como hemos visto, la argumentación de los economis-tas ambientales, sobre el valor de los recursos naturales,

13 Declaración Ministerial del IV Foro Mundial del Agua. 21-22 de marzo de 2006.

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parte del reconocimiento de que la utilidad de los bienes no de mercado, y particularmente los recursos naturales, no procede sólo del consumo directo (Pearce y Turner, 1995). Como bien económico, el agua tiene un valor eco-nómico que incluye tanto un valor de mercado como un valor no de mercado. El valor de mercado es el valor del agua cuando es vendida en un mercado, si éste existe; por ejemplo, agua vendida como materia prima en un proceso productivo, o valor de mercado de los bienes o servicios proporcionados por los sistemas acuáticos como la pesca o el regadío. En los casos en los que no hay mercado, es decir cuando el agua es tratada como un bien público (libre acceso, derechos de propiedad no definidos, no rival y ajena al principio de exclusión), ésta sigue teniendo un valor. Para una asignación eficiente es necesario conocer su Valor Económico Total (VET).

La economía ambiental ha realizado avances considera-bles en la elaboración de una taxonomía de los valores económicos, distinguiendo entre los valores de uso, de-terminados por la utilidad obtenida por los individuos al usar el recurso; y los valores de no-uso, determinados por la utilidad no asociada a la utilización del mismo.

Dentro de los valores de uso, pueden distinguirse los va-lores de uso directo, indirecto y valores de opción. En el caso del agua, los valores de uso directo incluyen consu-mo humano, riego y otros usos tales como el industrial. En el caso de la mayoría de los bienes privados norma-les, su valor procede casi enteramente de este valor de uso directo. Sin embargo, los recursos naturales ofrecen beneficios de forma indirecta. En relación al agua, nos referimos a los beneficios relativos a, por ejemplo, su función de retención y distribución de nutrientes, regula-ción de temperatura y su contribución a la eliminación de contaminantes, entre otros. El valor de opción, que fue

descrito por primera vez por Weisbrod (1964), se identifi-ca con la valoración que los individuos hacen de la posibi-lidad de usar el bien en el futuro, por ejemplo representa el potencial de los recursos a proporcionar beneficios a la sociedad en el futuro. Los valores de opción, en gene-ral, se asocian con escenarios de preservación frente a alternativas de desarrollo. Según Rolfe y Windle (2005) los beneficios de los escenarios de desarrollo no inclu-yen, tradicionalmente, el valor de opción en su análisis.

Dentro del concepto de VET se incluye además la noción de valores de no-uso. Éstos se relacionan con el valor que los individuos conceden a los bienes ambientales cuando no existe intencionalidad de uso, es decir, se valora el hecho de su conservación o de su existencia per se, de forma desvinculada del uso presente o futuro (Krutilla, 1967). A su vez, estos valores de no-uso pue-den clasificarse en: a) de existencia, b) de legado y c) altruista (Briol 2006). El valor de existencia se relaciona con el deseo de preservación, sin que el bien sea utili-zado ni en el presente, ni por las generaciones futuras. El valor de legado se identifica con el deseo de que las generaciones futuras disfruten del bien. El valor altruista se identifica con el valor que los individuos conceden a que el bien sea disfrutado por otros individuos de su misma generación, aunque ellos no puedan hacerlo14.

Birol et al. (2006) recogen, de manera detallada, esta taxonomía de valores que componen el VET para los recursos hídricos (tabla 1).

14 La distinción entre valores de uso indirecto y valores de no-uso ha sido recientemente puesta en cuestión, entendiendo que los valores de uso se dividen sólo en dos subgrupos: valo-res de uso actual y valores de opción (Atkinson et al., 2006).

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2. Agua y economía

Tabla 1. Componentes del VET de los recursos hídricos y principales métodos de valoración económica

Valores de uso directo Valores de uso indirecto Valores de opción

Agricultura de regadío Retención de nutrientes Potenciales usos futuros (directos e indirectos)

Suministro doméstico e industrial Reducción de la contaminación Valor informativo futuro (biodiversidad)

Recursos energéticos Control y protección contra inundaciones, control de la erosión y protección frente a

tormentasValores de no-uso

Transporte y navegación Soporte externo a ecosistemas Biodiversidad

Recreo Reducción del calentamiento global y estabilización microclimática Herencia cultural

Pesca Estabilización de costas Legado, existencia y altruista

Fuente: adaptación de varios autores realizada por Birol et al. (2006).

Como la otra cara de la misma moneda, los costes to-tales asociados al uso del agua tampoco son contabili-zados íntegramente en la gestión hídrica. Según Green (2003), los costes pueden ser definidos como insumos de la actividad económica y como las consecuencias indeseables de la misma15. Los costes de utilizar un re-curso vienen determinados por el valor de ese recurso, empleado en la mejor alternativa de uso (coste de opor-tunidad), es decir, el coste de una actividad productiva consiste, teóricamente, en los costes de oportunidad de los insumos necesarios, entendiéndose éstos como el mayor beneficio neto que se obtendría del empleo de los recursos en otra actividad. Según Pearce y Mar-kandya (1989), los costes de oportunidad comprenden

15 Para el autor estas dos definiciones no son equivalentes porque algunas de las consecuencias de la actividad (outputs o salidas) pueden también ser indeseables (externalidades negativas).

tres componentes: a) el componente directo, b) el coste externo y c) la renta de escasez.

En el caso del agua, los costes directos incluyen los costes de extracción y distribución del agua y los cos-tes de tratamiento de las aguas residuales, que quedan reflejados por el mercado y pueden ser contabilizados. Sin embargo, el coste externo hace referencia a las pérdidas del bienestar que el uso del agua ocasiona a terceros, las cuales no son compensadas (Pearce y Turner, 1995), y por tanto no quedan contabilizados. Un ejemplo fácilmente visible es aquél en el que como con-secuencia de un determinado uso del agua se produce un daño ambiental (deterioro de la calidad de la misma) que impide otros usos o que reduce las ganancias de otros usuarios. Pero también hace referencia a los cos-tes de oportunidad derivados de la posibilidad de usos alternativos del agua, incluido el no-uso de la misma. Loomis (2000) llevó a cabo en Estados Unidos traba-

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jos en los que se ponen de manifiesto situaciones de asignación ineficiente del recurso, al dedicarse éste a la generación de energía eléctrica, cuando la sociedad mostraba una mayor valoración de los usos recreativos o el mantenimiento de los ecosistemas.

Brouwer (2006) señala algunos de los principales moti-vos por los que los costes totales del agua no son total-mente contabilizados por los gobiernos, o agencias pri-vadas. Estos motivos se relacionan, fundamentalmente, con los sistemas de contabilización, pero también con que algunos de estos costes, como particularmente los costes ambientales, no son fácilmente «visibles».

En conclusión, a la hora de elegir las soluciones más efi-cientes, aquéllas en las que los beneficios sociales de una actividad son máximos, no se ha incluido tradicio-nalmente en la política hídrica el valor completo o total de los recursos naturales; del mismo modo que cuando se realizan análisis coste-beneficio de las medidas de gestión no se contabilizan, en general, los costes rela-cionados con el daño ambiental ni el coste de oportu-nidad de usos alternativos (incluido el no-uso) del agua, generándose situaciones ineficientes de asignación del recurso. Se hace, pues, necesaria la intervención de instrumentos económicos que corrijan estas situacio-nes y que prevengan un excesivo desgaste ambiental. Evitar esto es precisamente la vocación de la DMA, que prescribe la inclusión de principios y herramientas eco-nómicas entre las que destacamos la consideración los beneficios ambientales, que pasamos a discutir a con-tinuación.

3. Beneficios ambientales en el análisis

económico de la Directiva Marco

del Agua

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3.1. Política europea en materia de aguas: la Directiva Marco

La protección del medio ambiente ha sido un tema clave de la legislación de la Unión Euro-pea, así, desde el Tratado de Maastricht16 se hace una mención específica a la protección

ambiental, orientada a la salvaguarda de la salud huma-na y el logro del desarrollo sostenible. En lo que se re-fiere a la gestión del agua, la legislación europea ha ido fijándose desde hace tiempo objetivos de calidad del agua para usos específicos17, como también objetivos de protección del agua frente a la contaminación18.

16 DOC 191, 29 de junio de 1992.

17 Calidad del agua destinada para consumo humano (807778/EEC); agua destinada para la captación para consumo humano (75/440/EEC); calidad de agua de baño (76/160/ECC); pescado fresco (78/659/EEC); calidad del agua para marisco (79/923/ECC).

18 Contaminación producida por ciertas sustancias peligro-sas vertidas al medio acuático (76/464/EEC) y directivas derivadas de esta; tratamiento de aguas residuales urbanas (91/271/EEC); protección de las aguas contra la contami-nación producida por nitratos procedentes de la agricultura (91/676/EEC); puesta en el mercado de productos fitosanita-rios (91/414/ECC).

A mediados de los años ochenta empezó a producirse un cierto consenso sobre la necesidad de establecer estrategias más completas e integradas, en relación la regulación de los recursos naturales. De este modo, en los años noventa comenzaron a surgir directivas horizontales que trataban de asegurar una protección más efectiva. Un ejemplo ilustrativo lo encontramos en la Directiva de Control y Prevención Integrado de la Con-taminación (IPPC)19, que se diseña como un instrumento de prevención y minimización de emisiones a la tierra, al aire y al agua20. En este contexto, y en paralelo a la creciente preocupación sobre la cuestión ambiental a escala planetaria, la Unión Europea promulgó en el año 2000 la Directiva Marco de Agua como resultado de una larga serie de iniciativas comunitarias, que des-de finales de los años ochenta habían ido poniendo de manifiesto la necesidad de una regulación integrada de las aguas para alcanzar una gestión sostenible de los recursos hídricos, y hacer frente a la creciente presión en la demanda de agua de buena calidad (tabla 2).

19 Directiva 96/61/CE.

20 La directiva IPPC, no obstante, se aplica sólo a determinadas actividades industriales (y actividades ganaderas intensivas) que se consideran susceptibles de presentar riesgos medio-ambientales concretos.

3. Beneficios ambientales en el análisis económico de la Directiva Marco del Agua

42


Tabla 2. Resumen de iniciativas comunitarias para la promulgación de la DMA

Año Acontecimiento/Organismo Contenido Referencia

1988 Seminario ministerial sobre política de aguas (Francfort)

Necesidad de una legislación comunitaria que abordara la calidad ecológica de las

aguas

Resolución del Consejo Europeo de 28 de junio (DOC

209 de 9.8.1988 p. 3)

1990 Reunión de ministros de la Haya

Urgencia por adoptar medidas para evitar el deterioro de las aguas dulces y se solicita la aplicación de un Programa

de Medidas antes del año 2000

1992

1995Consejo Europeo

Exigencia de actuación en materia de aguas subterráneas; revisión de la

Directiva 80/68/CEE de 17 de diciembre de 1979

DO C 59 de 6.3.1992 p. 2 y DO C 49 28.2.1995

1995 Agencia Europea de Medio Ambiente

Necesidad de tomar medidas para proteger las aguas comunitarias tanto en términos cualitativos como cuantitativos

Informe El medio ambiente en la Unión Europea (Agencia Europea de Medio Ambiente,

1995)

1996

Consejo Europeo, Comité de las Regiones, Comité

Económico y Social y Parlamento Europeo

Solicitudes explícitas para la elaboración de una Directiva Marco de Aguas

43



Conviene subrayar que durante su tramitación la pro-puesta se vio afectada por la adopción del Tratado de Ámsterdam21, el cual incidió de manera notable en su discusión, puesto que se pasó de un procedimiento ba-sado en la cooperación entre el Consejo y el Parlamento Europeo a otro denominado de codecisión, en el que se da mayor protagonismo al Parlamento y se preci-sa la aprobación por unanimidad del Consejo (Brufao, 2006).

En su artículo primero la DMA establece como objeti-vo la protección de las aguas superficiales continenta-les, de transición, costeras y aguas subterráneas; lo cual implica la prevención del deterioro adicional de las aguas, la protección de los ecosistemas (acuáticos, hu-medales y terrestres dependientes de los ecosistemas, la promoción del uso sostenible del agua, la disminución de vertidos de sustancias peligrosas y la prevención de la contaminación de aguas subterráneas, así como de los efectos de inundación y sequía. De este modo, la Directiva pretende contribuir a garantizar el suministro suficiente de agua superficial o subterránea en buen estado, reducir de forma significativa la contaminación y lograr los objetivos de los acuerdos internacionales, incluidos los de protección el medio marino. De manera general, el objetivo de la Directiva es conseguir el buen estado ecológico para todas las aguas comunitarias para el año 2015.

Berbel y Gutiérrez (2004b) consideran que la DMA perfi-la una estrategia general para la gestión del agua en Eu-

21 Tratado de Ámsterdam por el que se modifican el Tratado de la Unión Europea, los Tratados Constitutivos de las Comuni-dades Europeas y determinados actos conexos. Diario Oficial núm. C 340, 10 de noviembre de 1997.

ropa y formula objetivos ambientales para todas las ma-sas de agua. Constituye, además, un instrumento para la simplificación de la legislación previa con el objetivo de asegurar que la política de aguas sea más efectiva. En ella se concede particular relevancia a la gestión sos-tenible de los recursos hídricos, teniendo en cuenta los instrumentos necesarios para la consecución de los ob-jetivos marcados. Según Gómez (2006), en la DMA sub-yace el principio según el cual gestionar el agua, no se reduce a arbitrar los mecanismos que sean necesarios para atender a corto plazo las demandas de servicios del agua que puedan surgir de los distintos sectores de la economía, sino que se entiende que los ecosistemas hídricos constituyen un patrimonio colectivo que debe preservarse haciendo que todos los usos que supongan una presión sobre el medio ambiente sean compatibles con la mejora de los ecosistemas hídricos.

Un aspecto importante de la Directiva es que, de acuer-do con el principio de subsidiariedad y la voluntad de simplificación de la regulación, se deja a los Estados Miembros la prerrogativa de definir los objetivos de cali-dad, esto es, el buen estado ecológico y de establecer objetivos para las cuencas de los ríos, dando la opor-tunidad a los Estados Miembros de superar las necesi-dades mínimas establecidas por la DMA. Las principa-les acciones a las que la Directiva obliga a los Estados Miembros pueden resumirse como sigue:

Identificar las cuencas fluviales de su territorio y asignarlas a demarcaciones hidrográficas individua-les (artículos 3 y 24). Caracterizar las demarcaciones hidrográficas en términos de presiones, impactos y usos económi-cos del agua, incluyendo un registro de áreas pro-

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tegidas dentro de las mismas, para el año 2004 (artículos 5 y 6, anexos II y III). Establecer un sistema de control del estado de las aguas operativo en el año 2006 (artículo 8). Basándose en la caracterización de las demarcacio-nes hidrográficas, y en el control del estado de las aguas, identificar para el año 2009 un Programa de Medidas para alcanzar los objetivos ambientales de la Directiva Marco del Agua y hacerlo operativo en 2012 (artículo 11 y anexo III). Publicar planes de gestión de las demarcaciones hidrográficas, incluyendo la designación de masas de agua altamente modificadas para el año 2009 (artículos 4.3 y 13). Implementar políticas de precios para fomentar la sostenibilidad de los recursos hídricos para el año 2010 (artículo 9). Implementar el Programa de Medidas y alcanzar los objetivos ambientales para el año 2015 (artículo 4).

El cronograma de aplicación de la DMA aparece resu-mido en la tabla 3. En ella pueden observarse cuatro momentos claves de la aplicación: a) la caracterización económica de la Cuenca en 2004; b) la publicación del primer plan de gestión en 2009; c) la implementación de la política de precios a finales de 2010 y d) la im-plementación operativa del Programa de Medidas en 2012. La DMA prevé un alcance hasta 2027, con el fin de la última prórroga para alcanzar los objetivos am-bientales.

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Tabla 3. Cronograma de aplicación de la DMA

Calendario

Diciembre de 2004Análisis de las características de la cuenca hidrográfica (Art. 5)

Establecimiento del registro de áreas protegidas (Art. 6)

Marzo de 2005 Estados Miembros envían el resumen de la caracterización de demarcaciones hidrográficas a la Comisión (Art. 15)

Diciembre de 2006

Implementación de las medidas de control y seguimiento (Art. 8)

Medidas nacionales de los estándares de calidad para las sustancias prioritarias (Art. 16)

Final de la consulta pública para el programa de trabajo (Art. 14)

Diciembre de 2007 Final de la consulta pública de problemas principales (Art. 14)

Diciembre de 2008 Final de la consulta pública del avance del Programa de Medidas (Art. 14)

Diciembre de 2009Publicación del Programa de Medidas (Art. 11)

Publicación del primer programa de gestión (Art.13)

Diciembre de 2010Implementación de un programa de incentivos mediante política de precios (Art. 9)

Implementación operativa del enfoque combinado (Art. 10)

Diciembre de 2011Implementación operativa del Programa de Medidas (Art. 9)

Implementación operativa del 2º programa de monitoreo del estado del agua (Art. 11.8)

Diciembre de 2013 Finalización de la segunda caracterización de demarcaciones hidrológicas (Art. 5)

Diciembre de 2015

Consecución del objetivo de buen estado del agua (Art. 4.1)

1ª revisión del Programa de Medidas (Art. 11)

Publicación del 2º plan de gestión (Art. 13)

Diciembre de 2018 Implementación operativa del 3er programa de caracterización (Art. 5)

Diciembre de 2019 Finalización del 3er programa de caracterización (Art. 5)

Diciembre de 2021

Fin de prórroga para alcanzar el objetivo de buen estado (Art. 4.4)

2ª revisión del Programa de Medidas (Art. 11)

Publicación del 3er plan de gestión (Art. 13)

Diciembre de 2027 Fin de la última prórroga para alcanzar objetivos ambientales (Art. 4.2)

Fuente: Berbel y Gutiérrez (2004b).

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la transposición de la Directiva Marco de Agua al ordenamiento español

La transposición de la DMA al derecho español se efec-tuó por medio de la Ley 62/2003 de 30 de diciembre, de medidas fiscales, administrativas y de orden social, modificando el Texto Refundido de la Ley de Aguas (Real Decreto Legislativo 1/200122) en el que se encontra-ba el cuerpo legal fundamental sobre el que incide la DMA. La Ley 62/2003 es de carácter muy genérico y se eligió por la premura de cumplir los plazos exigidos por las autoridades europeas. Es por eso por lo que se recoge, exclusivamente, en esta ley aquello a lo que se consideró necesario atribuir rango de ley, dejando los demás aspectos para un desarrollo reglamentario posterior.

La transposición española se realiza incorporando al derecho español, de manera bastante literal, los con-ceptos nuevos que aparecen en la Directiva23. En este sentido, requieren una especial atención las definiciones de demarcación hidrográfica, Comité de Autoridades Competentes y Consejo del Agua de la Demarcación. Se define la demarcación hidrográfica como «la zona marina y terrestre compuesta por una o varias cuencas hidrográficas vecinas, más las aguas subterráneas y

22 Real Decreto Legislativo 1/2001, de 20 de julio, por el que se aprueba el Texto Refundido de la Ley de Aguas. BOE 24.07.2001. Es una refundición de dos textos legales básicos, además de otros complementarios: la Ley de Aguas 29/1985, de 2 de agosto; y la Ley 46/1999, de 13 de diciembre, de modificación de la Ley de Aguas 29/1985.

23 La modificación del texto legal para la transposición de la DMA a la legislación española puede consultarse en <http://hispagua.cedex.es/documentacion/especiales/dma/ordena-miento.htm>.

costeras asociadas». Por su parte, el Comité de Auto-ridades Competentes, aparece como una nueva figura administrativa que se superpone a las ya existentes, y cuya función es la de coordinar y fomentar la coope-ración entre administraciones, impulsar la adopción de medidas y proporcionar información a la Unión Europea. El Consejo del Agua de la Demarcaciones sustituye al Consejo de Cuenca y sus funciones son las de promo-ver la información, consulta y participación pública en el proceso planificador, elevar al Gobierno el plan hidro-lógico de cuenca e informar de cuestiones de interés general para las demarcaciones.

Para una lectura más detallada acerca de estas nuevas figuras, así como en general sobre la transposición de la Directiva Marco de Aguas a la legislación española, recomendamos a Piñero Campos (2004).

3.2. El análisis económico en la Directiva Marco del Agua

Uno de los aspectos más novedosos e interesantes de la DMA es el alto grado de implicación que se concede a la economía en su implementación. Los instrumentos y principios económicos se integran en el proceso de política de agua como herramientas para la toma de decisiones, respondiendo a la necesidad de una regula-ción integrada para alcanzar una gestión sostenible de los recursos hídricos. El uso de términos económicos en el ámbito del agua en Europa ha ido aumentando en los últimos años, y principios económicos tales como «quien contamina paga» se han convertido en aplicacio-nes extensivas a la gestión del agua. Sin embargo, el

http://hispagua.cedex.es/documentacion/especiales/dma/ordenamiento.htm



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modo en que los instrumentos económicos se han ido introduciendo tradicionalmente en la gestión del agua ha respondido principalmente a un enfoque de tipo fi-nanciero. No es hasta el principio de los años noventa, en paralelo al proceso de negociación para la promulga-ción de la Directiva Marco del Agua, cuando empieza a prestarse atención al valor económico del agua.

Se insiste, desde la literatura experta, sobre que esta importancia de los aspectos económicos no debe ser interpretada como una primacía de un enfoque econo-micista para la gestión hídrica. Todo lo contrario, en el contexto de la DMA, la economía es una herramienta subordinada a la consecución del objetivo ecológico, Ferrer y La Roca (2006) y Gómez (2006).

En términos generales, el rol del análisis económico en el proceso de implementación de la DMA es el de pro-veedor de información y soporte del proceso participa-tivo de toma de decisiones. El análisis económico debe servir además para apoyar la gestión sostenible del recurso con criterios de minimización del coste econó-mico, ayudando a comprender los fenómenos económi-cos que ocurren a escala de cuenca, tanto en relación a las presiones de los distintos usuarios sobre el recurso, como en lo relativo al establecimiento de los objetivos y medidas de gestión (Comisión Europea, 2003).

En cuanto a su intervención concreta en el proceso de implementación de la DMA, el análisis económico puede situarse en dos momentos correspondientes a su vez a fases de implementación:

Primera fase. Caracterización económica de los usos del agua y construcción del escenario de tendencias (2015), en la que a su vez distinguimos: a) análisis

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económico de los usos del agua (artículo 5 y anexo III); b) estudio de recuperación de costes de los ser-vicios del agua (artículo 9 y anexo III); c) identifica-ción de las masas de agua, altamente modificadas, a través de una evaluación de impacto ambiental que incluye el análisis económico (artículo 4).Segunda fase. Programa de Medidas para 2008: establecimiento del Programa de Medidas en el año 2008 para alcanzar los objetivos de la DMA (artículo 11 y anexo III), incluyendo: a) evaluación del rol po-tencial de la taxación en la recuperación de costes (artículos 9 y 11); y b) evaluación de la necesidad de derogar objetivos debido a costes excesivos (ar-tículo 4).

En la tabla 4 puede observarse un elenco más detallado de la intervención económica en la implementación de la DMA, junto con sus referencias al articulado de la misma.

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Tabla 4. Elementos económicos presentes en la DMA

Referencias Resumen de contenidos

Preámbulos 11, 12, 31, 38 y 43

Quien contamina paga

Justificación de objetivos menores en función de criterios económicos

Análisis económico de los usos del agua

Uso de instrumentos económicos como parte de los programas de medidas

Aplicación del principio de recuperación de costes de los servicios del agua

Identificación de la mejor combinación coste-eficacia de las medidas

Artículo 2 Definición de los servicios del agua y del uso del agua

Artículo 4: objetivos ambientales

Requerimiento de justificación económica para la designación de masas de agua altamente modificadas

Posible justificación de la derogación de medidas en función de costes desproporcionados

Artículo 5 y Anexo III: Caracterización eco-nómica

Como parte de la caracterización de las demarcaciones, es necesario el análisis económico de los usos del agua

Artículo 6 y Anexo IV: áreas protegidas Designación de áreas para la protección de especies acuáticas económicamente significativas

Artículo 9: Recuperación de costes de los servicios del agua

Recuperación de costes de los servicios del agua siguiendo el principio de quien contamina paga. Los estados miembros deben garantizar políticas de precios del agua

para incentivar el uso eficiente del agua

Artículo 11 y Anexo IV: Programa de Medidas Establecimiento de un Programa de Medidas en relación al análisis en aplicación del artículo 5 y anexo III; incluyendo las medidas relativas a la recuperación de costes

Artículo 13 y Anexo VII: Planes de gestión Los planes de gestión deben contener un resumen de los usos económicos del agua del modo requerido por el artículo 5 y el anexo III

Artículo 16: Sustancias prioritarias Uso de criterios de coste-eficacia para identificar las mejores medidas de control de procesos y productos relativos a las sustancias prioritarias

Artículo 23: Sanciones Las sanciones tomarán en cuenta criterios económicos, ya que éstas deben ser efectivas, proporcionadas y disuasorias

Fuente: Guía WATECO (Comisión Europea, 2003).

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Tan relevantes son los aspectos económicos en la DMA que en 2002 se creó el Grupo de Trabajo formado por expertos y denominado WATECO cuyo objetivo era la creación de un documento guía, no legalmente vinculan-te y de carácter práctico para ayudar a la implementa-ción de los aspectos económicos de la Directiva (Comi-sión Europea, 2003); con particular énfasis en el primer estadio de aplicación: la caracterización económica de las demarcaciones hidrográficas para el año 2004.

A continuación repasamos brevemente los aspectos económicos incluidos dentro de la directiva que nos parecen de especial relevancia, siguiendo la línea de interpretación recogida por el documento WATECO.

3.2.1. Caracterización económica de los usos del agua

La Directiva hace la distinción entre usos y servicios del agua, quedando éstos últimos definidos como toda alteración en las características naturales básicas del agua disponible de forma natural, o del agua vertida después de los usos. Según las directrices de WATECO (Comisión Europea, 2003), las características suscep-tibles de ser alteradas por los servicios del agua son: distribución espacial, en referencia a redes de riego, abastecimiento y colección; tiempo de distribución (em-balses y reservas); altura del agua (presas e instalacio-nes hidroeléctricas); así como contaminación química y térmica del agua. De modo que los servicios del agua se definen como «todos aquellos servicios relacionados con la captación, almacenamiento, tratamiento y dis-tribución de aguas superficiales, o subterráneas para los hogares, las instituciones públicas y las actividades económicas; así como la recogida de aguas residua-

les y las infraestructuras de tratamiento y vertido a las aguas superficiales».

Mientras que la definición de servicios queda resuelta de manera bastante precisa en la Directiva, del modo en que hemos señalado, no ocurre lo mismo con la de-finición del los usos. El artículo 2 de la DMA define los usos como los servicios del agua junto con cualquier otra actividad que tenga un impacto significativo sobre el estado del agua y, por tanto, supongan un riesgo para el buen estado ecológico del agua. De este modo, los servicios constituyen una parte de los usos, que-dando fuera de éstos las actividades que no causan im-pacto significativo. Si bien, conviene señalar que esta definición cubre la mayor parte de las actividades huma-nas, como la agricultura, el abastecimiento doméstico, la industria, la navegación y la producción de energía; quedando excluidas sólo actividades como la pesca y el recreo.

La caracterización económica de los usos, prescrita por el artículo 5 y anexo III de la Directiva, consiste en la evaluación de la importancia de los distintos usos del agua, esto es:

Identificación de las presiones de la actividad huma-na sobre las masas de agua. Identificación de los usos del agua en las demarca-ciones hidrográficas. Identificación de los usos del agua y servicios por sector socioeconómico: agricultura, industria, uso doméstico, uso recreativo, generación de energía, etc.Además, identificación de áreas designadas para la protección de especies acuática de importancia económica.

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La caracterización económica de los usos del agua de la demarcación del Guadalquivir es utilizada en esta investigación como parte de la descripción del estudio de caso, que se presenta en el capítulo 5 de este documento.

3.2.2. Recuperación de costes de los servicios del agua

El artículo 9 de la DMA exige a los Estados Miembros te-ner en cuenta el principio de recuperación de los costes de los servicios del agua, prescribiendo la recuperación completa de los costes, lo que significa:

Costes de aprovisionamiento, que incluyen los cos-tes financieros relativos a la inversión, funcionamien-to, mantenimiento, mano de obra, costes adminis-trativos y otros costes directos de los servicios. Costes del recurso y costes ambientales.

Conviene señalar que la redacción de este artículo 9 parece haber sido uno de los aspectos más difíciles en la elaboración de la DMA, ya que en un principio se obligaba a los Estados Miembros a repercutir el coste total del agua a los usuarios. El acuerdo final fue mucho más ambiguo, estableciendo simplemente qué Estados Miembros deberían intentar recuperar todos los costes del servicio del agua, incluyendo los costes ambienta-les y del recurso, de acuerdo con el principio de quien contamina paga.

La estimación de los costes de aprovisionamiento es considerada como relativamente fácil, pero requiere una definición precisa de los parámetros relativos a la inversión (vida del proyecto, tasas de descuento y

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métodos de depreciación). El análisis sobre la recupe-ración de costes financieros de los servicios del agua para la demarcación hidrográfica del Guadalquivir fue elaborada en el año 2005 y puede consultarse en el informe sobre la implementación de los artículos 5 y 6 de la DMA al Guadalquivir (Confederación Hidrográfica del Guadalquivir, 2007).

Más problemática es la cuestión de los costes ambien-tales y del recurso. Por una parte, no existen directrices metodológicas relativas a su evaluación práctica y a su inclusión dentro del conjunto del análisis. Por otra parte, la propia definición de costes y beneficios ambientales y del recurso sigue generado reflexión en el ámbito cientí-fico. Existe una falta de definición y de directrices para su estimación práctica, lo cual constituye el objeto de esta investigación.

3.2.3. Análisis de coste-eficacia para la elaboración de Programas de Medidas

El artículo 11 de la DMA establece que los Estados Miembros deben velar por que se establezca, para cada demarcación hidrográfica un Programa de Medidas, te-niendo en cuenta los resultados de los análisis exigi-dos, con arreglo al artículo 5, con el fin de alcanzar los objetivos establecidos en el artículo 4. Cada programa de medidas incluirá las medidas básicas y, cuando sea necesario, medidas complementarias.

Las medidas básicas son los requisitos mínimos que deberán cumplirse y consistirán en:

Medidas necesarias para cumplir la normativa co-munitaria sobre protección de las aguas.

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Las medidas que se consideren adecuadas para el cumplimiento de la Directiva, a efectos de recupe-ración de costes; consecución de los objetivos de buen estado ecológico de las aguas; protección de masas de agua susceptibles de captación de agua potable.Las medidas de control de la captación de aguas dulces superficiales y subterráneas, y de embalse de aguas dulces superficiales, con la inclusión de un registro de las captaciones de agua y un requi-sito de autorización previa para la captación y el embalse. Medidas de control de la recarga artificial o el au-mento de las masas de agua subterránea, respetán-dose los objetivos ambientales.Medidas relativas al establecimiento de requisitos para los vertidos de fuente puntual, contaminación difusa y otros efectos adversos significativos; y pro-hibición de vertidos directos de contaminantes en aguas subterráneas.Medidas para eliminar la contaminación de las aguas superficiales por las sustancias que figuran en la lista de sustancias prioritarias (artículo 16 de la DMA). Cualesquiera medidas necesarias para prevenir pér-didas significativas de contaminantes procedentes de instalaciones industriales y para prevenir, o redu-cir, los efectos de los contaminantes accidentales (e.g. inundaciones) mediante sistemas de detección o alerta.

Las medias complementarias son las aplicadas con ca-rácter adicional a las medidas básicas. El anexo VI de la DMA contiene una lista no exhaustiva, entre las que se recogen:

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Códigos de buenas prácticas. Nueva creación y restauración de humedales.Controles de extracción. Medidas de gestión de la demanda. Medidas de eficacia y reutilización. Plantas de desalinización. Alimentación artificial de acuíferos. Proyectos educativos, proyectos de I+D y de de-mostración.

Para la elaboración del Programa de Medidas, la guía WATECO prescribe en análisis coste-eficacia, que es una modalidad del análisis coste-beneficio24. Field y Field (2002) nos recuerdan que este tipo de análisis fue utiliza-do por primera vez a principios del siglo XX y fue preci-samente para la evaluación de proyectos hidrológicos en Estados Unidos. Sin embargo, su uso no empieza a sis-tematizarse hasta los años cincuenta. El objetivo de este análisis es, según Ceña Delgado y Romero (1982), el de canalizar los recursos hacia las actividades preferidas por la sociedad, es decir, hacia aquellos proyectos que maximicen el bienestar social, entendido éste como la agregación del bienestar individual. El principio sobre el que subyace el análisis coste-beneficio es el de compen-sación, introducido por Kaldor y Hicks como contribución al principio de optimalidad paretiana. Según este princi-

24 Hay bienes cuyos beneficios son difíciles de evaluar, ya que resulta imposible valorar la posibilidad de no disfrutar de ellos (e.g. ¿cuánto vale tener agua para beber?). En estos casos el análisis coste-beneficio se hace imposible, por lo que éste se convierte en un análisis coste-eficacia, en el que se compa-ran los costes de las distintas maneras de proveer el mismo resultado beneficioso (Layard y Glaister, 1994). En el contexto de la DMA, los objetivos vienen preestablecidos por la propia norma: la consecución del buen estado ecológico. Por lo tanto, tiene más sentido hablar de la eficacia de distintas medidas para conseguir dicho objetivo prefijado.

1.2.3.4.5.6.7.8.

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pio, una situación, A, será preferible a otra, B, cuando individuos que resultan beneficiados pueden compensar a los que resultan perjudicados con el cambio. Traduci-do en términos de costes y beneficios, una situación, A, será preferible a otra, B, si los beneficios monetarios de los que ganan superan a los costes de los que pierden y por tanto, éstos pueden ser, hipotéticamente, compen-sados, de modo que el cambio puede, potencialmente, desembocar en una ganancia neta que se conoce como beneficio social neto. Este criterio, en esencia, requiere que el cambio del bienestar de los individuos sea medido por lo que están dispuestos a pagar por los beneficios del proyecto, o por las cantidades que estarían dispues-tos a aceptar como compensación por los daños.

El análisis coste-beneficio se asocia generalmente con la evaluación de proyectos hidráulicos (Shabman y Ste-phenson, 2000) siendo efectivamente expresa su apli-cación en este contexto. Sin embargo, en esta trayecto-ria, el análisis coste-beneficio no tuvo generalmente en cuenta el valor de los servicios ambientales, o al menos no se incluyó, tradicionalmente, una medida monetaria de los beneficios generados por ellos, centrándose los análisis en bienes y servicios de mercado, e.g. genera-ción eléctrica, o navegación fluvial.

En el contexto de la DMA, la eficacia se define en rela-ción al alcance de un cambio deseable en el estado del agua, y se utiliza al existir ya un objetivo prefijado (el buen estado ecológico de las aguas) pero siendo aún necesario determinar cuál es el medio menos costoso para alcanzarlo.

En marzo de 2006, el Departamento de Medio Ambien-te, Alimentación y Desarrollo Rural del gobierno de Reino Unido encargó un informe (Trémolet Consulting, 2006)

en el que se analizaban las primeras aproximaciones realizadas por algunos de los países miembros, Rei-no Unido, Alemania, Holanda y, para ciertos aspectos, Francia, al análisis coste-eficacia. En este documento resumen, pueden identificarse una serie de pasos nece-sarios para el análisis, que comienzan con una fase de exploración de las medidas e instrumentos potenciales que deben ser sometidos a análisis según las necesida-des locales. Como siguiente paso, se hace necesario definir los criterios de eficacia, es decir, cómo se define la eficacia cuando múltiples estándares son relevantes, ya que el buen estado ecológico se define en función de varios parámetros. Esta definición de eficacia no es fácil, ya que el propio objetivo de buen estado ecológico no ha sido, de momento, definido en términos prácti-cos. En cuanto al proceso de estimación de costes, el documento WATECO propone, de forma relativamente detallada, la metodología para la estimación de los cos-tes de las medidas.

3.2.4. Derogación de objetivos en función de la desproporcionalidad de los costes

El artículo 4 de la DMA, en el que se fijan los objeti-vos ambientales de la norma, permite la derogación de dichos objetivos cuando éstos no pueden conseguirse por motivos de viabilidad técnica o costes despropor-cionados. Las excepciones posibles en los objetivos de la DMA pueden considerarse de dos tipos distintos: que los costes sean desproporcionados respecto a la capa-cidad financiera para asumirlos; o que los costes del plan sean desproporcionados respecto a las ventajas que supone la mejora en la calidad ambiental. En ambos casos, corresponde a los Estados Miembros determinar y probar la desproporcionalidad de los costes.

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En el primer caso, se trata es de un problema de ca-pacidad financiera, que depende del modo en que re-percutan los costes del Plan de Cuenca sobre los usos del agua. Entendemos, como Gómez (2006), que la capacidad financiera insuficiente no es un argumento para rebajar los objetivos ambientales, sino solamente para justificar el aplazamiento de la consecución de los mismos. Los Estados Miembros podrán adoptar una opción discriminante por sectores, teniendo en cuenta la capacidad de pago de los distintos sectores afectados por las medidas (Postle et al., 2004). No obstante, apunta Gómez, si se juzga que la capacidad financiera de todos o de algunos usuarios es limita-da, se puede optar por una estrategia financiera que traslade gradualmente los costes. Temporalmente los costes podrían ser asumidos por la administración y, en caso de dificultades presupuestarias, sería posible establecer un fondo diseñado al efecto, aplazando los pagos para facilitar la absorción gradual de los mis-mos25. En cualquier caso, y tratándose de un problema de capacidad de pago que, como indica la Directiva, sólo puede dar lugar a una moratoria en la ejecución del plan de cuenca, la solución debe buscarse median-te mecanismos financieros.

En el segundo caso, la desproporción es relativa a la bon-dad de las ventajas de los planes de cuenca, en relación con sus costes y puede conllevar a una posible rebaja de los objetivos del buen estado. El margen por el que los costes exceden a los beneficios debe ser evaluado como considerable y con un alto grado de confianza.

25 Según el propio Gómez (2006), existen alternativas finan-cieras similares que han funcionado en el pasado en otros sectores de la economía, como la financiación de la moratoria nuclear.

Mientras que en el caso anterior, los mecanismos finan-cieros pueden ser suficientes para la derogación tempo-ral de los mismos; en el caso de la rebaja de los objeti-vos será necesario realizar un análisis coste-beneficio en el que se incluyan los costes y beneficios sociales completos asociados a las medidas. En cualquier caso, se tratará de una decisión política en la que no siempre será obvio identificar la desproporcionalidad. El informe realizado por Postle et al. (2004) para la DEFRA de Rei-no Unido, resume una serie de reglas y/o criterios para la decisión, que deberían contribuir a reducir la parte de subjetividad inherente a esta decisión: establecimiento de umbrales en el ratio coste-beneficio, comparaciones entre sectores, medidas y cuencas en términos de cos-tes por unidad de eficiencia, aplicación del principio de quien contamina paga y consideración de los niveles de gastos en los que incurrieron, en el pasado, los distin-tos sectores y análisis de la distribución.

3.3. Beneficios y costes ambientales y del recurso en la DMA

3.3.1. Contextualización en el análisis económico de la Directiva

Dentro de los aspectos económicos de la DMA, tiene particular relevancia la inclusión de los beneficios y los costes ambientales y del recurso en la política hídrica. Los costes ambientales y del recurso son solicitados por la DMA de manera explícita en el artículo 9, cuando se prescribe la recuperación completa de los costes de

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los servicios del agua, entre los que se incluyen explíci-tamente los costes ambientales y del recurso:

Los Estados Miembros tendrán en cuenta el principio de recuperación de costes de los servicios del agua, inclu-yendo los costes ambientales y del recurso, consideran-do el análisis económico llevado a cabo de acuerdo con el anexo III, y particularmente de acuerdo con el principio de «quien contamina paga.

El rol de los beneficios ambientales es además fun-damental en la decisión de las posibles derogaciones de los objetivos (artículo 4), justificadas por criterios de desproporcionalidad de los costes en relación con los beneficios resultantes de la consecución de dichos objetivos. La consideración de los beneficios ambien-tales es, por tanto, crucial para el análisis de los su-puestos de desproporcionalidad que requieran una rebaja sobre los objetivos del buen estado ecológico: para poder saber si el coste de una medida es des-proporcionado, en relación a los beneficios que con ella se obtiene, habrá que calcular cuáles son estos beneficios.

Del mismo modo, los beneficios y costes ambientales y del recurso deben tenerse en cuenta en el análisis coste-eficacia para la elaboración del Programa de Me-didas prescriptivo (artículo 11); de modo que los costes de las medidas puedan compararse con los beneficios totales generados por las mismas. Si las medidas, que son seleccionadas para su implantación, resultan exi-tosas para la consecución del objetivo de buen estado ecológico, de todas las masas de agua, esto supondrá un mecanismo de internalización de los costes deriva-dos del daño ambiental y, como consecuencia, una más eficiente asignación del recurso.

En la guía WATECO se hace también referencia a la iden-tificación de externalidades, tanto positivas (beneficio) como negativas (coste), no del agua estrictamente pero sí ligadas a su estado o uso; por ejemplo, costes deri-vados del cambio climático por aumento del consumo energético debido las medidas de extracción del agua. Recuerda el informe sobre análisis coste-beneficio, reali-zado para la DEFRA (Postle et al., 2004), que habrá que tener cuidado de no imputar dos veces estos costes si ya están internalizados por otras políticas; por ejemplo, en el caso de los lodos de depuración de aguas residua-les que estén internalizados mediante impuestos sobre el tratamiento de vertidos. Según el mismo informe, al-gunos de los impactos que probablemente no queden internalizados por otros medios pueden ser los impac-tos sobre el hábitat y el paisaje.

3.3.2. Definición y oscuridad conceptual

La introducción de los beneficios y costes ambientales y del recurso en la DMA supone la primera inclusión de estos conceptos en la legislación ambiental europea. Sin embargo, su definición no ha sido todavía suficien-temente clarificada, ni desde el ámbito institucional, ni desde el ámbito científico, lo cual, obviamente, dificulta su estimación. Según recuerdan Ferrer y la Roca (2006), ya en el año 2000 Aguilera advertía de los problemas derivados de la imprecisa noción de recuperación de costes en el texto de la Directiva.

La Guía WATECO (Comisión Europea, 2003) define los costes ambientales (entendidos como beneficios perdi-dos), como los costes derivados del daño que los usos del agua imponen sobre el ambiente, los ecosistemas y sus usuarios, e.g. el coste asociado a la disminución de

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la calidad ecológica por contaminación de un ecosiste-ma acuático, o la degradación de suelo por salinización. En las reflexiones posteriores, que se llevaron a cabo en el seno de la Estrategia conjunta de implementación de la DMA (hojas informativas del grupo de trabajo ECO2), los costes ambientales fueron definidos como el valor económico del daño ambiental, originado por la degra-dación y agotamiento (depleción) del recurso, como con-secuencia de su uso (e.g. extracción de agua o emisión de contaminantes). Entendemos que en ambos casos la noción de beneficio corresponde al bienestar, asociado a la no existencia de dichos estados degradados.

Por su parte, WATECO define el coste del recurso como el coste de oportunidad de utilizar el recurso escaso del agua para un determinado uso, más allá de la capa-cidad natural de recarga o recuperación (e.g. sobreex-plotación de un acuífero). La definición proporcionada por ECO2 de los costes del recurso puso, sin embargo, el énfasis en la diferencia entre el valor económico del uso del agua, entendido como los beneficios netos del uso actual o futuro del agua, y el valor económico de la mejor alternativa de uso del agua, en el presente o en el futuro. De este modo, los costes del recurso surgen si la alternativa de uso del agua genera mayor valor económico que el uso actual o previsto, i.e. si la di-ferencia entre ambos beneficios resulta negativa, pero no se restringe al caso de degradación o depleción del recurso. Es decir, los costes del recurso derivan de una situación de asignación ineficiente de los recursos y/o una situación de contaminación, por encima de la idea de sobreexplotación del recurso que señalaba WATE-CO. En términos de valoración ambiental, los costes del recurso harían referencia a valores ambientales en aquellos casos en los que una masa de agua estuviera dedicada a un determinado uso económico, siendo este

el uso al que el público general concede mayor valor con respecto a la conservación de dicha masa de agua (Görlach y Interwies, 2006).

En cualquier caso, la diferencia que entre coste, benefi-cio ambiental y del recurso hacen tanto WATECO como ECO2 parece estar basada en la noción de coste de oportunidad, asociado a la existencia de una asignación alternativa. Sin embargo, convendría ser prudente a la hora de asumir esta distinción, ya que en la noción de coste total va incluida la noción de coste de oportuni-dad, de modo que el coste ambiental (derivado de un daño ambiental) también llevará asociado un determina-do coste de oportunidad; por ejemplo, si el agua tiene mala calidad, como consecuencia de la contaminación, no podrá utilizarse para un determinado uso, generán-dose un coste de oportunidad. De un modo similar, pue-de generarse un coste de oportunidad al utilizar el agua para un determinado uso productivo cuando la sociedad atribuye más valor al mantenimiento del buen estado de las aguas incompatible con ese uso, de forma que el beneficio ambiental derivado de este buen estado de las aguas equivaldría al coste de oportunidad asociado al uso alternativo.

Una interpretación alternativa de la distinción entre am-bos conceptos podría situarse en las condiciones eco-nómicas de uso, es decir, en su asignación (Brouwer, 2006). En esta línea, los costes del recurso surgirían como consecuencia de la competencia entre los usos (humanos entre sí y en relación con el medio ambiente), como resultado de su limitada disponibilidad en térmi-nos cuantitativos. El beneficio del recurso será, pues, el beneficio derivado de la mejor alternativa de uso (inclui-do el no-uso para el mantenimiento de niveles de agua favorable al buen funcionamiento del ecosistema) en si-

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tuaciones de escasez. Mientras que los costes ambien-tales se referirían al daño ambiental (sobre el ambiente) relacionado con el estado ecológico de la masa de agua o de la demarcación, como resultado de los niveles de calidad del agua. De este modo, los beneficios y costes del recurso recogerían la dimensión cuantitativa del pro-blema y los beneficios y costes ambientales; y también la dimensión cualitativa, si bien no de manera neta ni esencial, ya que existe una estrecha relación entre can-tidad (disponibilidad) del agua y su calidad.

En conclusión, la definición de los beneficios, costes ambientales y del recurso, así como la distinción entre ambos conceptos, no está totalmente consensuada, ni queda clara en el texto de la Directiva, ni en la literatura científica revisada por Schaafsma y Brouwer (2006). Es más, para Ferrer y la Roca (2006) la interpretación de los costes ambientales, y del recurso como categorías sepa-rables, está en el origen de la confusión conceptual.

3.4. Experiencia europea en la estimación de los beneficios y costes ambientales y del recurso

Quizás en parte a causa de la oscuridad conceptual an-tes mencionada, y en general como consecuencia de la gran cantidad de información que ha sido necesario movilizar en las primeras fases de implementación de la DMA en las que la estimación de los beneficios, costes ambientales y del recurso no ha sido considerada tan urgente, lo cierto es que hasta el momento los Estados Miembros no han realizado avances significativos en la estimación de los beneficios, costes ambientales y del

recurso. La encuesta realizada por el World Wide Fund for Nature and European Bureau (2006), pone de mani-fiesto la poca atención que se ha prestado en la primera fase de implementación de la Directiva a estos aspec-tos del análisis económico de la DMA, limitándose, en la mayor parte de los casos, a una mera descripción de los impuestos ambientales existentes.

Si bien, existen algunos antecedentes y estudios rela-cionados; Strosser (2006) recoge ejemplos de estudios y actividades relativas a la evaluación de los valores am-bientales del agua llevados a cabo en el contexto de aplicación de la DMA en distintos países de la Unión Europea. La tabla 5 presenta los estudios recogidos por Strosser, a los que se han añadido algunos más.

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Tabla �. Estudios y actividades relativas a la evaluación de los valores del agua en aplicación de la DMA

País Aspectos evaluados Contexto / Referencias

Países Bálticos Continuidad del río, migración de peces y eutrofización Proyecto ENCOBALT (2007)

Francia Varios Escala de demarcación. Revisión de estudios existentes y desarrollo de guías para TB

Alemania

Hidromorfología, difusión de la contamina-ción en aguas superficiales, retención de

nutrientes, biodiversidad

Demarcaciones del Weser y Wera (escala Länder). Desarrollo de un manual práctico (Interwies et al., 2004)

Tasas y gastos ambientales Informe de recuperación de costes. Estudios de caso: sub-cuenca de Mittelrhein, sub-cuenca de Lippe y región de Leipzig

Rumanía Contaminación superficial Estudio piloto para la demarcación del Bistrita

Bélgica, Holanda y Francia Aguas superficiales y costeras Desarrollado en el contexto de la Comisión Internacional del Scheldt (en

proceso de publicación)

Holanda

Restauración ecológica, mejora de agua de baño, mejora de la calidad del agua Brouwer (2006)

Costes de las medidas de recuperación de la calidad del agua Informe de recuperación de costes, artículo 9 DMA. Brouwer, 2006)

Eslovenia Contaminación por nitratos y pesticidas en aguas subterráneas

Estudio piloto para la demarcación del Krka. Financiación por UE (BRID-GE)

España

Aguas superficiales Plan de cuenca del río Cidacos. Aplicación de la Guía de análisis económico de la DMA, Álvarez-Farizo y Hanley (2006) y Álvarez-Farizo et al. (2006)

Coste de oportunidad de mantenimiento de caudales mínimos y restricciones ambien-

tales

Desarrollo de herramientas para el análisis económico de sistemas de recursos hídricos en aplicación de la DMA (Andreu et al., 2006)

Suecia Continuidad, ecología, hidromorfolgía y energía hidráulica

Iniciativa de la Agencia Sueca de Protección del Medio Ambiente en el contexto de la identificación de masas de agua altamente modificadas.

Base de datos de valores e instrumentos de estudios existentes

Reino Unido

Beneficios totales por implementación de la DMA

DEFRA. Análisis coste-eficacia y desarrollo de metodologías para la evaluación de costes desproporcionados

Valor de la mejora de la calidad ecológica de los ríos Cuencas Motray y Brothock,Escocia. Hanley et al. (2006b)

Costes y beneficios de no-mercado para la agricultura por implementación de la DMA

Proyecto ChREAM. Área de estudio: cuenca del Humber, Reino Unido. Bateman et al. (2006)

Fuente: traducido y ampliado de Strosser (2006).

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El proyecto ENCOBALT (2007), iniciado en agosto de 2006, estaba destinado, no tanto a la estimación de los beneficios y costes ambientales en sí mismos, como a la capacitación de los Países Bálticos para su evaluación en el futuro próximo. Esta capacitación se relaciona funda-mentalmente con la práctica de métodos de valoración ambiental, que fueron probados en cuencas piloto, en es-trecha colaboración con los agentes responsables de la implementación de la DMA. El proyecto tenía además el objetivo de promover el interés de los agentes decisorios y grupos involucrados en la gestión de las demarcacio-nes hidrográficas, así como crear una red de expertos entre los tres Países Bálticos. Se desarrollaron tres estu-dios de caso: el río Valgejogi en Estonia; el lago Ludza en Letonia; y la Cuenca del Nevezeis en Lituania, analizando distintos aspectos relacionados con el estado ambiental de las aguas: continuidad del río, migración de peces y eutrofización. Los tres estudios de caso se basaron en la estimación de la disponibilidad a pagar mediante valora-ción contingente por mejoras en el estado del agua.

En el caso de Alemania, en el año 2006 fue elaborado un informe (Görlach y Interwies, 2006), en el que se re-conoce el escaso trabajo que se había realizado hasta el momento desde el ámbito institucional en relación a este asunto. Los autores llegan incluso a afirmar que en algunos de los estados federales alemanes, länder, existe la percepción de que los beneficios y costes am-bientales no son un asunto fundamental y que no juga-rán un rol decisivo en la recuperación de los costes de los servicios del agua o en el análisis coste eficacia de las medidas. El manual de la Agencia Federal de Medio Ambiente (Interwies et al., 2004) considera que los cos-tes ambientales, y del recurso del suministro del agua, en Alemania son bajos y que sólo pueden ser significati-vos (los del recurso) en aquellas zonas con escasez de

agua. De hecho, en los tres estudios pilotos elegidos para el análisis de la recuperación de costes (sub-cuen-ca de Mittelrhein, sub-cuenca de Lippe y la región de Lei-pzig), sólo se han considerado los costes ambientales y del recurso previamente internalizados, es decir, los costes que están cubiertos por las tasas e impuestos ambientales: costes de tratamiento de aguas residuales y algunos pagos para la compensación de la preserva-ción de la naturaleza y la pesca recreativa.

Brouwer (2006), repasa los estudios de valoración eco-nómica mediante preferencias expresadas de los cam-bios de la calidad del agua que se han llevado a cabo en los Países Bajos, fundamentalmente como parte del proceso de revisión de la Directiva de Aguas de Baño y la implementación de la Directiva Marco del Agua. Estos es-tudios incluyen la valoración de la restauración ecológica del lago Frisian, valoración de la mejora de la calidad del agua de baño y valoración de la limpieza de sedimentos contaminados y preservación de la biodiversidad. Uno de los trabajos mencionados por Brouwer, y realizado por él mismo, estaba destinado a determinar la disponibilidad a pagar de los holandeses (5.000 entrevistas fueron rea-lizadas aleatoriamente por todo el país) a mejorar de la calidad del agua, como una primera estimación de la des-proporcionalidad de costes en el contexto de la DMA.

También en los Países Bajos, pero en colaboración con Francia y Bélgica en el contexto de la Comisión Inter-nacional del Scheldt, se ha evaluado la mejora de la calidad de las aguas superficiales y costeras mediante el método de valoración contingente26.

26 En el momento de redacción de este documento, ambos trabajos mencionados para el caso holandés se encuentran en fase de publicación.

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En la propuesta, elaborada en 2004 por encargo de la DEFRA27 británica (Postle et al., 2004) para el análi-sis coste-eficacia y desarrollo de metodologías para la evaluación de costes desproporcionados, se sugiere, como primer paso, la evaluación de las medidas me-diante la valoración monetaria de los beneficios, tam-bién a través de mecanismos de transferencia de re-sultados. Por su parte, los investigadores Hanley et al. (2006b) utilizaron parámetros de tipo físico y ecológico (vida acuática, presencia de basuras y calidad de las riberas) para valorar los beneficios ambientales deriva-dos de la mejora del estado de las aguas. Además, muy recientemente se ha hecho público el informe sobre los beneficios derivados de la DMA, encargado también por la DEFRA, en el que se aplican métodos de preferencias expresadas, valoración contingente y experimentos de elección (Baker et al., 2007). Se entrevistaron 1.500 hogares en 50 localidades aleatoriamente distribuidas y estratificadas por tamaño de población y cuenca en Inglaterra y Gales en julio de 2007.

En el momento de la redacción de este libro está en marcha el proyecto ChREAM28, que analiza los costes y beneficios no de mercado en agricultura derivados de la implementación de la DMA en la cuenca del río Humber en Inglaterra (Bateman et al., 2006). El proyecto integra elementos hidrológicos, económicos, agronómicos y geográficos para analizar los efectos de la mejora de la calidad del agua impuesta por la Directiva sobre los ingresos de los agricultores. En cuanto al análisis eco-

27 DEFRA: Department of Enviroment, Food and Rural Affairs del Reino Unido.

28 The Catchment’s Hydrology, Resources, Economics and Management.

nómico, el proyecto se basará en el empleo de técnicas de preferencia expresada.

El Ministerio de Medio Ambiente de España se compro-metió, en el marco de la Estrategia Común de Aplicación de la Directiva Marco del Agua a realizar un estudio piloto en el río Cidacos, con el objetivo de probar, en un caso concreto, la metodología propuesta por WATECO e ilus-trar los diferentes elementos del análisis económico pro-puesto para la aplicación de la Directiva Marco del Agua, especialmente en el desarrollo del análisis coste-eficacia. Como resultado de ese compromiso se publicó en el año 2002 un informe sobre el análisis económico del plan de cuenca del río Cidacos (Ministerio de Medio Ambiente y Gobierno de Navarra, 2002). En dicho informe se hace, en primer lugar, un repaso cualitativo de los beneficios ambientales potenciales asociados a las medidas de me-jora de la calidad de las aguas: beneficios relacionados con las actividades recreativas, con las actividades pro-ductivas y finalmente relacionados con la conservación o restauración de los servicios asociados con el ecosiste-ma fluvial. Entre ellos se concede particular importancia al desarrollo de la actividad turística, y parece tomarse en menor consideración los valores de no-uso. En segun-do lugar, se lleva a cabo un experimento de elección para la valoración de los beneficios ambientales de la mejora de la calidad de las aguas en el río Cidacos. Los atribu-tos elegidos para la valoración se refieren a la mejora del hábitat (riqueza vegetal y animal), entorno del río (au-sencia de basuras, residuos y malos olores, abundancia de vegetación de ribera) y suministros (garantía de sumi-nistro urbano de buena calidad y garantía de suministro de agua de riego durante todo el año). La encuesta fue dirigida a distintos grupos de personas (representantes de entidades públicas, representantes de entidades pri-

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vadas relacionadas ambas, o no, con la agricultura29). Los resultados del trabajo muestran que sólo dos de los atributos (entorno del río y suministros), para uno solo de los grupos de encuestados (relacionados con el sector agrícola), es significativo30, pero las conclusiones son in-terpretadas, en general, como una muestra de apoyo a la puesta en marcha del Programa de Medidas de mejora del río Cidacos.

Los trabajos de Álvarez-Farizo y Hanley (2006) y Álvarez-Farizo et al. (2006) tienen su origen en el proceso de consulta y participación pública desarrollados durante la elaboración del mencionado plan de cuenca del Río Ci-dacos. Estas investigaciones tenían como principal ob-jetivo combinar otras técnicas, conocidas como citizien juries y market stall con experimentos de elección, para analizar cómo los cambios del contexto de decisión ge-neran diferencias en las estimaciones de bienestar. En relación con la valoración de las mejoras del agua, los autores encuentran valores significativamente distintos de cero para la mayoría de los atributos analizados.

Conviene señalar, además en España, los trabajos de modelización hidro-económica propuestos por Andreu et al. (2006), quienes integran recursos, infraestructuras y demandas a escala de cuenca o sistema de explotación mediante mecanismos de simulación y optimización para la estimación de los costes marginales de oportu-

29 No queda claro en el texto del documento si por «represen-tante de entidad» debe entenderse que el encuestado trabaja en una entidad del tipo especificado, o si responde en calidad de representante.

30 Los autores mencionan los valores, demasiado bajos, del rango de precios (atributo monetario) empleados en el experi-mento de elección como posible causa de la falta de significa-tividad de los atributos.

nidad asociados al mantenimiento de caudales mínimos y restricciones ambientales. En estos modelos, los au-tores incorporan funciones de valor económico del agua en los distintos usos, además de los costes variables de operación del sistema. Sin embargo, parece que las funciones de demanda, que expresan la relación entre la demanda de agua suministrada y su valor marginal, incluyen exclusivamente usos productivos del agua.

A todos los trabajos anteriormente citados hay que aña-dir los que están actualmente representados en el pro-yecto de investigación AquaMoney (Reino Unido, Norue-ga, España, Francia, Grecia, Hungría, Lituania, Bélgica, Italia, Dinamarca, Rumanía y Austria), que tiene como objetivo el desarrollo de guías prácticas para la valora-ción económica de los beneficios y costes ambientales en el contexto de la DMA. En el momento de redacción de este documento, los equipos de investigación de estos países se encuentran en su fase de diseño de los estudios del caso, que servirán de base a las guías prácticas. La investigación que se presenta aquí pue-de considerarse como el primer estudio de caso en el contexto del proyecto AquaMoney y que ha servido de piloto para los demás estudios actualmente en curso.

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3.�. Propuesta conceptual para la estimación de beneficios ambientales

Teniendo en cuenta la oscuridad conceptual que he-mos mencionado, y el escaso avance que se ha realizado hasta el momento en este ámbito, con-sideramos necesario establecer, desde el ámbito científico-académico, un modelo conceptual que sirva de base para la estimación de los beneficios ambientales en el contexto de implementación de la DMA, de modo que proporcione valores que pue-dan ser incorporados como inputs en los procesos decisorios de la política hídrica y que puedan ser comparados, e incluso transferidos, entre las dis-tintas cuencas.

El modelo que proponemos se basa en la valoración monetaria de la diferencia de bienestar entre el esta-do actual y el buen estado ecológico de las aguas. En este enfoque el beneficio ambiental queda defi-nido como el valor de mercado y no de mercado, ganancia de bienestar, de los bienes y servicios pro-porcionados por la demarcación hidrográfica, como consecuencia de la consecución del buen estado ecológico, es decir, por el valor económico total con-cedido por la sociedad a tal estado, incluidos los va-lores de uso y de no-uso. El coste ambiental, en este mismo sentido y siguiendo la filosofía de la interpre-tación económica de la DMA reflejada en WATECO, es el coste económico total, pérdida de bienestar, derivado del daño ambiental a un ecosistema acuá-tico, como resultado del estado físico y/o ecológico del sistema hídrico, es decir, el coste de oportunidad por la no consecución del buen estado ecológico.

Bajo esta concepción, nuestro objetivo se centra en la estimación de los beneficios no de mercado, para lo cual planteamos un modelo que tiene como eje central la utilidad que la provisión del bien ambiental tiene para el individuo. Se trata, pues, de un modelo de carácter antropocéntrico, con bases en el paradigma de la eco-nomía neoclásica, en el que el valor que nos interesa, desde un punto de vista económico, surge como re-sultado de la interacción entre un sujeto y un objeto (bien ambiental) como expresión de las preferencias individuales orientadas a la maximización de la utilidad. Este enfoque antropocéntrico adquiere una dimensión social cuando, también en coherencia con el paradigma neoclásico, se asume que el bienestar social es resulta-do de la suma del bienestar individual de los miembros de la sociedad.

El modelo que proponemos es además un modelo de «beneficios», frente a un modelo de «costes», en el que el valor del bien ambiental que origina la utilidad indi-vidual que mencionábamos antes, se estima mediante la medida del bienestar generado por la provisión del bien, y no como plantean los enfoques reduccionistas de costes, en los que el valor del bien ambiental se calcula mediante el coste de las medidas de reparación y mitigación del daño ambiental.

Dentro de este enfoque de beneficios, uno de los ele-mentos fundamentales es el relativo a la sensibilidad a la magnitud del cambio, en la provisión del bien ambien-tal. La teoría económica nos dice que a mayor nivel de provisión del bien, es esperable que aumente la can-tidad que los individuos están dispuestos a pagar por el mismo; i.e. mejoras ambientales de mayor magnitud deberían tener asociados mayores niveles de disponibi-lidad a pagar. Es lo que se conoce como sensibilidad al

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alcance, sensitivity to scope. Son numerosos los traba-jos publicados que estudian el análisis de la sensibilidad en la valoración ambiental, gran parte de los cuales se ha centrado en los valores de existencia, e.g. Carson (1997), Rollins y Lyke (1998), Smith y Osborne (1996), Boyle et al. (1994). En el ámbito de la aplicación de la valoración económica a la política pública, esta capaci-dad de detectar la existencia de sensibilidad al alcance de la provisión del bien ambiental es particularmente relevante, ya que pone de manifiesto la existencia de distintos niveles de bienestar asociados a distintas po-líticas o grados de intervención. Es por tanto necesario asegurase de que los mecanismos de valoración que se emplean sean capaces de detectarla.

Por otra parte, entendemos que el cambio de estado del agua no puede ser desvinculado del territorio, y la escala en la que se produce, y consideramos que esta vinculación debe ser esencial en el diseño de los mecanismos de valoración, ya que juega un papel fun-damental en la definición de la jurisdicción económica (determinada por los beneficiarios de la mejora) y en el proceso de agregación de los beneficios.

En la figura 1 se ilustra este modelo. A continuación pasamos a discutir cómo se justifica el mismo en el contexto de la gestión hídrica, en general, y en el marco de la DMA en particular.

3.�.1. Un modelo antropocéntrico-social: la utilidad individual como base de la valoración

Los sistemas acuáticos ofrecen una amplia variedad de bienes y servicios que aportan valor a la sociedad tanto de forma directa: riego, recreación, procesos industriales, energía, etc.; como de forma indirecta: control de inundaciones, regulación de la temperatura, circulación/retención de nutrientes, mantenimiento de la biodiversidad, etc.; ligada (o no) a su uso. Las carac-terísticas, estructura y procesos de los sistemas acuá-ticos contribuyen pues al bienestar humano. El modelo conceptual que proponemos para la estimación de los beneficios ambientales es un modelo basado en el be-neficio ambiental como beneficio para el ser humano. Este enfoque se basa en la idea de que el valor surge de la interacción entre un sujeto y un objeto (bien ambien-tal), como expresión de las preferencias individuales, asumiendo que estas preferencias son el reflejo de la maximización de la utilidad que mueve al individuo, y que los cambios en la provisión del bien impactan en el bienestar individual. Esta noción de bienestar indivi-dual está en el núcleo de la teoría económica neoclási-ca. Esta visión antropocéntrica se convierte en social cuando se asume que el conjunto de las preferencias individuales determina el valor que el conjunto de la so-ciedad concede al bien ambiental, de acuerdo también con el paradigma neoclásico. De este modo, los costes ambientales sólo se generan cuando un daño específico en una masa de agua deriva en una pérdida de bienes-tar para las personas, y la mejora ambiental sólo tiene sentido económico cuando supone una mejora de este bienestar.

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CALIDAD AGUA

Status quo - Buen estado

Localización y escala

Magnitud de la mejora

Individuo y utilidadCaracterísticas socio-económicas

Discurso hídrico

DAP

Beneficio social

Sociedad

Figura 1. Modelo conceptual para la estimación de beneficios ambientales del agua

Fuente: elaboración propia.

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Este enfoque encontrará detractores entre los seguido-res de una visión más ecocéntrica de la preocupación ambiental. La llamada economía ecológica considera que el sistema económico forma parte de otro sistema mayor, la biosfera, y utiliza mecanismos e instrumentos de contabilidad generalmente expresados en términos físicos, como los balances de masa y energía, para refle-jar elementos económicos. En relación a la concepción de valor ambiental, la economía ecológica pone el énfa-sis en la distinción entre el valor instrumental, expresa-do a través de los valores humanos, y un valor intrínse-co, no relacionado con las preferencias humanas. Para una mayor profundización sobre la economía ecológica recomendamos la lectura de Costanza (1989) y más recientemente, Martínez Alier y Roca Jusmet (2000).

Se podría argumentar que la protección de la natura-leza y la gestión sostenible de los recursos deberían responder a razones puramente éticas, de modo que su protección sería necesaria de manera esencial, sin necesidad de realizar una valoración. Sin embargo, y como recuerda el propio Costanza et al. (1997), la protección de los recursos naturales puede entrar en conflicto moral con otros elementos moralmente pro-tegidos, como por ejemplo, la propia vida humana. La pregunta «¿se debe impedir pescar a una persona cuya única posibilidad de alimentarse es la pesca, por prote-ger una determinada especie animal?» es una cuestión moral que no debe responderse desde la economía, sino desde la política. La economía debe estar al servi-cio del proceso decisorio, informándolo; tal es el rol que juegan los principios y herramientas económicos en la DMA. La pregunta adecuada sería pues: «¿qué modelo de gestión puede llevarnos a una situación en la que este dilema moral no exista o, al menos, pueda ser re-suelto de manera sostenible?».

Sin embargo, no debe entenderse que el enfoque an-tropocéntrico/social, propuesto en esta investigación, obvie la dimensión ecológica-ambiental, ya que ésta forma parte esencial del modelo, en el sentido de que éste tiene como objetivo último, en coherencia con la DMA, la consecución del buen estado ecológico. De este modo las necesidades sociales y ecológicas van indisolublemente aparejadas, contrariamente a como tradicionalmente se ha tratado la gestión ambiental dan-do lugar conflictos generados por la interacción de la complejidad ecológica y social (Wittmer et al., 2006). Como veremos, nuestro enfoque recoge, explícitamen-te, los valores de no-uso del agua. Además, y como señalan Pearce y Turner (1995), la consideración de los valores intrínsecos no relacionados con la preferencia humana, así como la distinción entre los valores intrínse-cos y los valores objeto-sujeto puede ser válida, pero no necesariamente de especial utilidad. Consideramos que esto es tanto más así cuando la estimación de los bene-ficios se hace, como es nuestro caso, al servicio de una política que prescribe la incorporación de los valores económicos en el proceso de toma de decisión. Desde el punto de vista económico, la valoración es necesaria-mente una valoración por parte del ser humano.

Como Azqueta y Delacámara (2006) señalan, la ges-tión del acceso a los recursos de la biosfera desde un punto de vista social es crucial, ya que se relaciona con la toma de decisiones sobre qué necesidades deben ser prioritariamente cubiertas. La cuestión estaría en la identificación de la combinación de usos, en com-petencia entre sí, que maximice el valor presente que la sociedad, en su conjunto asigna, a las necesidades que sus miembros verían satisfechas mediante dicha combinación de usos; teniendo en cuenta también a las generaciones futuras. En definitiva, son las necesidades

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de sus miembros (hombres y mujeres) las que deben orientar la decisión.

Otra cuestión es cómo medir el valor de esa deman-da. Para Azqueta y Delacámara, esta medida puede ser monetarizada cuando los recursos ambientales son percibidos como commodities, bienes y servicios destinados a satisfacer necesidades humanas debido a su valor instrumental, pero no cuando son percibidos como «herencia colectiva». Para los autores, el consu-mo de estos bienes así percibidos debe basarse en una reflexión colectiva y no simplemente en la disponibilidad a aceptar individual, que comentaremos más adelante. Entendemos que este argumento no invalida el enfoque antropocéntrico, en el sentido de preferencias huma-nas, si bien cuestiona la preferencia social como suma de las preferencias individuales. De este asunto hablare-mos más en profundidad en el capítulo de metodología, donde se discute la aplicabilidad de la valoración mo-netaria a la estimación de los valores ambientales y se justifica su aplicación en el contexto específico de esta investigación.

Entendemos que la percepción individual del bienestar derivado de la mejora del estado del agua estará deter-minada, por una parte, por las características socioeco-nómicas del individuo y, por otra parte, por las variables que influyen en la elaboración del «discurso hídrico» del individuo. Moyano et al. (2004) analizan el modo en que el debate hídrico se distribuye, y construye, en la opi-nión pública andaluza. El objetivo de los trabajos de Mo-yano es la identificación de la intensidad y la extensión del debate público en torno al agua, la determinación de las relaciones existentes entre cada una de las di-mensiones que lo conforman y la determinación de la estructura que articula el discurso hídrico. Según Moya-

no y sus colegas, el discurso hídrico viene determinado, entre otros, por el conocimiento de los individuos sobre los temas del agua y la percepción de la situación de los asuntos hídricos. Entendemos que este discurso hídrico determinará, por tanto, la valoración de los beneficios percibidos en la mejora de la calidad del agua.

3.�.2. Un modelo de beneficios: el valor como disponibilidad a pagar

En términos generales, los bienes y servicios ambien-tales pueden ser evaluados a través de la focalización en los beneficios aportados por los mismos, o bien a través de enfoques de costes. En el primer caso se tra-ta de la evaluación del valor económico total aportado por los bienes y servicios, ya sea de manera directa, a través de estudios primarios de preferencia revelada, o de preferencia expresada.

En el segundo caso, se trata de una aproximación al va-lor de los bienes ambientales a través del cálculo de los costes de las medidas de reparación, prevención o mi-tigación del daño ambiental, asumiéndose que el valor del bien ambiental será al menos el valor del coste de las medidas para su protección o reparación, de modo que los costes de reparación se utilizan como proxy del valor del bien. Esta fue la aproximación realizada en un primer momento en la aplicación del artículo 9 de la DMA relativo a la recuperación de costes en los Países Bajos y Alemania en 2004, Brouwer (2006) e Interwies et al. (2004), respectivamente. Y éste es también el enfoque con el que se define por parte del Instituto Na-cional de Estadística de España cuando, en su página web, especifica que como costes ambientales del agua se consideran los gastos, corrientes y de capital, reali-

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zados por las unidades económicas en actividades auxi-liares de tratamiento de aguas residuales31.

Sin embargo, esta aproximación de costes, que se hace en muchas ocasiones por ser relativamente más fácil, y para la que existe mayor cantidad de datos disponibles, no debe confundirse con el valor del bien en sí mismo. Como señalan Brouwer y Georgiou (2007), las medidas de reparación, mitigación y prevención derivan de la provisión del bien o servicio y no deben confundirse con la demanda, que es la que, de acuerdo con la teoría económica, determina el valor de un bien, como queda reflejado en la figura 2.

Figura 2. Curva de demanda

31 Esta cifra concierne a actividades productivas: agricultura, pesca, industrias, producción y distribución de energía, cons-trucción, captación, depuración, distribución, tratamiento del agua y servicios administrativos del agua, y los hogares como consumidores finales.

En el contexto concreto de implementación de la DMA, la utilización del enfoque de costes tiene importantes li-mitaciones. Por una parte, si se incluyen en ambos lados de una comparación coste-eficacia, se incurre en una importante inconsistencia, desde el punto de vista eco-nómico, ya que se estarían incluyendo en ambos lados de la ecuación. Por otra parte, y como se señala en las propias hojas informativas de la Estrategia Conjunta de Implementación de la DMA (ECO2), la asunción de que el coste del mantenimiento de un beneficio ambiental (coste de medidas preventivas y reparadoras) es una es-timación razonable de su valor, no es siempre correcta: la reparación no es siempre posible, de modo que en tales casos, se estaría produciendo una infravaloración del coste ambiental. Del mismo modo, las medidas de reparación no tienen por qué ser necesariamente efecti-vas desde un punto de vista de coste-eficacia, de modo que esos costes pueden suponer una sobreestimación del mismo.

Esta inadecuación del enfoque de costes también ocu-rre en el caso de la estimación de los costes despro-porcionados: la rebaja de los objetivos ecológicos, por motivos de desproporcionalidad, deberá estar apoyada por argumentos económicos que integren los costes y beneficios sociales totales relativos a la medida en cues-tión. Si el daño ambiental (no-consecución del objetivo ambiental) se equipara al coste de la medida misma, la comparación se hace incongruente.

El enfoque alternativo, el de los beneficios, mide el valor que la sociedad confiere a los recursos naturales, tales como el agua, y a los servicios por éstos ofrecidos, mediante la noción de disponibilidad a pagar (DAP) y a aceptar (DAA), que tienen su origen en el concepto de excedente del consumidor, introducido por Marshall a

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finales del siglo XIX. El excedente del consumidor se define como una medida del beneficio que reporta al consumidor la participación en una transacción, y que viene determinado por la diferencia entre la cantidad que estaría dispuesto a pagar, por una unidad adquirida de un bien, y el precio que efectivamente paga32 (área A en la figura 3). De este modo, los beneficios ambienta-les serán el valor concedido por la sociedad al buen es-tado ecológico de las aguas prescrito por la DMA, para cuya estimación proponemos las técnicas de valoración ambiental. Este enfoque se basa en que la mejora de la calidad ambiental del agua genera unos beneficios para el individuo. Entendemos además, que la magnitud del cambio en la provisión del bien ambiental determinará el nivel de utilidad que de ella se deriva. Es por ello, que en las estimaciones que se hagan será necesario desa-rrollar mecanismos de valoración que sean sensibles a diferentes incrementos de la calidad y capaces de detectar estos impactos diferenciales en el bienestar.

32 El excedente del consumidor, así definido y también conocido como marshalliano, no tiene en cuenta que el exceso de renta, que se deriva del hecho de que el precio de mercado sea menor de lo que él estaría dispuesto a pagar por un bien, no se traduce necesariamente en mayor consumo de ese mismo bien. El excedente puede dedicarse al consumo de otros bienes, por lo que para determinar con precisión la variación del bienestar, que experimenta un individuo como conse-cuencia de la variación del precio de un bien, es necesario sustraer el efecto renta de la variación del excedente que genera. El propio Hicks (1939) reconoce que si el efecto renta del cambio es pequeño, el excedente del consumidor es una buena aproximación de la variación compensatoria. Posterior-mente Willing en 1976, según nos recuerdan Romero (1994) y Sáenz de Miera (2002), demostró que cuando las variaciones en el excedente del consumidor son pequeñas, en relación con la renta del consumidor, o cuando la elasticidad renta de la demanda es pequeña, el excedente del consumidor es una medida adecuada de la variación del bienestar del consumidor producida por la variación del precio de un bien.

En el capítulo 4 de este documento se describen y dis-cuten con profundidad estos mecanismos de valoración ambiental, si bien conviene justificar aquí su adecuación a este contexto específico. La valoración económica de los recursos hídricos proporciona una perspectiva más equilibrada que la asignación y gestión de recursos, y ha servido, en muchos casos, como detonante para dar un giro a los debates sociales relativos a la utilización de los recurso (Loomis, 2000), ya que permite incluir los beneficios que la sociedad recibe por los usos no tradicionales del agua, dentro del análisis coste-eficacia y en la estimación de los costes totales, para una recu-peración y uso eficiente del recurso. Debe entenderse como un mecanismo para proporcionar conocimiento adicional que permita tomar decisiones en un contexto más adecuado, dando lugar a una contabilización más completa de los costes y beneficios asociados a la ex-plotación de los recursos naturales. La estimación del valor monetario de los bienes y servicios ambientales, asociados al agua, es un paso necesario para deter-minar el nivel de compensación que deben recibir los diferentes usuarios del agua por cualquier daño ocasio-nado por otro de los usos del agua, lo cual se traduce en una internalización de los costes ambientales y del recurso.

Las técnicas de valoración ambiental pueden ser por preferencias reveladas (búsqueda de bienes de merca-do que reflejen en su precio las ganancias y pérdidas de bienestar asociadas al bien ambiental que se pretende valorar) o por preferencias expresadas (construcción de mercados hipotéticos mediante los cuales estimar las preferencias individuales a través de encuestas). Los mecanismos de preferencias expresadas son los úni-cos que permiten estimar los valores de no-uso de los bienes ambientales, de modo que son los que conside-

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ramos apropiados para la estimación de los beneficios ambientales, asociados a la mejora del estado del agua, ya que como se ha explicado anteriormente, los valores de no-uso son componentes del valor económico total del agua.

La valoración económica por preferencias expresadas tiene, además, otra ventaja en el contexto de aplica-ción de la DMA que se relaciona con la vocación de participación pública de la norma europea. Uno de los principales mecanismos para abordar los conflictos ambientales, atendiendo a su complejidad social, es la participación pública. Por participación entendemos los foros de intercambio organizados con el propósito de facilitar la comunicación entre el gobierno, los ciudada-nos, los agentes implicados y los grupos de interés en relación con una decisión o problema específico (Witt-mer et al., 2006). En relación explícita con el agua, de la Declaración de Dublín emana la aceptación de que la implicación pública, en todos los niveles de la toma de decisiones relativa a la gestión del agua, es tanto un objetivo en sí mismo como un elemento esencial de la gestión (Green, 2003). Este mismo espíritu se encuen-tra en la redacción de la DMA, cuando en su artículo 14 prescribe la participación pública como un mecanismo dirigido a aumentar la transparencia y la legitimidad de la gestión del agua y ofrecer cauces de diálogo entre usuarios que faciliten la resolución de conflictos.

En el documento Guía sobre participación ública en rela-ción con la DMA (Comisión Europea, 2003), la participa-ción pública queda definida en un sentido amplio como la facilitación de la influencia del público en el proceso de implementación. Siguiendo la escala de participa-ción propuesta por Arnstein (1969) el documento guía distingue entre: a) provisión de información, b) consulta

y c) participación activa. Las encuestas, y por tanto las encuestas de valoración ambiental por preferencias ex-presadas, no se mencionan explícitamente en la lista de técnicas del documento guía, pero pueden asimilarse, o acercarse, a lo que dicho documento sí contempla: las entrevistas.

Consideramos que los métodos de preferencias expre-sadas, que como Loomis (2000) señala responden a planteamientos de participación pública, pueden con-tribuir a que el público sea consultado en relación al proceso de estimación de los beneficios, costes am-bientales y del recurso, en consonancia con la vocación de participación de la propia Directiva33.

3.�.3. Un modelo territorial: localización y escala

No sólo la magnitud de la mejora de la calidad ambiental influye en la utilidad derivada del mismo; también es im-portante el lugar dónde dicha mejora ocurre y la escala en la que se produce, en relación con el individuo. El agua se genera y fluye superficial o subterráneamente por un determinado territorio con el que interacciona. Moral Ituarte (1994) describe dos tipos de relaciones agua-territorio, normalmente conectadas y superpues-tas: las que se refieren al aprovechamiento del recurso y las que afectan a su generación, conservación y cir-

33 Las técnicas de valoración por preferencia expresada, además, pueden combinarse con mecanismos específicos de participación pública. Esta es precisamente la línea de investigación que exploran Álvarez Farizo et al. (Álvarez-Farizo et al. (2006) y Álvarez-Farizo y Hanley (2006), cuando combi-nan experimentos de elección con las técnicas market stall y citiziens juries.

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culación; de lo que se desprende que el recurso hídrico presenta una doble entidad: el agua propiamente dicha y el espacio que permanente o discontinuamente ocu-pa. Como consecuencia de lo anterior, los conflictos ge-nerados en torno al agua tienen una dimensión territo-rial ineludible, no son sólo intersectoriales sino también territoriales, tanto en lo referido a la cantidad como a las repercusiones sobre la calidad del agua y los cauces (contaminación en la parte alta de las cuencas frente a las consecuencias en las partes bajas, por ejemplo). Ya en 1994, Moral Ituarte daba por asumida, desde hace tiempo, la conciencia sobre la necesidad de un modelo de planificación hidrológica general como marco en el que resolver los conflictos por el agua, y aportaba como prueba de ello el debate sobre el reparto de competen-cias entre el Estado y las Comunidades Autónomas que, al margen del significado político, ponía de manifiesto la necesidad de que la planificación hidrológica respon-diera a un modelo de desarrollo territorial explícito y formulado a las distintas escalas pertinentes.

Este es el enfoque que inspira a la DMA, que establece la demarcación hidrográfica como la base esencial del modelo de la política hídrica, imponiendo un enfoque geográfico-físico (y por tanto territorial) para la defini-ción de los objetivos e instrumentos de gestión, aban-donando el enfoque de tipo administrativo de las fases previas de su redacción (González-Antón y Arias, 2001). De hecho, la primera tarea que la Directiva impone a los Estados Miembros es la identificación y designación de las demarcaciones hidrográficas (artículo 3), que define como la zona marina y terrestre compuesta por una o varias cuencas hidrográficas vecinas, más las aguas subterráneas y costeras asociadas; estableciendo una serie de elementos para la administración y planifica-ción de las mismas, incluida la creación de una agencia

o autoridad competente34. La DMA requiere que las de-marcaciones hidrográficas sean tratadas como un todo en el seno de los planes de gestión integrada (Hanley et al., 2006b).

Sin embargo, en España, los debates surgidos en torno al Plan Hidrológico Nacional35, propuesto en 2001, y más recientemente sobre el reparto de competencias de la gestión de las cuencas en la reforma estatuta-ria, así como la evidencia de una tendencia urbanística agresiva y en ocasiones fraudulenta, que ignora los cri-terios hídricos, ponen de manifiesto que la planificación hidrológica está pendiente aún de ser integrada como un instrumento al servicio de la política territorial.

Entre los contenidos hidrológicos que la ordenación te-rritorial debería incluir, a juicio de Moral Ituarte (2001), se encuentran la definición de objetivos de calidad en relación con los diferentes usos de cada zona, la defini-ción de zonas sensibles y los aspectos territoriales de la evaluación de los recursos. En relación con este último elemento, el autor hace referencia a las posibilidades

34 Para el caso español, esta primera imposición comunitaria ya estaba cubierta por la existencia de las Confederaciones Hidrográficas desde 1926. Como novedades incluidas por la Directiva, se puede citar al Comité de Autoridades Com-petentes, que aparece como una nueva figura administrativa que se superpone a las ya existentes y cuya función es la de coordinar y fomentar la cooperación entre administraciones, impulsar la adopción de medidas y proporcionar información a la Unión Europea. El Consejo del Agua de la Demarcaciones sustituye al Consejo de Cuenca y sus funciones son las de promover la información, consulta y participación pública en el proceso planificador, elevar al Gobierno el plan hidrológico de cuenca e informar de cuestiones de interés general para las demarcaciones (Piñero Campos, 2004).

35 Ley 10/2001 de 5 de julio, derogada por el Real Decreto Ley 2/2004 de 18 de junio.

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de regulación superficial y subterránea, pero entende-mos que los argumentos son también válidos para la evaluación de otros aspectos del agua. El autor estima que el debate sobre las obras de regulación es cada vez más un debate sobre la relación entre territorios, aparte de sus contenidos directamente ambientales y económicos. La idea que subyace a la propuesta que aquí planteamos es que esta relación entre territorios deberá ser tenida en cuenta, no sólo en las obras de re-gulación, sino en la consecución de los objetivos ecoló-gicos de la Directiva y por tanto, la dimensión territorial debe ser incluida en el análisis de la implementación de la norma, ya que la representación del capital natural en el espacio contribuye a proporcionar indicadores más ajustados de los efectos en el bienestar de cambios ambientales (Brody y Highfield, 2004).

Por todo ello, además de la magnitud de la mejora de la calidad ambiental, nuestro modelo incluye, de forma esencial, la dimensión territorial. De manera específica al asunto que nos ocupa, dos son las razones por las que consideramos que la investigación de los beneficios ambientales debería incluir la dimensión territorial: la desigual distribución de los beneficiarios de las mejoras inducidas por la implantación de la norma y las necesi-dades de transferencia de resultados. Por una parte, y como señalan Bateman et al. (2006), los efectos de la implementación de la DMA no serán geográficamente homogéneos y los beneficios derivados de la mejora de la calidad de las aguas variarán en el espacio, no sólo según la distribución y la respuesta física de las masas de agua, sino también en el sentido de la dis-tribución de los beneficiarios. Los análisis económicos que se derivarán de la implementación de la DMA reque-rirán la agregación de los beneficios individuales, para que puedan ser comparados con los costes totales de

las medidas o políticas de gestión. El modo en que se realice la agregación será absolutamente crucial y de-berá hacerse sobre la base de la llamada jurisdicción económica, es decir, aquélla que incluye a la población beneficiara de la medida, frente a la jurisdicción política o administrativa (Bateman et al., 2006). La manera de evitar los sesgos derivados del proceso de agregación pasa necesariamente por la identificación de funciones de valoración espacialmente sensibles.

Por otra parte, la inclusión de la dimensión espacial en la valoración de los beneficios ambientales derivados de la aplicación de la DMA tiene un aliciente adicional en la exploración de las posibilidades de transferencia de resultados, asunto sobre el que profundizaremos más adelante.

4. Metodología de valoración

ambiental

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4.1. La valoración ambiental y los mecanismos de monetarización de los valores ambientales

4.1.1. Preferencias individuales como expresión del valor y medidas de compensación

Romero (1994) define la valoración ambiental como “el conjunto de técnicas y métodos que tratan de medir, en términos monetarios, las expectativas de beneficios y costes (aumento

o disminución del bienestar) derivados del uso de un ac-tivo ambiental, de la realización de una mejora ambiental o de la generación de un daño”. La valoración ambien-tal sienta sus bases en la teoría económica neoclásica, que parte de la presunción esencial de que el individuo se mueve por fuerzas de maximización de la utilidad. Si ante una elección posible entre dos alternativas, A y B, un individuo elige la opción A, significa que la prefiere frente a la opción B, de modo que los individuos demues-tran (revelan), a través de su elección un determinado orden de preferencias que puede ser presentado como una función de utilidad. En el paradigma neoclásico, el bienestar individual determina el bienestar social.

Bajo estas premisas, la economía neoclásica busca comparar estados sociales, es decir, evaluar los bene-ficios/costes derivados de un cambio; en el contexto de la economía ambiental se tratará de los beneficios y costes derivados de un cambio en el estado ambien-tal. Intentando superar las limitaciones del Principio de Pareto36, la economía neoclásica se ha encargado de desarrollar mecanismos para poder realizar estas com-paraciones, basándose en los principios de compensa-ción propuestos por Hicks (1939) y Kaldor (1939). Una política o proyecto resultará aceptable, es decir, mejo-rará la eficiencia social, bajo el criterio Hicks-Kadlor, si el beneficio obtenido por los beneficiarios de la misma

36 Recordamos que el principio de optimalidad de Pareto considera que un cambio es socialmente aceptable si mejora el bienestar de todos los miembros de la sociedad o si, al menos, mejora la situación de alguno de ellos sin empeorar el bienestar de ninguno. Bockstael y McConnelike (2007) recuer-dan que, además de que en la vida real la gran parte de los cambios producen mejora del bienestar en algunos individuos y empeoramiento de otros, el principio de Pareto es esencial-mente dependiente del status quo y de la distribución de la dotación del bien (recurso) en la situación de partida. Es decir, si un determinado cambio supone un empeoramiento de un solo individuo con respecto al status quo, o situación inicial, entonces el cambio no debe producirse, según el principio de Pareto, desatendiendo a la posibilidad de que ésta no sea necesariamente justa o equitativa.

4. Metodología de valoración ambiental

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es suficiente para compensar la pérdida de bienestar de los perjudicados.

Hicks (1943) introdujo a mitad del siglo XX los concep-tos de variación compensatoria y variación equivalente, derivados del concepto de excedente del consumidor, que son determinantes en el desarrollo de la valoración ambiental. La variación compensatoria trata de deter-minar la cantidad máxima de dinero que el consumidor estaría dispuesto a pagar para asegurarse una determi-nada disminución en el precio de un bien. La variación equivalente corresponde a la mínima cantidad de dinero que el consumidor estaría dispuesto a aceptar a cambio de que el precio no bajara. En términos de valoración ambiental, la variación compensatoria implica medir el deseo de pagar para obtener una mejora ambiental, o evitar un daño ambiental; y la variación equivalente impli-ca medir el deseo de aceptar una determinada cantidad de dinero por tolerar una pérdida (daño ambiental) o re-nunciar a un beneficio (mejora ambiental), de modo que el bienestar se mantenga en los niveles previos al cam-bio. La variación compensatoria hace pues referencia a antes de que ocurra el cambio en la provisión del bien ambiental, y la variación equivalente hace referencia al ajuste del bienestar del individuo después del cambio. De estos conceptos se derivan los mecanismos de me-dición de las variaciones del bienestar de los consumi-dores, que se concretan en cuatro medidas posibles (Bateman y Turner, 1993):

Disponibilidad a pagar para asegurar una ganancia: variación compensatoria. Disponibilidad a aceptar la no-consecución de una mejora: variación equivalente.Disponibilidad a pagar para prevenir una pérdida: variación equivalente.

1.

2.

3.

Disponibilidad a aceptar una pérdida: variación com-pensatoria.

La elección entre una de estas medidas depende inter alia de la percepción de los derechos de propiedad so-bre el bien, Freeman (1979), Knetshc y Sinden (1984), Hanemann (1991) y Carson et al. (2001). La DAP ha sido la utilizada más frecuentemente en la literatura y ha sido la más respaldada por la comunidad científica, e.g. Cummings (1993), Arrow et al. (1993) y Carson (1998), entre otras razones porque la DAP está limitada por las restricciones presupuestarias de los encuestados, lo cual parece ofrecer resultados más fiables.

4.1.2. Mecanismos de monetarización de los bienes ambientales

Se han desarrollado diferentes métodos basados la mo-netarización de los activos ambientales que no tienen mercado. Muchos de ellos han resultado interesantes para la medición de los valores de uso, y se han basado en la búsqueda de bienes asociados al consumo del bien ambiental para los que sí existe un mercado, de modo que los individuos revelan el valor del bien am-biental mediante su comportamiento en relación con los bienes de mercado. Tal es el caso del método de los precios hedónicos, que consiste en la búsqueda de bie-nes de mercado que reflejen en su precio las ganancias y pérdidas de bienestar asociadas al bien ambiental que se pretende valorar. La base teórica del método de los precios hedónicos y mercados implícitos la proporciona Rosen (1974). Rosen define los precios hedónicos como los precios implícitos de los atributos, o características, de un bien y afirma que son revelados a través de la relación entre los precios observados de diferentes pro-

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ductos y las cantidades (magnitud) de dichos atributos que presentan esos productos. Un ejemplo, frecuente-mente repetido, para ilustrar el método de los precios hedónicos es la utilización del precio de las viviendas como indicador de las pérdidas de bienestar asociadas a efectos del ambiente, como puede ser el ruido ge-nerado, por ejemplo, por la proximidad un aeropuerto. Para ello es necesario establecer inicialmente la medida en que el valor del bien de mercado está determinado por el bien ambiental (en el ejemplo: el porcentaje del precio de la casa que depende de que ésta sea ruidosa o no), el cual se determina mediante un análisis esta-dístico de los precios de las casas situadas cerca y lejos del aeropuerto. Para que el método resulte útil es necesario que este porcentaje sea lo suficientemente significativo para servir de indicador y que la muestra sea muy amplia.

Otro de los métodos de preferencia revelada es el del coste de viaje, que ha sido muy utilizado en la valora-ción de los espacios naturales desde un punto de vista recreativo. Este método se basa en utilizar la informa-ción relativa al tiempo empleado en la visita del espa-cio natural, entendida en términos de coste de oportu-nidad, y de dinero gastado en ello, coste real, como medida del valor del mismo. Según recogen Ward y Beal (2000), este método tiene su origen en el traba-jo de Hotelling para el Servicio de Parques Naturales de Estados Unidos (Hotelling, 1947), con el que las autoridades responsables trataron de demostrar que los parques generaban beneficios por encima de los costes al contribuyente. Ward y Beal recogen una ex-haustiva recopilación de referencias relativas a la evo-lución y utilización del método desde entonces. En el ámbito nacional, recomendamos el trabajo de Arriaza et al. (2002).

Para una profundización en las técnicas de valoración ambiental mediante preferencias reveladas recomenda-mos la lectura de Bockstael y McConnelike (2007).

El enfoque alternativo al de las preferencias reveladas es el de las preferencias expresadas o declaradas. Es-tas técnicas se basan en la construcción de mercados hipotéticos, a los que se somete al individuo a través de una entrevista, interrogándole sobre su disponibilidad a pagar por el disfrute de un bien ambiental o por evitar y/o corregir un daño ambiental. En la descripción de es-tos mecanismos, que son los únicos que de momento permiten también la estimación de valores de no-uso y existencia, nos detendremos más adelante.

La elección del método de valoración más adecuado dependerá de la naturaleza del bien y los servicios ambientales a evaluar. Para un repaso de los distintos métodos de valoración ambiental y sus aplicaciones se recomienda la lectura de Freeman (2003). En nuestra investigación apostamos por los métodos de preferen-cias expresadas, ya que, como se ha visto en el capítulo 2, existe suficiente prueba en la literatura científica so-bre la existencia de beneficios de no-uso asociados a la mejora del estado del agua.

4.1.3. Cuestionamiento de la valoración monetaria

La valoración ambiental está sujeta a críticas muy impor-tantes. Shabman y Stephenson (2000) encuentran que las críticas a la valoración ambiental cuestionan alguna o ambas asunciones de la valoración ambiental: a) que la elección en mercados, reales o hipotéticos, pueda ser interpretada como reflejo de las preferencias o del

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valor y b) que estas interpretaciones deban ser directri-ces de los procesos de toma de decisión o gestión.

La valoración ambiental se basa en la asunción de que son las preferencias individuales las que marcan la elec-ción de los bienes y servicios en el mercado; de modo que el precio es un reflejo del valor monetario que el individuo confiere a ese determinado bien (ambiental). Shabman y Stephenson recogen los argumentos contra-rios a esta asunción, por los que abogan los ambienta-listas de libre mercado (escuela austriaca): las personas no llevan consigo su preferencia cuando realizan una elección en el mercado, sino que construyen (o toman conciencia) de su preferencia cuando el mercado les ofrece la posibilidad de elegir. De este modo, argumen-tan este grupo de economistas, el precio de mercado no puede ser utilizado para medir las preferencias pre-fijadas de los individuos, ya que éstas, junto con otros factores determinantes de los precios de mercados, son dinámicas (cambiantes). En una línea similar, Azque-ta y Delacámara (2006), apuntan a que en general, en la valoración ambiental, se ignora que la interacción con el medio tiene un impacto sobre las preferencias, y que la estructura de las preferencias no es necesariamente estática —los autores hacen referencia a la noción de preferencias «co-evolutivas»: los individuos adquieren gustos , accidental o intencionadamente, a través de nuevas experiencias (Mainwaring, 2001).

Otra debilidad argumentada por los críticos de la valo-ración ambiental, en relación a las preferencias como fuente del valor de los bienes ambientales, se relaciona con la existencia de preferencias lexicográficas: algunas personas construyen sus valores de forma jerárquica, de modo que en ocasiones pueden no estar dispuestas a intercambiar mejoras o empeoramiento del bien am-

biental a cambio de dinero (Rosenberger et al., 2003); esto conduce al problema de la inconmensurabilidad. Spash (2000) ofrece una evidencia empírica de la exis-tencia de estas preferencias lexicográficas en el ámbito de los bienes ambientales.

El segundo de los argumentos expuestos por Shab-man y Stephenson nos lleva a la consideración de las connotaciones morales relacionadas con la protección del medio ambiente. Shabman y Stephenson recogen las críticas de los economistas institucionales, quienes consideran que la valoración monetaria de los recursos naturales (particularmente en relación con los valores no de mercado) requiere de los entrevistados una elec-ción fuera del contexto moral/social en el que el cambio ambiental se produce, basada simplemente en su dispo-nibilidad a pagar.

Azqueta y Delacámara (2006) exponen sus argumen-tos sobre los problemas éticos que limitan (o deberían limitar) la aplicación de las técnicas, convencionales, de valoración ambiental. Los autores encuentran válida la aplicación de estos métodos cuando los recursos na-turales son empleados como commodities, es decir, como bienes destinados a la satisfacción de necesida-des y por tanto, por su valor instrumental. Sin embargo, cuando las sociedades evolucionan y las necesidades básicas quedan cubiertas, los bienes naturales dejan de ser considerados, por la sociedad, como commodities y pasan a constituir lo que denominan una «herencia co-lectiva». En tal caso, los autores rechazan la utilización de los métodos de valoración ambiental ya que la heren-cia colectiva tiene un valor superior al valor instrumental y encuentran que los mecanismos de monetarización no miden el valor del bien ambiental, sino el valor de las condiciones de acceso al mismo. Para la medida

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de estos valores superiores Azqueta y Delacámara en-cuentran que la lógica del mercado no es aplicable y sugieren la necesidad de un razonamiento colectivo. En este mismo sentido, Carpintero (1999) afirma que la economía ambiental se limita a la extensión de la racio-nalidad económica convencional, de origen neoclásico, a las relaciones economía-ambiente y que tiene dificulta-des para alcanzar la interdisciplinariedad necesaria. La llamada economía ecológica considera que el sistema económico forma parte de otro sistema mayor, la bio-sfera, y utiliza mecanismos e instrumentos de conta-bilidad, generalmente expresados en términos físicos, como los balances de masa y energía, para reflejar elementos económicos. Para una mayor profundización sobre la economía ecológica recomendamos la lectu-ra de Costanza (1989) y más recientemente, Martínez Alier y Roca Jusmet (2000).

Otra de las críticas a la valoración ambiental, desde un punto de vista conceptual, se relaciona con la cuestión de la equidad y en el concepto de democracia de mer-cado, por el que se supone que el sistema de mercado es democrático, es decir, el consumidor expresa sus preferencias adquiriendo unos productos en lugar de otros y lo hará con una mayor o menor intensidad (ma-yor cantidad del bien) en función de la fuerza de sus preferencias. Sin embargo, el juego de mercado no es completamente democrático, ya que tanto el sentido como la intensidad del voto (consumo del bien) vendrán determinados por el poder adquisitivo del consumidor. De este modo, las preferencias se distribuirán en fun-ción de cómo se distribuya la renta, planteándose pro-blemas de equidad; si se detecta una mayor preferencia en zonas donde se concentra mayor renta, puede in-terpretarse una mayor necesidad de protección de los bienes ambientales en estas zonas, desprotegiéndose

zonas más deprimidas (Kallas, 2006). Si bien, la econo-mía ambiental ha realizado avances significativos en la incorporación de la heterogeneidad de la demanda y en cómo esta se ve determinada por factores sociodemo-gráficos como la renta.

Shabman y Stephenson (2000) consideran que los de-fensores y los críticos de la valoración monetaria están reflejando un debate más general sobre el papel que la economía debe ocupar en la política pública. Los auto-res consideran que consecuentemente la discusión que hemos descrito pertenece a una discusión más amplia, que va más allá del ámbito de los recursos naturales, y que versa sobre el rol de la cuantificación y el análisis en la política pública. Es por ello que los autores consi-deran que esta confrontación no será resuelta; sin em-bargo, mientras tanto, es necesario tomar decisiones.

En resumen, las críticas y limitaciones a la valoración ambiental pueden considerarse de dos tipos: las que atacan su base teórica y cuestionan su utilidad; y las que pueden atribuirse a problemas de diseño (Carson et al., 2001). En relación a la primera de las cuestiones compartimos la postura expresada por aquéllos que como Pearce y Turner (1995), e incluso el propio Az-queta (1994), consideran que los mecanismos de valo-ración económica deben ser entendidos en su contexto específico, y no deben ser interpretados como meca-nismos que traten de asignar un precio a los bienes am-bientales, sino como indicadores del valor económico del mismo, que pueden ser útiles en términos compa-rativos, permitiendo confrontarlo con otros componen-tes del bienestar. Creemos que la valoración monetaria no es universalmente aplicable a cualquier contexto de gestión, y que muchas de las críticas que se han co-mentado (y que se comentarán a lo largo de este capí-

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tulo) son pertinentes, por lo que es necesario identificar aquellos contextos en los que su aplicación sea útil. La asignación de un valor monetario corresponde más a la necesidad de establecer indicadores al servicio de la toma de decisiones, que a la voluntad de jerarquizar la importancia de estos bienes intangibles. De hecho, la inestimabilidad del valor de una vida humana, no contra-dice la necesidad de establecer indicadores monetarios indemnizatorios en caso de accidente, si bien ninguna indemnización, por muy cuantiosa que sea, compensará el dolor de los afectados por la muerte de un ser queri-do. Recientemente, la propia Organización de las Nacio-nes Unidas reconoce que la valoración de los servicios de los ecosistemas es un prerrequisito necesario para la toma de decisiones en el ámbito de la protección y uso sostenible de los mismos (Naciones Unidas, 2006). Los estudios de valoración ambiental ponen de mani-fiesto la contribución de los ecosistemas a la actividad económica y permiten compararla con otras inversio-nes. Apostamos porque la estimación de los beneficios ambientales de la DMA es uno de esos contextos en los que la valoración monetaria sí tiene sentido y sí es aplicable, ya que entendemos que la propia Directiva re-quiere de la utilización de indicadores monetarios para utilizar en la elaboración del programa de medias, la recuperación de los costes totales del servicio del agua y la derogación de los objetivos por motivos de despro-porcionalidad de costes. Estos valores permitirán tener una perspectiva más equilibrada de la asignación de los recursos hídricos, y proporcionarán información adicio-nal al proceso de toma de decisiones, cuando estas decisiones están siendo tomadas de facto, en relación a criterios económicos.

En relación a los problemas de diseño, que iremos se-ñalando más específicamente en relación con las me-

todologías concretas que se exponen a continuación, en esta investigación se ha tratado de llevar a cabo un diseño cuidadoso en base a la experiencia acumulada en los años de aplicación de estas técnicas, que refleja la literatura y que detallamos en el capítulo 4.

4.2. El método de valoración contingente

El método de valoración contingente se basa en la esti-mación de la disponibilidad a pagar (o alternativamente la disponibilidad a aceptar) de los individuos por una de-terminada mejora de la calidad ambiental, mediante la asignación hipotética de un determinado precio a dicha mejora. De forma que la DAP refleja la cantidad de dine-ro que el individuo tendría que aportar para compensar, por el incremento de la utilidad que se supone le propor-ciona la mejora ambiental, del modo expresado en (5):

(5)

Donde DAPM es la disponibilidad a pagar marginal, o precio implícito, que equipara la variación de la utilidad, дU, derivada de un cambio, Xi, en el estado del bien am-biental, en base al precio, P. La valoración contingente consiste pues en la creación de escenarios en el que cambio, o cambios, ambientales se ofrecen a cambio de cantidades determinadas de dinero.

A diferencia de otros métodos, como el coste del via-je o el método de los precios hedónicos, la valoración

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contingente constituye una forma de valoración directa a través de la encuesta. Una característica importante de la medición de forma contingente está relacionada con el momento en que ésta puede realizarse. Permite valorar cambios en el bienestar de las personas antes de que se produzcan, midiendo, de este modo, la pérdida de utilidad de los individuos que no van a disfrutar de manera inme-diata un determinado bien, pero que estarían dispuestas a pagar por tener la posibilidad de disfrutarlo en el futuro, lo cual ha valido al método una amplia aceptación para su utilización en numerosas aplicaciones (Riera, 1994). Para Carson (1998) el éxito de la valoración contingente se debe tanto a la flexibilidad que permite para la cons-trucción de los mercados como, precisamente, a ser el único instrumento de valoración (hasta el desarrollo de los experimentos de elección), que no se ve no limitado por la necesidad de inferencia del valor a través de accio-nes pasadas; permitiendo de este modo estimar valores de opción (uso ulterior o legado a generaciones futuras) e incluso de existencia.

4.2.1. Orígenes y evolución

Riera (1994) repasa la evolución de los trabajos de valo-ración contingente desde el primero de ellos, realizado por Robert K. Davis (1963). Señala el autor, que durante la segunda mitad de los años sesenta, y sobre todo a principio de los setenta, se desarrollaron distintos estudios que aplican el método de la valoración con-tingente a bienes ambientales y usos recreativos, con-tribuyendo a incrementar la fiabilidad y la aceptación del método, e.g. Bohm (1972) y Randall (1974). La va-loración contingente, además de verse afectada por el cuestionamiento general de la valoración monetaria que hemos explicado en el epígrafe anterior, ha estado su-

jeta a críticas específicas desde muy temprano. Como nos recuerdan Riera (1994) y también Green (2003), durante muchos años el problema de la valoración de externalidades, bienes públicos, o bienes de no-merca-do en general mediante encuestas tuvo como punto de referencia negativo un influyente artículo de Samuelson (1954). Samuelson sostenía que al valorar un bien públi-co —del que no se puede excluir del consumo a los que no lo pagan, non-excludable— las personas entre-vistadas podían esforzarse en aplicar una determinada estrategia para expresar un precio distinto del que real-mente creían, para obtener así un beneficio personal de su respuesta hipotética, cosa que no sería posible en bienes privados con mercado real. Ello podría llevar a estimar precios distintos al verdadero, en lo que se ha llamado sesgo de estrategia. Este problema, que tiene estrechos vínculos con el del free rider (utilización del bien sin asumir costes), llevó a Samuelson a desaconse-jar la encuesta directa para valorar bienes públicos.

Sin embargo, el proceso de maduración de la economía ambiental, como disciplina, y la demanda social, sobre todo en los Estados Unidos, dieron un empujón defini-tivo al método de valoración contingente. La demanda social se concretó en leyes como la Clean Water Act, de 1972, y la Comprehensive Environmental Response, Compensation, and Liability Act (CERCLA) de 1980 de Estados Unidos, que requerían la valoración de cambios en el bienestar social, debido a externalidades ambien-tales. En la segunda mitad de los años ochenta apare-cieron dos obras que analizaban el estado de desarro-llo alcanzado por la valoración contingente, las cuales han contribuido decisivamente a la popularización del método en Estados Unidos y en otros países. Se trata de Cummings, Brookshire y Schulze (1986) y Mitchell y Carson (1989).

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El accidente del petrolero Exxon Valdez en 198937, llevó ante los tribunales norteamericanos la discusión sobre la validez del método de valoración contingente como forma razonable de calcular las compensaciones por la pérdida de utilidad de usuarios y usuarios potenciales (va-lor de no-uso, de uso pasivo, de existencia o de opción) de los espacios naturales dañados. La polémica sobre la validez de la valoración contingente llevó a la National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA), del Mi-nisterio de Comercio de los Estados Unidos, a encargar en 1993 un informe que resultó claramente favorable a la utilización del método de valoración contingente como fórmula razonable para calcular el valor de no-uso en la pérdida de bienestar por desastres ambientales (Arrow et al., 1993). Sin embargo, recomendaba una serie de medidas bastante estrictas en su diseño y apli-cación para evitar los sesgos. El respaldo de la NOAA dio un impulso definitivo a los estudios de valoración contingente en la década de los años noventa.

Desde entonces se ha hecho un trabajo intenso a tra-vés de aplicaciones empíricas para la mitigación de los distintos tipos de sesgos. Además del sesgo de estra-tegia, intencionalidad en la respuesta del entrevistado, y la divergencia entre la disposición a pagar o a ser compensado, los sesgos pueden agruparse, según Rie-ra (1994), en dos tipos: los que provienen de la utili-zación de encuestas a muestras de la población y los derivados del carácter hipotético del ejercicio. Para los

37 El 24 de marzo de 1989 el petrolero Exxon Valdez, con una carga de 1,48 millones de barriles de crudo, derramó en la bahía de Prince William Sound, Alaska, 37.000 toneladas de hidrocarburo. El acontecimiento supuso una de las peores tragedias ecológicas al encallar el petrolero y verter millones de litros de crudo sobre más de 2.000 kilómetros de costa.

primeros, que son los más conocidos, los economis-tas han compartido los avances con otras disciplinas, como la estadística y la sociología. Para el segundo gru-po de sesgos, los intrínsecos al carácter hipotético del mercado, el autor destaca, además del sesgo de estra-tegia, la percepción incorrecta del contexto, las pistas implícitas para la evaluación (orientación de la respues-ta del entrevistado debida a la realización misma de la encuesta), y la complacencia de los entrevistados con los promotores de la encuesta (yeasaying).

A pesar de su extendida utilización, tanto la valoración contingente en particular como la estimación de valo-res de uso pasivo (no-uso) en general, permanecen so-metida a debate. Como consecuencia de este debate, los elementos claves de la valoración contingente han sido objeto de continuas revisiones, dando lugar a un marco teórico enriquecido y a una amplia variedad de enfoques para la evaluación de los resultados. Para una profundización en este debate, recomendamos la lectu-ra de Carson et al. (2001) y Hanley et al. (2003). En el primero de los trabajos citados, los autores concluyen que la mayoría de los problemas argumentados contra la valoración contingente pueden ser resueltos median-te un diseño y aplicación cuidadosos. Para su imple-mentación exitosa, la valoración de un bien ambiental debe proporcionar un escenario al individuo en el que a) el bien a valorar esté bien definido, b) la provisión del mismo sea plausible y c) el trade-off, o intercambio entre la provisión del bien y el coste monetario, sea creíble. En esta investigación se ha prestado particular atención a estos tres aspectos y se han introducido me-canismos de control, como veremos en el capítulo 6. En la mencionada publicación, aconsejan los pasos que hay que seguir para este correcto diseño y aplicación. Hanely y sus colegas repasan también los elementos de

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la valoración contingente que han sido objeto de debate en los últimos años, señalando desde los aspectos re-lacionados con la recogida de datos (encuestas), a los aspectos éticos y las posibilidades de transferencia de resultados.

4.2.2. Aplicaciones de la valoración contingente a los recursos hídricos

La aplicación del método contingente a la valoración de los recursos naturales ha sido tan amplia que resulta difícil hacer un resumen de los principales trabajos en este sentido. Por ello, consideramos más interesante referirnos a aquellas obras de recopilación que hemos encontrado en la literatura, y que ofrecen una amplia perspectiva de las principales investigaciones que se han realizado hasta el momento.

Carson et al. (1995) repasan más de dos mil estudios de valoración contingente, en su mayoría llevados a cabo en Estados Unidos. En el ámbito europeo, Navrud (1992) revisa estudios, tanto de valoración contingente, como de coste de viaje y de precios hedónicos realiza-dos en numerosos países europeos (Finlandia, Francia, Alemania, Noruega, Países Bajos, Suecia, Suiza y Reino Unido). Hanley y Wright (1992) pueden ser consultados también para la revisión de los estudios en Reino Unido, que es el país europeo que más experiencia acumula en este ámbito.

Más concretamente en el ámbito de los recursos hí-dricos, encontramos una clasificación interesante de ejercicios de valoración ambiental, con una destacada importancia de los métodos contingentes, en el docu-mento elaborado por el Foro sobre Investigación en Me-

dio Ambiente de Escocia e Irlanda del Norte (Interwies et al., 2005). En este documento, realizado con una exhaustividad considerable, se recapitulan los ejerci-cios de valoración de agua dulce realizados en el Rei-no Unido, distinguiendo el tipo de recurso (ríos, lagos, acuíferos, piscifactorías, humedales, costas, estuarios y llanuras de inundación), así como tipo de valor (uso y no-uso). En este mismo trabajo se ofrece también una visión general de los estudios hasta 2005 llevados a cabo en los Países Bajos.

Otra referencia interesante, relativa a la utilización de la valoración contingente de recursos hídricos la encon-tramos en el trabajo de meta-análisis de 30 estudios en humedales de Norte América y Europa realizado por Brouwer et al. (1999). Los autores, además de estudiar las posibilidades de transferencia de resultados entre los estudios de valoración de humedales, analizaron las valoraciones medias de los servicios ofrecidos por los humedales (control de inundaciones, provisión de agua y efectos sobre la calidad del agua y mantenimiento de la biodiversidad). En el trabajo de Brander et al. (2006) se recoge también una extensa revisión de la literatura de la valoración de humedales, identificándose las ca-racterísticas físicas y socioeconómicas que determinan su valor.

También en el ámbito de los recursos hídricos, Loomis (2000) y Briol et al. (2006), repasan varios estudios de valoración contingente realizados en Estados Unidos y Europa.

Finalmente, en el seno del proyecto de investigación del Sexto Programa Marco de la Unión Europea AquaMo-ney, en cuyo seno se realiza este trabajo de investiga-ción, se llevó a cabo una recopilación exhaustiva de la

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literatura de valoración ambiental de los recursos hídri-cos mediante preferencias expresadas y reveladas, con particular atención en el método de valoración contin-gente, en cuya elaboración participó la doctoranda para el caso español y cuyos resultados están en proceso de publicación. También en el contexto de AquaMoney, se revisaron las guías que existen publicadas sobre valora-ción ambiental de recursos hídricos, muchas de las cua-les se focalizan en la valoración contingente (Schaafsma y Brouwer, 2006).

4.3. Los experimentos de elección

Los experimentos de elección (EE) constituyen una téc-nica de valoración de bienes complejos a través de la valoración de sus atributos, mediante las preferencias expresadas o declaradas de los usuarios. Forman parte de un conjunto de técnicas que tratan de comprender y predecir el comportamiento de los agentes deciso-rios frente a elecciones discretas: análisis de elección o modelización de elección. En este sentido, la valora-ción se considera indisolublemente ligada a la elección: elegir significa preferir y preferir significa valorar algo por encima de su alternativa. La economía mide el va-lor adicional (marginal) entre alternativas (o frente a un cambio). De este modo, se trata de estimar el valor del bien (ambiental), mediante el análisis del proceso por el cual un agente decisorio (consumidor, responsable po-lítico, etc.) elige una determinada opción dentro de un conjunto de opciones, con distintas formas de provisión del bien ambiental.

Esta técnica, que tiene su origen en el análisis conjunto empleado para modelizar la elección en el ámbito del transporte y telecomunicaciones en Australia, Louviere (1981) y también Louviere y Hensher (1983), se ha uti-lizado de forma creciente en la valoración de bienes complejos (Hanley et al., 2001), y particularmente en el ámbito de los bienes ambientales, para estimar el componente de no-uso del valor económico total de di-chos bienes a través de las preferencias declaradas de los usuarios ante mercados hipotéticos (Bateman et al., 2002).

4.3.1. Fundamentos teóricos del análisis de elección

Esta técnica está sustentada por los fundamentos teóri-cos de la Teoría del Valor (Lancaster 1966) y es consis-tente con la Teoría de la Utilidad Aleatoria de Thurstone (1929), que se resumen brevemente a continuación.

Teoría del valor o Teoría lancasteriana del Consumo

Lancaster (1966) propone que la utilidad que proporcio-na un bien puede ser descompuesta en utilidades sepa-radas procedentes de sus atributos o características particulares, es decir, los individuos obtienen la utilidad de un bien a partir de sus características (atributos) y no del bien per se. Estas características del bien son las que proporcionan los diferentes servicios que éste ofrece al consumidor, de modo que el nivel de los servi-cios proporcionados determinará, según el paradigma neoclásico, la utilidad (satisfacción) que el individuo obtiene del consumo y que, por tanto, determinará la preferencia social asociada al mismo.

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Hanemman (1984) explica que el proceso de elección de un bien por un individuo se divide en dos partes: a) decidir qué bien elegir (aspecto discreto de la elección) y b) decidir qué cantidad del mismo consumir (aspecto continuo). Los EE permiten aislar la dimensión discreta de la elección, de modo que el cambio en los niveles de alguno de los atributos puede suponer un cambio discreto en la elección del individuo, desviando la elec-ción hacia otro bien sustitutivo, o hacia una situación alternativa, en lugar de hacia mayores cantidades del mismo bien.

Teoría de la utilidad aleatoria de Thurstone

Los EE son consistentes con la Teoría de la Utilidad Aleatoria con la que Thurstone (1929) explicó el crite-rio de dominancia entre un par de bienes (alternativas). Esta teoría admite que los individuos eligen la alterna-tiva que le proporciona una mayor utilidad (sujetos a determinadas restricciones de presupuesto y tiempo) y postula que la función de utilidad U por la que los individuos rigen su elección, está compuesta por dos elementos: a) uno sistemático o determinístico que es observable y compuesto por elementos objetivos, y b) otro aleatorio o estocástico que es no observable y que recoge la parte de la decisión que escapa al control del investigador. De este modo, la utilidad de una alternati-va i cualquiera para un individuo n puede representarse del modo expresado en la ecuación (6):

(6)

donde Uin es la utilidad que proporciona la alternativa, i, al individuo, n; Vin es el componente sistemático o determinístico de la utilidad; Zi es el vector de los atri-

butos determinantes de la elección de la alternativa i; Sn es el vector de las características observables del individuo y εin es el componente aleatorio (término de error), que hace que el investigador no pueda prede-cir perfectamente las preferencias de los encuestados. Esta imposibilidad de conocer, de manera exacta, las preferencias de los individuos, nos lleva a un problema estocástico en el que debe introducirse la probabilidad de elección. De este modo, la probabilidad de que un individuo n escoja una determinada alternativa en lugar de otra, será equivalente a la probabilidad de que la utilidad que le proporcione dicha opción sea mayor a su alternativa, deduciéndose de ahí su valor. Así (7):

(7)

Esto significa que la probabilidad de que el elector esco-ja la alternativa i frente a la alternativa j será equivalente a la probabilidad de que el componente sistemático, más el componente aleatorio de la alternativa i sea ma-yor que los correspondientes a la alternativa j.

Teniendo en cuenta los cimientos conceptuales de la Teoría del Valor y valiéndose las herramientas econo-métricas en la que se apoya la Teoría de la Utilidad Aleatoria, los EE se basan en la idea de que la proba-bilidad de que un individuo elija un bien frente a otros dependerá de la utilidad ligada al mismo, y que a su vez está determinada por los atributos que componen el bien, y de las características observables del indivi-duo. De este modo, los EE se resuelven con la aplica-ción de modelos que permitan calcular la probabilidad de elegir una alternativa frente a otra, en función del valor de sus atributos y de las características del en-cuestado. Por tanto, para la aplicación de esta técnica

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los bienes objeto de estudio han de ser previamente definidos a través de unos descriptores o atributos, que constituirán los indicadores-síntesis del bien a va-lorar. Para la construcción de las situaciones hipotéti-cas de mercado, en las que se basan los métodos de preferencia expresadas de la valoración ambiental, la descripción del estado actual del bien y de las modifi-caciones de este estado, se lleva a cabo a través de la asignación de valores a los atributos, generándose distintos niveles para los mismos. La diferenciación de estos distintos niveles permitirá describir, de forma más precisa, las diferentes alternativas dentro de ese mercado hipotético.

Para que de los conjuntos de elección pueda inferirse el valor económico del bien, o servicio no comercial en unidades monetarias, es necesario que uno de los atributos considerado sea de carácter monetario. En general, se trata de identificar los cambios en el estado de los demás atributos del bien con cantidades adicio-nales de dinero que los encuestados son requeridos de pagar a fin de asegurar el cambio, lo cual permite inferir el valor del conjunto del bien y servicio a valorar, así como el valor individual de sus atributos en unidades monetarias.

De este modo, la aplicación de los EE consiste en confrontar al individuo, encuestado, con una serie de conjuntos de elección, en los que se presentan atribu-tos comunes con niveles distintos, para que éste elija la opción preferida dentro del conjunto, generalmente compuesto por la situación actual y 2 ó 3 alternativas adicionales.

La relación de la utilidad con los atributos y caracterís-ticas del individuo es normalmente especificada como

una función lineal y aditivamente separable (función de utilidad básica) del modo presentado en (8):

(8)

donde ASC es una constante de la alternativa específica i (alternative specific constant38); ßk es el coeficiente de utilidad del atributo k (importancia o peso del atributo dentro de la función de utilidad) y Xki es el valor del atri-buto k en la alternativa i.

Sirviéndonos de un ejemplo genérico muy básico con tres alternativas (situación actual, situación A y situación B), y dos atributos que definen el bien (atributo 1, atributo 2) más el atributo monetario, las funciones de utilidad quedarían definidas del modo siguiente (tabla 6):

Los valores de X son los que se definen en el momen-to del diseño del experimento y los son los pesos o importancia de cada uno de los atributos dentro de la función de utilidad, que se estiman mediante la mode-lización. Las diferencias de utilidad entre la situación actual y las situaciones A y B (U0-UA y U0-UB), permiten hallar el valor marginal de las alternativas A y B, es de-cir, el valor de pasar de la situación actual a cada una de las situaciones propuestas.

Aunque los experimentos de elección tienen su base en teorías económicas amplias y profundamente vali-dadas, y su utilización en la valoración de los recursos naturales está cada vez más extendida entre la comu-

38 La asc captura la media del efecto de todos los factores que no se incluyen en el modelo, jugando un rol similar al que tiene la constante en una regresión convencional.

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nidad científica, no conviene olvidar que está basada en ciertas presunciones que pueden resultar controver-tidas cuando se confrontan con la realidad y con la mi-rada de otras disciplinas. Además de las críticas a las que está sometida la valoración ambiental en general, y que hemos explicado en el epígrafe primero de este capítulo, al emplear los experimentos de elección se está asumiendo que el bien ambiental puede ser con-siderado como la suma de un conjunto de atributos, lo cual lo convierte en una herramienta, en cierto modo, simplista, cuando sabemos que los ecosistemas son algo más que la suma de las partes. Además, se asume que los individuos están dispuestos a realizar «sacrifi-cios» (trade-offs) entre los atributos, particularmente en-tre distintos niveles de un bien y su precio; pero puede que las personas tengan ciertos umbrales mínimos y máximos a partir de los cuales no están dispuestos a sacrificar un determinado atributo. Del mismo modo, puede que no estén dispuestos a realizar ningún sacri-ficio en absoluto, llevándonos al problema que hemos

subrayado anteriormente de preferencias lexicográficas (Spash, 1997).

Por otra parte, la neuroeconomía y la economía del comportamiento (behavioural economics), advierten de la existencia de una mayor complejidad en el proceso de toma de decisiones de la que los experimentos de elección pueden manejar; para una visión de estas dis-ciplinas puede consultarse Camerer et al. (2005). Tanto desde la economía, como desde la psicología se han encontrado evidencias sobre la existencia de límites en cuanto a la cantidad de información que los encues-tados pueden manejar durante el proceso de toma de decisiones (Hanley et al., 2001). Además, en las aplica-ciones de los experimentos de elección se suele pre-sentar al entrevistado con un gran número de conjuntos de elección, lo que puede provocar fatiga y derivar en elecciones irracionales (Tversky y Shafir, 1992). Una vez más, insistimos en que tanto con los experimentos de elección, como con la valoración contingente, sólo se persigue establecer indicadores monetarios, en cuya

Tabla �. Simplificación de la elección entre alternativas en los EE

Situación actual (H) Situación A Situación B

Atributo 1 X10 X1A X1B

Atributo 2 X20 X2A X2B

Atributo monetario, (precio) P0 (en general toma valor cero) PA PB

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interpretación se deben tener en cuenta estas limitacio-nes anteriormente expuestas.

4.3.2. Los modelos de elección

Existen distintos tipos de modelos de elección discreta que intentan describir, o explicar, el comportamiento de los agentes decisores y que se diferencian fundamen-talmente en la diferente interpretación que en ellos se hace del término de error, , de la ecuación de utilidad (6). Esta diferencia de interpretación del término de error condiciona, a su vez, los mecanismos de resolu-ción de la función de probabilidad de elección (formas cerradas o abiertas que podrán resolverse por cálculo, por simulación o de forma mixta).

Para una profundización en los distintos modelos de elección discreta se recomienda la lectura de Train (2003), de donde se recoge el resumen de las diferen-tes interpretaciones y aproximaciones de los modelos que aparecen a continuación.

Modelo logit Multinomial

El modelo logístico condicional básico es el más amplia-mente utilizado por la literatura científica ya que es tam-bién el más sencillo. Se basa en la asunción de que el término de error de la función de utilidad, εin, sigue una distribución de valor extremo de tipo I, también llamada distribución Gumbel o de Weibull, y es independiente e idénticamente distribuido en todas las alternativas (inde-pendently and identically distributed, iid). Este supues-to, aunque es muy restrictivo como discutiremos más adelante, ofrece una gran ventaja que explica la gran popularidad del modelo; la formula para la estimación

de la probabilidad de elección tiene una forma cerrada y fácilmente interpretable (9):

(9)

La estructura de este modelo logístico condicional nos indica que la probabilidad de que una alternativa i sea elegida por el individuo n es una función de la parte sis-temática, Vin, de la función de utilidad de dicho individuo para la alternativa en cuestión, i, y de todas las otras alternativas, j y Vjn, que pertenecen al conjunto de elec-ción. Así, sustituyendo en la ecuación (9) la función de utilidad expresada en (8), el modelo quedaría definido de modo que la probabilidad de que un individuo n elija una alternativa i dentro de un conjunto de alternativas será en función del la importancia de sus atributos (10):

(10)

Esto nos permite obtener, a partir del modelo condicio-nal básico, la importancia o valoración que tiene cada uno de los atributos dentro de la función de utilidad, es decir, hallamos los coeficientes ßk, que maximizan la función de verosimilitud. Los coeficientes de los atribu-tos son los que nos servirán, junto con el coeficiente del atributo monetario, para obtener el valor marginal en términos monetarios de cada atributo y cada alterna-tiva, tal y como se explicará más adelante.

Como hemos mencionado, el modelo condicional bási-co cumple una serie de asunciones que, por una parte

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constituyen su fuerza y lo convierten en el modelo más utilizado, pero que a su vez imponen restricciones li-mitantes para su aplicación a situaciones reales. Estas limitaciones se derivan de la asunción de que la parte no observada de la decisión (el término de error) de la función de utilidad sigue una distribución idéntica e independiente, así como de la asunción de que exis-ten patrones proporcionales de distribución, requisito para el cumplimiento del axioma de Luce (1959). Las consecuencias de estas asunciones de explican a con-tinuación.

1. Variación no observable del «gusto» entre agentes decisores

Distintos agentes decisores tomarán distintas decisio-nes que estarán condicionadas, además de por varia-bles observables, por otros elementos no observables. El modelo logit puede tener en cuenta la parte de esta variación en el gusto que viene condicionada por las variables observables y para las no observables asume una distribución del «gusto» idénticamente distribuida entre distintos agentes decisores, es decir, asume que la variación del gusto entre distintos agentes decisores es del mismo tipo (sigue el mismo tipo de distribución). Pero esto no necesariamente se cumple en la realidad, ya que la parte no observable de la utilidad puede distri-buirse de manera distinta entre distintos individuos.

2. Variación no observable del «gusto» en el tiempo

En la aplicación de los experimentos de elección se sue-len utilizar elecciones sucesivas de un mismo individuo (panel data). El modelo logit asume que los términos de error de las funciones de utilidad de cada alternativa son independientes (no están correlacionados) entre sí, de

modo que para elecciones sucesivas de un mismo indi-viduo, se asume que el término de error es independien-te. Sin embargo, en el mundo real, parece lógico pensar que para un mismo individuo, la parte no observable de la utilidad esté correlacionada en el tiempo, es decir, aquello que afecta a su decisión en un momento dado (y que el investigador no puede observar), puede tam-bién afectarle en una decisión futura, y aún más en una decisión inmediatamente posterior, como es el caso de los experimentos de elección, en los que se le presenta a un mismo individuo varias elecciones sucesivas.

3. Patrones proporcionales de sustitución

Otra de las asunciones clave del modelo Logit Multinomial es el cumplimiento del axioma de Luce (1959), también conocido como la propiedad de las alternativas irrelevan-tes (indepence from irrelevant alternatives, IIA). Según este axioma, el ratio de las probabilidades de escoger entre dos alternativas es independiente de la existencia de otra alternativa o del nivel de los atributos de ésta, como puede observarse de la propia ecuación de utilidad reflejada en la expresión (10). Si se calcula el ratio entre las probabilidades de dos alternativas, i y j, los denomi-nadores quedan anulados al ser idénticos, de modo que el ratio adoptaría la forma expresada en (11):

(11)

Como consecuencia de ello, el cambio de valor de algún atributo, o la eliminación o introducción de una alternati-va, varía la probabilidad de elegir entre las dos alterna-tivas iniciales de forma proporcional. Nuevamente esto

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puede traducirse en una limitación a la hora de describir situaciones reales. Brownstone y Train (1998) explican este fenómeno a través del siguiente ejemplo: ante la entrada en el mercado de un nuevo coche eléctrico pe-queño, la probabilidad de que una persona cambie de un coche con combustible tradicional al nuevo vehículo, será mayor si su vehículo previo también era pequeño, que si poseía un vehículo grande. Es decir, las probabili-dades para personas, con coches grandes o pequeños, variarán de forma no proporcional, haciéndolo en mayor medida una persona con coche pequeño. Es por ello que se dice que el modelo logístico básico no permite patrones de substitución flexibles.

Otros modelos de elección

Otros modelos han surgido para superar las limitaciones del modelo Multinomial. Los modelos de Valor Extremo Generalizado (GEV) se basan en la generalización de la distribución del término de error (de valor extremo en el caso del modelo logístico condicional básico) pero, sobre todo, permite la correlación entre los factores no observados que afectan a la elección, es decir, se relaja la asunción iid esencial en el MNL. Dependiendo del tipo de modelo, esta correlación será más o menos flexible. Una de las ventajas de los modelos GEV es que tienen formas cerradas y pueden resolverse sin necesidad de recurrir a la simulación.

Un caso particularmente sencillo es el del modelo Nes-ted Logit Model (NLM), en el que es posible organizar «cestas» de alternativas, de modo que las alternativas pertenecientes a la misma cesta están correlacionadas, pero no así las alternativas de cestas distintas. Un ejem-plo ilustrativo de la idoneidad de este modelo es el de la elección entre medios de transporte. Imaginemos una

situación en la que un usuario tiene la posibilidad de elegir entre ir al trabajo en coche privado, tren, autobús o coche compartido con otros compañeros. Si alguna de estas alternativas desaparece, las probabilidades de que los usuarios utilicen las otras alternativas aumenta-rán. La pregunta que cabe plantearse es ¿en qué pro-porción variarán estas probabilidades?; recordemos que bajo la asunción del modelo básico, la proporción será igual para todas las alternativas, es decir, la cantidad de personas que antes utilizaban el medio de transporte desaparecido, se distribuirán proporcionalmente entre los otros tres medios de transporte disponibles. Train (2003) demuestra que, al eliminar la posibilidad del co-che privado o del coche compartido, las probabilidades del tren y el autobús se modifican en la misma propor-ción, pero no las del otro tipo de coche. Así, al eliminar la probabilidad del autobús o del tren, las probabilidades de tomar el coche y el coche compartido, aumentan del mismo modo. De este modo, el axioma IIA se cumple para el conjunto formado por autobús y tren, y para el conjunto formado por coche y coche privado, pero no entre ambos. Las alternativas podrán pues agruparse en cestas del modo expresado en la figura 3.

Por su parte, los modelos Probits se basan en la asun-ción de que los factores no observados siguen una dis-tribución normal (a diferencia del modelo básico, en el que la distribución es de valor extremo) de modo que cualquier patrón de correlación puede ser admitido. Sin embargo, en algunas situaciones, los factores no ob-servados no pueden considerarse normalmente distri-buidos.

El modelo mixto, o modelo aleatorio (Random Parame-ter Logit, RPL) permite a los factores no observados de la decisión seguir cualquier tipo de distribución. La

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característica definitoria del modelo mixto es que los factores no observados pueden ser decompuestos en dos partes: una que contiene toda la correlación y la aleatoriedad, y una parte que sigue una distribución de valor extremo iid. De este modo, con el modelo mixto se superan las tres limitaciones del modelo condicio-nal básico, ya que permite a) la variación aleatoria del gusto, no sólo la ligada a las variables observables, entre agentes decisores, b) la correlación entre los factores no observados con el tiempo, o en las distin-tas ocasiones de elección, para un mismo individuo y c) patrones de sustitución flexibles, no restringidos a la proporcionalidad entre las alternativas. Además, y a diferencia del Probit, no está restringido a distribucio-nes normales.

Figura 3. Diagrama de árbol. Ejemplo de NLM

Fuente: Train (2003).

La forma más extendida de resolver los modelos RPL se basa en la asunción de coeficientes aleatorios, es decir, en la resolución de la función de utilidad los parámetros de los atributos y demás variables observables (ßk) de-jan de ser parámetros fijos (como en el caso del modelo Logit Multinomial) sino que se presume para ellos una determinada distribución. Volviendo a la ecuación de uti-lidad básica (12):

(12)

En los modelos RPL, se sigue asumiendo una distribu-ción iid de valor extremo para el término de error εin, pero cada individuo presenta un coeficiente ßk distinto, siguiendo una función f(ß).

Así, las probabilidades de elegir cada una de las alter-nativas vienen definidas, en el modelo RPL del modo presentado en la ecuación (13).

(13)

Para poder resolver este tipo de modelos es necesa-rio recurrir a la simulación, de modo que la utilidad de cada alternativa se construye a través de la media de los resultados obtenidos por numerosas iteraciones o sorteos.

Corresponde al investigador especificar el tipo de distri-bución que asigna a los coeficientes ß de cada atributo, según las expectativas del comportamiento de cada uno de ellos (no todos los ßk tienen necesariamente que ser aleatorios, algunos pueden quedar especificados como fijos). La mayoría de las aplicaciones se especifica en una distribución normal o lognormal a los coeficientes (Train, 2003). Otras distribuciones utilizadas son la uni-forme y la triangular.

Transporte

público

Transporte

privado

Tren Bus Coche Coche

compartido

90


4.3.3. Interpretación económica de los modelos de elección

Los modelos de elección nos ofrecen la importancia, o peso, de los atributos en la función de la utilidad (los coeficientes k). La relación entre los distintos coefi-cientes (las llamadas relaciones marginales de sustitu-ción o RMS, que no son más que las relaciones entre dichos coeficientes), nos indican los trade-offs entre los distintos atributos, es decir, nos ofrecen un indicador de la cantidad de un determinado atributo que el indivi-duo está dispuesto a sacrificar para obtener una unidad adicional de otro atributo (14):

(14)

Como se ha mencionado, la interpretación económica de este análisis es posible gracias a la inclusión del as-pecto monetario como uno de los atributos del bien. La relación entre cada uno de los atributos, y el atribu-to monetario, nos indica la cantidad de dinero que el individuo está dispuesto a sacrificar para obtener una cantidad adicional (aumentar un nivel) de cada uno de los otros atributos, es decir, la relación marginal de sus-titución entre un atributo y el atributo monetario.

Este trade-off no es otra cosa que el reflejo de la dis-ponibilidad a aceptar por la mejora de cada uno de los atributos del bien. En estos términos, la expresión (13) adoptaría la forma (15):

(15)

Donde ßc es el atributo monetario y PI es el precio implí-cito del atributo k.

Para la investigación orientada a la política pública, como es nuestro caso, no sólo nos interesa conocer el precio implícito o utilidad marginal de los atributos, sino del bien en su conjunto y de éste en diferentes situaciones, o políticas, alternativas. En nuestro caso concreto, nos interesa conocer el bienestar asociado a un determinado estado de la demarcación hidrográ-fica: el buen estado ecológico. Con los modelos lógi-cos como los que se han explicado, es relativamente sencillo calcular el excedente del consumidor asociado a estas diferentes alternativas, simplemente dividiendo por el coeficiente del atributo monetario ßc, como se expresa en (16):

=c

VVEC 10 (16)

donde V0 – V1 representa la diferencia observable entre la utilidad de la alternativa 1 frente a la situación inicial o status quo. Es decir, los EE nos permiten calcular, en términos monetarios, la diferencia de utilidad entre dos alternativas compuestas por distintas combinaciones de atributos, es decir, la utilidad asociada al cambio de la situación actual a una situación mejorada.

En general, el método de los experimentos de elección se basa en la idea de que los atributos del bien o ser-vicio (ambiental) pueden ser utilizados para estimar los trade-offs generales a los que un individuo está dispues-to. Esto contrasta con el método de valoración contin-gente, en el que se reclama del entrevistado una res-puesta única ante un cambio específico en el estado del bien o servicio. Las principales diferencias entre ambos

91



métodos y su interpretación en términos de ventajas e inconvenientes se revisarán más adelante.

4.3.4. Aplicaciones de los experimentos de elección a los recursos hídricos

Hanley et al. (1998) atribuyen la primera utilización del término experimentos de elección a Jordan y George (1983), en su trabajo sobre la simulación de la elección de los consumidores. Tras esta primera aparición sur-gieron varios trabajos, fundamentalmente en el ámbito del marketing y la economía del transporte, Louviere (1981) y también Louvier y Hensher (1983). En el mis-mo artículo de Hanley, se señala la primera utilización de los EE al ámbito de los problemas ambientales en el trabajo de Adamowicz et al. (1994), en el que se utilizan los EE en la evaluación de los usos recreativos de dos ríos canadienses. Este estudio fue seguido por otros (consultar Hanley et al. 1998), entre los que cabe des-tacar el de Adamowicz et al. (1998), en el que se aplica, por primera vez, el método a los valores de no-uso en el ámbito de recursos forestales. Desde entonces, los EE se han ido aplicando de forma creciente en el ámbito de los recursos ambientales39.

En el ámbito de la gestión hídrica cabe destacar la in-vestigación de Blamey et al. (1999) en la que los auto-res tratan de evaluar los valores asociados a alternati-vas de abastecimiento de agua y lo hacen prestando especial atención a los costes ambientales y con voca-

39 Los experimentos de elección también se han utilizado para el ámbito de la investigación en economía agraria. Una revi-sión de estos trabajos puede encontrarse en la tesis doctoral de Kallas ( 2006).

ción de aplicación a políticas de gestión reales. De sus resultados se desprende que los EE proporcionan una alternativa viable a la valoración contingente, particular-mente adecuada a la evaluación de opciones de gestión múltiples.

Hanley et al. (2006b) repasan estudios previos en los que se trata de estimar el valor de la mejora en la ca-lidad de las aguas. Tal es el caso de los trabajos de Adamowicz et al. (1994) y Heberling et al. (2000). En el primero de ellos, los investigadores estudiaron la valora-ción del uso recreativo del agua a través del análisis de atributos como el paisaje, el tamaño de los peces y la calidad de agua, entre otros. En el trabajo de Heberling y sus colegas, la calidad del agua se midió en relación al tipo de uso que de ella se podía hacer: potable, apta para pesca y apta para baño. Willis et al. (2002) en-contraron importantes disponibilidades a pagar por au-mentar la seguridad en el suministro en Sussex, Reino Unido. Hensher et al. (2005b), por su parte, evaluaron la DAP de los consumidores para evitar interrupciones en el suministro de agua. Su experimento se basó en la valoración de distintos atributos relativos a los cortes en el suministro: frecuencia de interrupción del servi-cio, duración media de la interrupción, día y momen-to del día, existencia y antelación de la notificación de la interrupción, así como modalidades del servicio de atención al usuario. Lo interesante del estudio realizado por Hensher y sus colegas reside en la clara vocación del análisis para la gestión del recurso. Los resultados obtenidos se relacionan directamente con los servicios prestados por la empresa suministradora y reflejan la valoración de la seguridad en el suministro.

Birol et al. (2006) realizan una breve reseña sobre la aplicación de los EE a los recursos hídricos, entre las

92


que destacan la valoración ambiental de los humedales. En esta reseña encontramos el trabajo de Morrison et al. (1999), quienes emplearon los EE para la valoración de los valores de no-uso de los atributos ambientales, sociales y económicos de los humedales de Macquarie Marshes, en Australia, en el que obtuvieron disponibili-dades a pagar por aumentar la superficie de humeda-les, mejorar la biodiversidad y aumentar los empleos asociados con el regadío en la zona. Carlsson et al. (2003) utilizaron los EE para estimar los valores de uso y no-uso de los humedales de Staffanstorp, en Suecia, con el objetivo de contribuir a los planes de gestión y conservación. Toman et al. (2004) buscaron soluciones óptimas de gestión de los humedales en Malasia, pro-bando que la utilización de los EE es también posible en los países menos desarrollados.

De forma específica al contexto de la implementación de la Directiva Marco del Agua, Hanley ha publicado varios trabajos. Concretamente llamamos la atención sobre Hanley et al. (2006b), en el que se utilizan los ex-perimento de elección para estimar el valor de la mejo-ra de componentes del estado ecológico de las aguas: vida salvaje y poblaciones vegetales sanas, ausencia de basura y condiciones naturales de erosión). Hanley et al. (2006a) en el que prueban las posibilidades de trans-ferencia de beneficios mediante la aplicación de EE a la valoración de la mejora de la calidad del agua en dos pequeñas cuencas británicas especialmente afectadas por la contaminación agrícola y el regadío. Además de los trabajos en los que combinan los experimentos de elección con otras técnicas (market stall y citizien ju-ries) como los de Álvarez-Farizo et al. (2006) y también Álvarez-Farizo y Hanley (2006).

4.4. Experimentos de elección frente a valoración contingente

Como ya hemos mencionado, tanto la valoración contin-gente, como los experimentos de elección pertenecen al conjunto de mecanismos de monetarización de valo-res ambientales por preferencias expresadas y ambos permiten el análisis de valores de no-uso. La diferencia esencial entre la valoración contingente y los experimen-tos de elección radica en que el primero de los métodos trata el bien ambiental como un todo, mientras que en los experimentos de la elección éste es considerado como un conjunto de atributos de cuya valoración se infiere el valor del bien.

La valoración contingente es más antigua, y se ha apli-cado muy prolíficamente desde que en los años noventa fuera respaldada por el comité científico de la NOAA norteamericana. Por su parte, los EE son más recien-tes, pero su utilización está siendo cada vez más exten-siva. Hay autores que encuentran en los experimentos de elección ventajas que justifican su expansión frente a la valoración contingente. En Hanley et al. (1998) y Hanley et al. (2001) se resumen las ventajas del método de los EE sobre la valoración contingente:

Muchas de las decisiones de gestión de los recur-sos se ven afectadas por los cambios en los niveles de los atributos, más que en las ganancias o pérdi-das del bien ambiental en su conjunto. La posibili-dad de estimar el valor individual de los atributos y sus niveles, reflejando el trade-off entre los atribu-tos e inferir la importancia (valor monetario) de cada uno de ellos. Esto es importante para el diseño de políticas públicas más eficientes, ya que se ofrece

1.

93



mayor margen de maniobra, mostrando eventuales necesidades de actuación prioritaria en relación de ciertos aspectos frente a otros. Los EE son más informativos que la valoración con-tingente, ya que se ofrece al encuestado la posibi-lidad de expresar su preferencia en repetidas oca-siones. Además, ofrecen mayores posibilidades que la valo-ración contingente para la transferencia de resulta-dos, ya que los bienes y servicios ambientales son descompuestos en atributos medibles, y con valo-res monetarios asignados, de modo que puedan ser asimilables en otras zonas de estudio. En este asun-to profundizaremos más adelanteLos EE son menos vulnerables al efecto de anclaje (yea-saying bias)40, ya que los encuestados no tie-nen que enfrentarse a la dicotomía todo o nada de los diseños contingentes. Adamowicz et al. (1998) han aportado evidencias sobre cómo los EE podrían aportar mejoras relativas a los sesgos de incrusta-miento (embedding41) y de la parte y del todo (who-le-part bias) de la valoración contingente; además de sobre otros problemas asociados a la valoración contingente.

40 Este sesgo ocurre en las preguntas de formato cerrado o con precio guía, y consiste en la tendencia a estar conforme con el que propone el cuestionario. Es probable que la cantidad de referencia influya en el valor finalmente otorgado por la persona entrevistada, provocando así un sesgo. Cuánto más imprecisa sea la percepción del bien por la persona entrevistada, mayor será la tendencia a cometer este tipo de sesgo (Riera, 1994).

41 O sesgo de ámbito. Randall y Hoehn (1996) explican que el valor ambiental de un bien puede variar si se hace de forma individual, por ejemplo un lago, o si se hace de forma colectiva incrustado en un conjunto de bienes, por ejemplo el conjunto de lagos de un país, de modo que el encuestado puede sobrevalorar el lago por estar respondiendo pensando en el conjunto de lagos.

2.

3.

4.

Hanley et al. (2001) sugieren que los EE pueden su-perar otros inconvenientes de la valoración contin-gente, como las respuestas protesta y el comporta-miento estratégico. Si bien los autores admiten que no hay todavía suficiente prueba empírica de ello. Otra de las ventajas que apuntan Hanley et al. (2001) es que los EE proporcionan, por sí mismos, un test interno de sensibilidad al alcance de la mejo-ra ambiental (asunto del que nos ocupamos especí-ficamente en esta investigación), ya que el individuo responde ante situaciones con distinto nivel de pro-visión del bien. Los EE pueden resultar más baratos que la valora-ción contingente, al exigir muestras menores ya que un mismo individuo responde varias veces, tratán-dose las respuestas como distintas observaciones.

5.

6.

7.

�. Caracterización económica de

la demarcación hidrográfica del

Guadalquivir

9�

Antes de adentrarnos en la especificación del modelo de análisis de los beneficios ambien-tales de la implementación de la DMA a la demarcación hidrográfica del Guadalquivir,

hemos considerado necesario hacer una breve descrip-ción de la misma para ayudar al lector a acercase a la realidad del caso que nos ocupa. Para ello, presenta-mos en primer lugar, una descripción de las caracte-rísticas generales de la demarcación: extensión, loca-lización, clima, recursos superficiales y subterráneos, entre otros. En segundo lugar, ofrecemos una visión de la importancia de la actividad económica sobre los re-cursos de la Cuenca (lo que se conoce como «presión» en la terminología de la DMA), mediante la caracteriza-ción económica de los usos del agua. Esta caracteriza-ción consiste en la tipificación de las presiones que la actividad humana provoca sobre las masas de agua; la identificación de los usos y servicios del agua en las de-marcaciones hidrográficas por sector socioeconómico. Esta caracterización económica es uno de los primeros requerimientos de la DMA en aplicación de su artículo 5, tal y como se señaló en el capítulo 3.

Esta información pretende clarificar la relación entre la información técnica y económica, superando, al menos parcialmente, el déficit informativo y las dificultades

de escala de la información existente. Para ello se han planteado, bajo un marco metodológico general, apli-caciones específicas a los sectores más relevantes (doméstico, agrícola, industrial y turístico) de nuestra región, con el objetivo de identificar las presiones del escenario base y futuras sobre el recurso.

Conviene señalar que el trabajo que se recoge en este capítulo se realizó antes de la segregación y transferen-cia de las competencias de gestión de las cuencas de Guadalete y Barbate a la Agencia Andaluza del Agua, por tanto la mayor parte de la información referida en este capítulo a la demarcación hidrográfica del Guadalquivir incluye, salvo que se especifique lo contrario, también a estas dos cuencas42. La Confederación Hidrográfica del Guadalquivir ha realizado con posterioridad la estima-ción de estos cálculos separando Guadalete y Barbate. Estos nuevos datos se pueden consultar en los informes del artículo 5 ofrecidos por la Confederación (Confede-ración Hidrográfica del Guadalquivir, 2007). Además, el Ministerio de Medio Ambiente ha realizado recientemen-te una revisión y comparación de las caracterizaciones

42 La transferencia de competencias tuvo efectos a partir del 1 de enero de 2006.

�. Caracterización económica de la demarcación hidrográfica del Guadalquivir

9�


económicas para las demarcaciones del conjunto del Estado (Ministerio de Medio Ambiente, 2007). Para una contextualización de este análisis, en el marco general de aplicación de la DMA en España, puede consultarse Maestu (2006) y en la política de gestión de la Confede-ración Hidrográfica del Guadalquivir puede consultarse Argüelles (2005).

�.1. Descripción general de la demarcación hidrográfica del Guadalquivir

La demarcación hidrográfica del guadalquivir se localiza al sur de la Península Ibérica (figura 4), comprende una extensión de 57.527 Km² y se distribuye por cuatro co-munidades autónomas, siendo Andalucía, con más del 90 % de la superficie total de la cuenca, la comunidad

Fuente: Confederación Hidrográfica del Guadalquivir, <www.chguadalquivir.es>.

Figura 4. Localización de la demarcación hidrográfica del Guadalquivir

http://www.chguadalquivir.es

99



autónoma más importante (tabla 7). La población total a 1 de enero de 2005 era de 5.058.310 habitantes. La población actual de la demarcación del Guadalquivir, una vez segregadas las cuencas de Guadalete y Barba-te es de 4.226.167 habitantes.

El territorio de la cuenca pertenece a tres grandes unida-des litológicas: Sierra Morena, Cordillera Bética y Valle del Guadalquivir. El clima es mediterráneo y viene defini-do en sus rasgos más elementales por el carácter tem-

plado-cálido de sus temperaturas, 16,8 ºC como media anual, y por la escasez relativa de sus precipitaciones, una media anual de 630 mm), así como la irregular dis-tribución espacio-temporal de las mismas. El carácter torrencial que adoptan frecuentemente las lluvias, actúa sobre un medio castigado previamente por largos perio-dos de sequía y por altas temperaturas y, por tanto, con una acusada susceptibilidad a la erosión.

Tabla �. Descripción de la DHG por comunidad autónoma

nºmunicipios Población Población

DHG (%)Superficie DHG (km2)

Área en DHG sobre área

comunidad (%)

Participación en la DHG (%)

Castilla 29 117.568 2 4.100 5,2 7,1

Extremadura 11 26.962 1 1.411 3,4 2,5

Andalucía 475 4.890.053 97 51.900 59,5 90,2

Murcia* 2 - - 116 1,0 0,2

Total 517 5.034.583 - 57.527 - -

Fuente: elaboración propia con datos INE y CHG.

* Ninguno de los municipios murcianos tiene su núcleo urbano incluido en la DHG, por eso se excluye en términos de población.

100


Los recursos naturales43 superficiales de la cuenca se elevan a 7.230 Hm³/año, a los que el Guadiana Menor, Guadalimar y Genil contribuyen en un 30%. De los recur-sos naturales subterráneos, evaluados en unos 2.576 Hm³/año, la utilización directa de las aguas subterráneas es tan sólo del 16%, cuando la media nacional se encuen-tra en torno al 31%. Pero si se tiene en cuenta que unos 402 Hm³/año, procedentes de drenajes de los acuíferos, se utilizan en forma de flujo de base garantizado de los ríos —según la propia Confederación Hidrográfica del Guadalquivir— y si se considera que de la cifra de recur-sos renovables, tan sólo el 60% puede ser considerado como recurso disponible (por cuestiones de regulación natural), resulta que el grado global de utilización real de las aguas subterráneas en la cuenca es del 53%.

�.2. Metodología para la caracterización económica de los usos del agua

En el artículo 2 de la DMA se definen los usos del agua como «los servicios relacionados con el agua junto con cualquier otra actividad contemplada en el artículo 5 o en el anexo II que tenga repercusiones significativas en el estado del agua».

El presente capítulo tiene como objetivo presentar la caracterización de los usos del agua en el contexto de la aplicación de la DMA (artículo 5), en la demarcación

43 Se consideran recursos naturales los que discurrirían a lo lar-go de todo el año por los cauces de la cuenca si no existieran las estructuras de regulación.

hidrográfica del Guadalquivir. Se entiende por caracte-rización la estimación de la presión ejercida actualmen-te por dichos usos sobre el recurso (escenario base 2002), y el análisis de tendencias de dichas presiones para el futuro (2015). Estas presiones se entienden en sus dos vertientes:

Cantidad: volumen de agua consumida y vertida. Calidad: a través del análisis de indicadores de contaminación de las aguas, como la demanda biológica y química de oxígeno (DBO5 y DQO), contenido en nitrógeno (N), fósforo (P) y presencia de metales pesados y sólidos en suspensión.

Para cumplir este objetivo hemos empleado la meto-dología propuesta por la Comisión Europea a partir del grupo de trabajo WATECO (Comisión Europea, 2003) y aplicada por el Ministerio de Medio Ambiente en el es-tudio piloto para la demarcación hidrográfica del Júcar (Ministerio de Medio Ambiente, 2004). Esta metodolo-gía se basa en el esquema Fuerza-Presión-Estado-Im-pacto-Respuesta (DPSIR44), que constituye un marco muy reconocido y extendido para la organización de estudios sobre el estado del medio ambiente45. Se trata

44 Del inglés: Driving forces of environmental changes, Pressures on the environment, State of the environment, Impacts on popu-lation, economy and ecosystems y Response of the society.

45 Este esquema, propuesto y adoptado por la Agencia Europea de Medio Ambiente a partir de un modelo inicial de la OCDE (1994), tiene su origen en los estudios sociales y se utiliza particularmente en la organización de sistemas de indicadores en el contexto del medio ambiente y el desarrollo sostenible. Su utilización está tan extendida que se encuentra en la mayo-ría de los anuarios de medio ambiente de los países desa-rrollados y en muchos de los elaborados por los organismos internacionales como Naciones Unidas, la OCDE y la Agencia Europea de Medio Ambiente.

1.2.

101



de un modelo sencillo de explicación de las relaciones del hombre con su entorno, basado en la asunción de relaciones causa-efecto entre los componentes que interaccionan en los sistemas sociales, económicos y ambientales. El modelo considera que determinadas tendencias sectoriales, las fuerzas motrices, son res-ponsables de las presiones que alteran el estado del medio ambiente; esta alteración supone un impacto so-bre la población, la economía o los ecosistemas, al que la sociedad responde adoptando medidas correctoras, mitigadoras o compensatorias.

Para la caracterización económica de los usos del agua en la cuenca del Guadalquivir se han identificado una serie factores claves y coeficientes de presión sobre los que se apoya la construcción del escenario base, que de acuerdo con la cronología de aplicación de la DMA se sitúa en el año 2002, a modo de primer paso del esquema DPSIR (figura 5).

Como nos recuerda Green (2003), la predicción de las demandas futuras del agua es uno de los aspectos más engañosos de la gestión de los recursos hídricos, ya que el lapso de tiempo entre el momento en el que se toman

Presiones cualitativas 2015

Presiones cuantitativas 2015

Presiones cuantitativas Presiones cualitativas

Factor clave 2015

Factor clave Año base

Proyección

Coeficientes Coeficientes

CoeficientesCoeficientes

Figura �. Esquema metodológico


102


las decisiones relativas, por ejemplo, a la expansión de la capacidad de abastecimiento, hasta que ésta se hace efectiva, es de al menos unos quince años. Es por ello que se hace necesario evaluar cuál será el balance entre abastecimiento y demanda en los años futuros, lo cual repercutirá a su vez en las necesidades de tratamiento de las aguas residuales. Según la Guía WATECO para la implementación de los aspectos económicos de la DMA (Comisión Europea, 2003), la estimación de las presio-nes futuras sobre el recurso se basa en la construcción del escenario 2015, que debe consistir en la evaluación de las tendencias de los elementos claves del análisis de cada uno de los usos del agua y la predicción de los cambios en las presiones basadas en la modificación de

dichos factores. Bajo este esquema, la construcción del escenario futuro se realiza a través de la proyección de la evolución de dichos factores claves, que permitirá vi-sualizar las presiones futuras teniendo en cuenta (como así lo requiere la propia DMA) un enfoque estacionario, en cuanto a la introducción de medidas tecnológicas y mejora en la eficiencia. Es decir, el escenario 2015 se construye respondiendo a la pregunta ¿cuál sería la presión ejercida por el recurso si se mantuvieran las prácticas actuales?

En la tabla 8 se resume la aplicación del esquema DP-SIR a los sectores analizados en esta investigación y que se detallan más adelante. Los usos del agua que se han considerado relevantes en la demarcación del Guadalquivir han sido: el abastecimiento doméstico, en-tendido como uso urbano no industrial; la agricultura y la ganadería; el uso industrial y el uso turístico. Existen otros usos, tales como el energético, los trasvases y las actividades piscícolas que, por tener un menor impacto, no se recogen en este documento. Recomendamos la lectura de Green (2003), quien repasa las característi-cas de los distintos usos del agua realizando una com-paración de la situación en distintos países.

Antes de avanzar, conviene realizar una precisión me-todológica, ya que en la literatura sobre gestión de re-cursos hídricos se utiliza indistintamente uso, consumo y demanda de agua. El concepto que manejaremos en este capítulo es «consumo», entendido como la cantidad de agua que cada uso (agrario, industrial, etc.) emplea en las actividades productivas o domiciliarias. En este sentido hacemos una simplificación, ya que no toda el agua «consumida» por un sector es agotada por éste; por ejemplo, el consumo doméstico de una población aguas arriba acaba convirtiéndose en vertido, que tras

Tabla �. Factores claves que definen el escenario

futuro a partir del año base

uso Evolución de factores clave

DomésticoAumento demográfico

Aumento consumo per cápita

AgrícolaEvolución superficies de riego

Efectos de la PAC

Industrial Evolución VAB

TurísticoEvolución plazas ocupadas

Aumento campos de golf

103



la depuración puede volver a ser consumido de nuevo. Los volúmenes reutilizados se denominan «retornos» y debe evitarse su doble contabilización. No obstante, a efectos de este trabajo, y dado que el agua consumi-da normalmente sufre un deterioro en su calidad, ha-blaremos de consumos «brutos» de cada sector como estimador de las presiones sobre el recurso. Para una mayor clarificación se puede consultar la guía WATECO (Comisión Europea, 2003).

Otra limitación de esta aplicación metodológica es que sólo se consideran los consumos «directos» ya que un análisis más revelador, como el que se basa en las tablas Input/Output (Velázquez-Alonso, 2006), que dife-rencia entre consumo directo e indirecto de un sector, queda fuera del alcance de este análisis.

�.3. Caracterización económica de los usos del agua

�.3.1. Uso doméstico

Por su naturaleza, el uso doméstico es considerado como prioritario por la Ley de Aguas46 y requiere una gran garantía de provisión en la que la calidad es un factor determinante.

46 Ley 29/1985, de 2 de agosto (BOE núm. 189, de 8-08-1985). Modificada por la Ley 46/1999, de 13 de diciembre (BOE núm. 298, de 14-12-1999). Derogada por el Real Decreto Legislativo 1/2001, de 20 de julio (BOE núm. 176, de 24-07-2001).

Se obtuvieron directamente de la Confederación Hidro-gráfica del Guadalquivir datos de abastecimiento a par-tir de 410 observaciones originales de la cuenca47. De estas cifras de abastecimiento se dedujo el consumo industrial (véase epígrafe correspondiente) calculado en esta misma investigación y el 22% de pérdidas en la red estimadas por el INE48. El consumo de agua para uso urbano no industrial se estima, de este modo, en 415,4 Hm3/año.

47 La falta de datos de consumo municipal (107 sobre el total de 517 municipios de la cuenca, incluyendo Guadalete-Barba-te) se debe a que Confederación sólo controla aquellos munici-pios a los que suministra agua superficial, existiendo núcleos rurales menores que se abastecen de agua subterránea, o bien mediante soluciones «mixtas». Esta falta de datos de Con-federación se subsanó aplicando un consumo mínimo de 160 litros por habitante y día. Dicha cantidad, como estimación del consumo per cápita para los municipios de los que Confede-ración carecía de datos se justifica en base a la opinión de los expertos consultados, ya que esta cifra es, aproximadamente, un 20% inferior al consumo medio en Andalucía, según el INE y puede considerarse adecuada a estos municipios, que son precisamente municipios rurales y de pequeño tamaño, frente a la media andaluza con un cierto peso de las grandes capitales y la presión turística de la costa. En cualquier caso, el peso de estos 107 municipios es relativamente reducido frente al total de la población de la cuenca.

48 Consideramos importante mencionar que en la consulta a expertos del sector industrial y servicios, que se realizó en esta investigación, se reflejó la incertidumbre acerca de este dato proporcionado por el INE. Esta incertidumbre se deriva del hecho de que el Instituto de Estadística no realiza la distinción entre agua perdida en la red y agua no controlada (utilizada para riego de jardines y calles, o simplemente, agua no fac-turada). Fuentes de Asociación Española de Abastecimiento y Saneamiento llegan a hablar de eficiencias de distribución de hasta 85-95%. Sin embargo, por falta de un dato homogéneo para todos los municipios, se mantiene en este estudio una efi-ciencia del 78% ofrecido por el INE, y por ello, cuando se habla de consumo se está haciendo referencia a agua facturada.

http://www.boe.es/

http://civil.udg.es/normacivil/estatal/reals/LAguas2.htm



104


Por otra parte, el vertido de aguas se considera el 78% del consumo (INE, 2002). Las estimaciones de compo-sición de vertidos en los abastecimientos de la demar-cación se han obtenido a partir de la explotación de los datos de la Encuesta sobre suministro y tratamiento de agua facilitados por el INE para 2001, que hemos con-siderado constantes para el año 2002.

Tabla 10. Vertidos y cargas contaminantes por uso

urbano no industrial (2002)

Vertido (m3/año) 322.673.052

Contaminantes (kg/año)

DQO 130.788.522DBO 62.288.633SS 52.154.931N 9.764.647

P 2.769.679

Fuente : calculados a partir de la Encuesta sobre el suministro y tratamiento del agua (INE, 2002).

Es importante tener en cuenta que es muy difícil aislar los datos de cargas contaminantes para los vertidos urbanos exclusivamente industriales, ya que se com-parten las mismas redes de saneamiento. Es por ello que en esta investigación se han estimado coeficientes estadísticos a través de la explotación de la información proporcionada por el INE, que tratan de mejorar los co-eficientes teóricos (tabla 9). La tabla 10 muestra los vertidos y cargas contaminantes.

�.3.2. Uso agrícola y ganadero49

En los últimos años, las actividades agrícolas y gana-deras han experimentado una pérdida relativa de im-

49 Las estimaciones relativas a la agricultura y ganadería que se presentan en el siguiente apartado, así como en el epígra-fe sobre tendencias futuras, fueron realizadas por Carlos Gutiérrez Martín en el seno del grupo de investigación al que pertenece la doctoranda. Agradecemos su autorización para la inclusión de estos datos en este documento, a fin de garantizar la coherencia de este capítulo ofreciendo una visión completa de los usos del agua en la cuenca. Las estimaciones para agricultura y ganadería toman como año base el 2001.

Tabla 9. Comparación entre datos teóricos y estadísticos obtenidos para el Guadalquivir, por comunidad autónoma

Composición de vertidos

DQOmg/l

DBO5mg/l

SSmg/l

n totalmg/l

P totalmg/l

Coeficientes estadísticos empleados

Andalucía 402,66 189,56 163,01 30,26 8,33

Castilla-La Mancha 902,41 333,58 105,59 33,62 20,78

Extremadura 485,72 227,15 150,11 16,14 2,97

Coeficientes teóricos 500,00 220,00 220,00 40,00 8,00

DQO: Demanda Química de Oxígeno; DBO5: Demanda Biológica de Oxígeno; SS: Sólidos en suspensión; N: Nitrógeno; P: Fósforo. Fuente : Coeficientes teóricos: Coribtt (1998): Datos estadísticos calculados a partir de la Encuesta sobre el suministro y tratamiento del agua (INE, 2002).

10�



portancia en el conjunto de la economía española en beneficio de otras actividades como los servicios, tal y como puede observarse en la tabla 11.

Sin embargo, en el Guadalquivir el crecimiento del valor añadido del sector primario es superior al crecimiento global de su economía, y la industria agroalimentaria muestra la importancia del sector primario en general50, que con un 29% del VAB industrial y el 22% del empleo, sigue siendo la más importante en el sector industrial de la demarcación.

Las actividades agrícolas y ganaderas representan, sin lugar a dudas, la presión más importante sobre los re-cursos hídricos, que se hace más patente cuando se compara la escasa participación de estas actividades en el conjunto de la economía con el hecho de que las operaciones del sistema de riego representan cerca del

50 La industria agroalimentaria (alimentación, bebidas y tabaco) aunque muy relacionada con el sector primario, forma parte de la industria y se estudiará en su apartado correspondien-te, pero en este punto nos da una idea de la importancia del sector primario.

82% de las captaciones de aguas continentales y no continentales del conjunto de España (86% en la demar-cación).

El 87% de las explotaciones de la demarcación tienen una superficie inferior a 20 ha, y sólo el 6% supera las 50 ha. La demarcación del Guadalquivir se caracteriza por una estructura dualista, en la que coexisten una agricul-tura de pequeña dimensión, atrasada, descapitalizada y con fuertes limitaciones estructurales, y otra capitalizada con capacidad de enfrentarse a los retos del momento actual (Gallardo, 2001).

Tabla 11. VAB a precios constantes Andalucía y España

Andalucía (103 euros)1995 2002 Tasa Crec. Anual

Ag., gan. y pesca 4.634.681 6.756.537 5,4%Servicios 38.927.447 49.131.945 3,3%Total Economía 54.108.277 70.452.325 3,8%

España (103 euros)1995 2002 Tasa Crec. Anual

Ag., gan. y pesca 18.630.000 21.472.000 2,0%Servicios 278.700.000 345.741.000 3,1%Total economía 403.516.000 508.404.000 3,3%

Nota: no se disponen de datos desagregados para agricultura y ganadería. Fuente: Contabilidad Regional de España (INE, 2005).

10�


Se estima un consumo de 3.366 Hm3, valor muy cer-cano a la estimación del Inventario de Regadíos de la Junta de Andalucía (2002) por lo que confiamos en su validez. La tabla 12 detalla el cálculo de necesidades hídricas por grupos de cultivo para cada comarca51.

La aplicación de las dosis de la Encuesta piloto sobre consumo de fertilizantes del año 2000 por tipo de cul-tivo a nivel de comunidad autónoma, realizada por el

51 Todos los cálculos llevados a cabo para la agricultura se basan en las superficies de cultivos a nivel comarcal, que se han calculado a partir del censo agrario de 1999, actua-lizadas a 2001 con las hojas 1T elaboradas por el MAPYA (declaraciones de cultivos para la Política Agraria Común) y el uso del agua en la ganadería se obtiene a partir del número de cabezas de ganado existentes en la comarca agraria, y empleando coeficientes de consumo de agua y contaminan-tes por cabeza, se llega a la cifra total a nivel de cuenca. En cuanto a regadíos, el consumo de agua se calcula para cada comarca a través de la evapotranspiración potencial (cono-cida como ETo), por el método de Hargreaves (Vanderlinden et al., 2004), y multiplicado por el coeficiente de cultivo, Kc, propio de cada uno se calcula la evapotranspiración final de cada cultivo, esto es, el agua que necesita cada cultivo para su normal desarrollo. Si hacemos esto para cada comarca, restándole la precipitación media mensual, obtenemos las necesidades hídricas de cultivo a nivel comarcal, que fueron proporcionadas por el MIMAM (2004). Para saber el consumo de agua en parcela hay que dividir las necesidades hídricas por el coeficiente de eficiencia del método de riego empleado, que representan el porcentaje de agua aprovechada por la planta respecto a la aplicada en parcela. Dichos coeficientes se calculan a partir de los porcentajes existentes de cada sis-tema de riego en cada comarca (obtenido del Censo Agrario de 1999), asignando valores de 0,5, 0,7 y 0,9 a riego por gravedad, aspersión y localizado respectivamente (Ministerio de Medio Ambiente, 2004). Una vez obtenido el consumo en parcela se multiplica por un coeficiente de pérdidas generales en el transporte, debido a la evaporación desde superficies de agua y fugas en la distribución, estimado en el 20%, según consulta a expertos. Los retornos de agua no consumida por los cultivos que vuelven a las masas de agua serán tenidos en cuenta después, a partir de la cantidad de agua consumida por todos los usos considerados.

entonces Ministerio de Agricultura Pesca y Alimentación permite estimar que el consumo para el año de referen-cia ha sido de 213.000 toneladas de nitrógeno, 59.000 de potasio y 73.000 de fósforo, cuya distribución en los territorios autonómicos es muy similar a las de las superficies de regadío.

Resulta interesante la importancia relativa de los consu-mos y las dosis de fertilizantes por cultivos (también en la tabla 12).

En relación a la agricultura, los distintos reglamentos de la PAC, para la obtención de ayudas procedentes de la UE implican el cumplimiento de un código de buenas practicas agrarias que tienen aprobado todas la Comu-nidades Autónomas (es la llamada condicionalidad, que hasta ahora era opcional, pero tras la reforma de la PAC de 2003 pasa a ser de obligado cumplimiento por los agricultores que se arriesgan a dejar de percibir las ayudas directas si lo incumplen). Este código obliga a un control de abonado y fitosanitarios que reduzcan la contaminación difusa derivada de la actividad agraria.

La tabla 13 confirma que la agricultura de regadío ge-nera una contaminación por unidad de PRB menor que en el secano y la ganadería, ya que es más eficiente en el aprovechamiento de los nutrientes. En las regiones mediterráneas, el factor limitante es el agua, por lo que los aportes suplementarios de la misma permiten un aprovechamiento completo. La agricultura de regadío, con un 22% de generación de nitratos participa en un 60% de la producción final agraria de la cuenca (Berbel y Gutiérrez, 2004), lo que ilustra esta mayor eficiencia en el uso de los insumos.

10�



Para una profundización en el estudio del regadío en la cuenca del Guadalquivir, dentro del nuevo contexto de la DMA, se pueden consultar Berbel y Gutiérrez (2004a), (2004b) y Berbel et al. (2006).

�.3.3. Uso industrial

Para el análisis económico del uso del agua en la indus-tria manufacturera se han escogido dos variables: el

Tabla 12. Importancia relativa de los cultivos, uso de agua y dosis de fertilizantes (2001)

CultivosS. Total S. Secano S. Regadío necesidades

hídricasDosis

nDosisP2O5

Dosis K2O

(% Has) (% Has) (% Has) (% m3) (% kg) (% kg) (% kg)

Cereales para grano 25,2 27,3 18,2 21,8 35,9 47,1 32,2

Olivar 42,6 42,7 42,5 33,0 39,6 20,8 29,0

Viñedo 1,3 1,5 0,5 0,5 0,5 1,6 2,2

Hortalizas 1,1 0,2 4,5 4,0 2,2 3,0 4,4

Cítricos 0,6 2,8 4,2 2,3 2,1 3,1

Frutales no cítricos 2,2 2,2 2,2 1,7 1,1 3,4 3,0

Otros cultivos 18,7 15,5 29,3 34,8 18,4 22,0 26,0

Barbecho 8,2 10,7 - - - - -

Total 100,0 100,0 100,0 100,0 100,0 100,0 100,0

Fuente: elaborado por Carlos Gutiérrez Martín en el seno del grupo de investigación al que pertenece la doctoranda.

Tabla 13. Producto regional bruto y las presiones en términos de nitrógeno y fósforo (2002)

PRB (%) n (%) P (%)

Regadío 3 22 24

No regadío 2 52 56

Ganadería 1 22 17

Resto de usos 93 3 2

Total Andalucía 100 100 100 Fuente: Berbel (2005).

10�


valor añadido bruto a precios de mercado52 y el empleo; estas variables han sido analizadas para cada municipio y subsector de actividad indus-trial, tomando como año de referencia el 2002.

La transformación de los datos económicos industriales a indicadores de presión sobre el recurso del agua se

52 Este trabajo toma los datos de VAB de la tabla simétrica input-output del Instituto Estadístico de Andalucía. Esta misma información podría haberse obtenido de la Contabilidad Regional de España del INE. En el estudio comparativo de las diferentes demarcaciones españolas, realizado por el Ministerio de Medio Ambiente (Ministerio de Medio Ambiente, 2007), se pone de mani-fiesto que la elección de esta base de datos oficiales proporciona resultados superiores. Esta diferencia en el cálculo del VAB de la comunidad autónoma hace que la productividad por trabajador sea mayor cuando se calcula a través de las tablas input-output.

hizo a través de la explotación de la Encuesta sobre la generación de residuos en la industria del INE (2002). Esta explotación permitió la generación de coeficien-tes de uso del agua y de producción de contaminan-tes, en relación con el valor añadido bruto generado por subsectores de actividad industrial. Dichos coefi-cientes (tabla 14) se obtuvieron para el ámbito nacional por parte del equipo encargado del estudio piloto del Júcar (MIMAN, 2004), debido a la falta de una mues-tra, suficientemente desagregada, a escala regional y de demarcación; y se refieren a antes de la depu-ración. En esta investigación se ha realizado una co-rrección a posteriori de los resultados, sustituyendo las estimaciones por datos reales relativos a los cánones

Tabla 14. Coeficientes estimados de uso del agua y la producción de contaminantes, en relación con el

VAB generado por subsectores de actividad industrial

Coeficientes de presiones

m3/103€/año g/103€/añoVolumen de agua captada

Volumen de agua vertida

DBO DQO Sólidos Susp.

ntotal P total Met.

Pes.

Alimentación, bebidas y tabaco 14,19 5,76 1150 3290 350 50 20 0Textil, confección, cuero y calzado 24,22 1,78 110 450 120 30 10 0Madera y corcho 2,69 0,40 0 0 0 0 0 0Papel; edición y artes gráficas 23,34 10,80 60 160 30 20 0 0Industria química 21,12 12,02 1120 4570 890 140 40 20Caucho y plástico 5,15 3,65 230 110 20 10 0 0Otros productos minerales no metálicos 2,43 1,42 40 140 60 0 0 0Metalurgia y productos metálicos 17,81 8,27 110 510 120 40 10 0Maquinaria y equipo mecánico 1,65 0,88 1 9 2 1 0 0Equipo eléctrico, electrónico y óptico 0,62 0,44 13 31 5 0 0 0Fabricación de material de transporte 2,25 0,99 5 186 49 1 0 0Industrias manufactureras diversas 8,76 4,73 9 23 8 1 0 0

Fuente: Ministerio de Medio Ambiente (2004).

109



singulares de vertido53 en los casos en los que se dis-ponía de información a nivel local, proporcionados por la propia Confederación Hidrográfica del Guadalquivir.

En la demarcación del Guadalquivir, la actividad indus-trial del año 2002 requirió 98 Hm3 de agua, cantidad equivalente al 9,23% del consumo industrial de agua del país; y fue el origen de 40,5 Hm3 de aguas residuales de carácter industrial, lo cual representa el 6,48% de los vertidos estimados para la industria nacional.

Los resultados por sectores de actividad industrial se resumen en la tabla 15. En lo relativo a las presiones de cargas contaminantes, los resultados aparecen en la tabla 16.

53 Empresas con autorización especiales, al margen del munici-pio en el que se localizan.

Tabla 1�. Consumo y vertido de agua por sectores de actividad industrial (2002)

Sectores de actividad industrial Consumo (m3/año) Vertido (m3/año)

Alimentación, bebida y tabaco 34.621.716 13.953.021Textil, confección, cuero y calzado 11.868.104 868.361Madera y corcho 371.059 54.356Papel, edición y artes gráficas 10.201.092 4.716.298Industria química 12.110.634 6.880.716Caucho y plástico 970.869 685.755Otros productos minerales no metálicos 1.524.848 834.888Metalurgia y productos metálicos 18.466.212 8.515.470Maquinaria y equipo mecánico 1.098.874 583.381Equipo eléctrico, electrónico y óptico 132.926 95.003Fabricación de material de transporte 2.157.514 948.036Industrias manufactureras diversas 4.512.397 2.421.362Total industria 98.036.243 40.562.849

Tabla 1�. Cargas contaminantes del

uso industrial (2002)

Contaminantes (kg/año)

DQO 3.602.515DBO 11.413.007Sólidos suspensión 1.590.342N 252.380P 91.127Metales pesados 17.723

110


�.3.4. Uso turístico

En términos de presiones por uso del agua, hemos con-siderado, para efectos de este trabajo, que el turismo lo ejerce bajo tres modalidades diferentes.

Turismo de viviendas secundarias. La consideración de viviendas secundarias como parte del turismo, que también se llevó a cabo en el estudio piloto del Júcar (Ministerio de Medio Ambiente, 2004) tiene como objetivo, a efectos de la estimación del uso del agua, separarlas del consumo doméstico estric-to. Este análisis ha seguido el mismo procedimiento de cálculo que el uso doméstico del agua, teniendo en cuenta el número de miembros por vivienda y pro-vincia proporcionados por el Instituto de Estadística de Andalucía. La tasa de ocupación empleada fue de 100 días al año, cifra que se eligió tomando como referencia la utilizada en estudio piloto del Júcar. Turismo industrial, que incluye hoteles, pensiones, apartamentos, casas rurales y camping, cuyos ra-tios de consumo aparecen en la tabla 17, en la que se recogen las tasas de ocupación utilizadas.Golf. En 2002 había registradas 697,5 Ha de cam-pos de golf en la demarcación del Guadalquivir (Fe-deración Andaluza de Golf, 200554). La industria del golf está experimentando un importantísimo creci-miento en España, donde se facturaron 2.375 millo-nes de euros en 2004 (252% más que en 1997)55. Según Gómez-Lama et al. (1994), podemos consi-

54 <www.fag.org>.

55 Estos datos proceden del estudio publicado por Aymerich Golf Management (2005), empresa especializada en la plani-ficación, desarrollo y gestión de campos de golf en España y Portugal, <www.aymerichgolf.com>.

1.

2.

3.

derar que los campos de golf tienen una media de 18 hoyos para una superficie de 50 hectáreas y que el consumo medio por hectárea es de 10.000 m3.

Para la estimación de la presión cualitativa del golf, conviene señalar que las dosis de fertilización recomen-dadas por la literatura y las casas comerciales son va-riables, por lo que se han utilizado los indicadores de contaminación recogidos en la tabla 18, propuestas por Gómez-Lama et al. (1994) para Andalucía.

La tabla 19 muestra la recapitulación de los consumos de agua por modalidad de uso turístico. El consumo total se estima para el año 2002 en 22 Hm3.

Tanto para la vivienda secundaria como para los hote-les, apartamentos, pensiones, casas rurales y camping, se ha considerado, como se hizo para el abastecimien-to urbano, que el vertido de agua supone un 78% del consumo.

En cuanto a cargas contaminantes, también se han conservado los mismos coeficientes de composición de vertidos que se emplearon para el abastecimiento urbano, considerándose que el tipo de actividad desa-rrollada es el mismo. En lo relativo a campos de golf, se han considerado las dosis medias de fertilizantes propuestas por Gómez–Lama et. al (1994), que se se-ñalaron anteriormente.

�.3.�. Comparación entre sectores

La comparación de usos y valor generado por cada actividad es muy compleja, ya que no es compara-ble el valor que genera el agua en una actividad de

http://www.aymerichgolf.com

111



servicios pura con, por ejemplo, el cultivo de arroz. No obstante se presentan a continuación las grandes cifras que ponen de manifiesto el valor, marginalmen-te creciente, del recurso a medida que avanzamos a

sectores más intensivos en conocimiento y con me-nor uso de recursos naturales, es decir desde agri-cultura a servicios. Para una profundización en los resultados por sectores se recomienda la lectura de Martín-Ortega y Berbel (2005a y b), Berbel (2005) y Berbel et al. (2006).

La tabla 21 muestra el resumen de VAB y el consumo de agua en la demarcación, y vemos cómo el sector primario (agricultura, ganadería y pesca) genera el 6% del VAB, y el 11% de los empleos, pero consume el 86% del agua. Los otros sectores más producti-vos se concentran en áreas fuertemente urbaniza-das, que tienden a concentrar aún más la población, áreas metropolitanas que siguen creciendo a costa de zonas rurales que se despueblan; mientras que la agricultura es el soporte del territorio y de la econo-mía rural.

Tabla 1�. Consumo de agua por tipo de establecimiento turístico y tasa de ocupación

Hoteles Apartamentos Pensiones Casas rurales Camping

Agua consumida (litro) por plaza ocupada y día 287 200 174 120 84

Tasa de ocupación (%) 50 50 50 20 14Fuente: elaboración propia a partir de la explotación del informe piloto de Júcar (Ministerio de Medio Ambiente, 2004) y el Instituto Estadístico de Andalucía.

Tabla 1�. Indicadores para la estimación de contaminación de agua por campos de golf

Tipo de superficie % sobre la superficie total del campo

necesidades de fertilizantes (Kg/hectárea y año)

N P2O2 K2OGreens 26 250 100 200Fairways 74 150 60 120

Fuente: Gómez-Lama et al. (1994).

Tabla 19. Consumo de agua para uso turístico por

tipo de establecimiento (2002)

Año base 2002 Consumo de agua (m3/año)

Viviendas secundarias 12.363.035Hoteles 2.080.723Apartamentos 164.457Pensiones 228.568Casas rurales 3.006Camping 75.363Campos de golf 6.975.000

Total 21.890.153

112


Tabla 20. Vertido y cargas contaminantes por establecimiento turístico (2002)

Tipo establecimiento Vertido (m3/año)

DQO (kg/año)

DBO (kg/año)

SS (kg/año)

n(kg/año)

P(kg/año)

K(kg/año)

Viviendas secundarias 9.643.167 3.882.946 1.827.921 157.921 291.817 80.317 -

Hoteles 1.622.964 788.314 368.657 264.562 172.283 13.517 -

Apartamentos 128.277 62.307 29.138 20.911 9.272 1.068 -

Pensiones 178.283 86.597 40.497 29.062 25.066 1.485 -

Casas rurales 2.345 1.139 533 382 193 20 -

Campings 58.784 28.553 13.353 9.582 4.304 490 -

Campos de golf - - - - 122.063 48.825 97.650

Total 11.633.820 4.849.856 2.280.099 482.420 624.998 145.722 97.650

Tabla 21. Resumen del VAB y consumo de agua (2002)

VAB Empleo Consumoagua

euros % miles % Hm3 %

Agricultura y ganadería 3.693.106 6 190 11 3.414 86

Industria 8.059.714 13 207 12 98 2

Turismo 7.288.138 12 200 12 22 1

Resto sectores 41.191.591 68 1.121 65 415 11

Total 60.232.549 100 1.718 100 3.901 100

VAB/empleo empleo VAB/m3

€/empleo Num. / Hm3 €/m3

Agricultura y ganadería 19.437 55,6 1,1

Industria 38.936 2.112,2 82,2

Turismo 36.441 9.090,9 331,3

Total 35.060 440,4 15,4Fuente: elaboración propia con datos de la Contabilidad Regional de España (INE, 2005).

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Resulta significativa la mayor productividad, por metro cúbico estimada, para el turismo que es proporcional-mente mucho mayor que para el sector industrial (cua-tro veces superior), frente a la productividad del empleo, que es muy similar para ambos sectores.

En cuanto a vertidos por sectores, estos se comparan en la tabla 22 para el escenario base.

La tabla 22 es ilustrativa, en términos generales, pero no refleja la complejidad del problema ya que, en algu-nas industrias, la calidad de los vertidos puede ser más relevante que la cantidad, es el caso de algunos verti-dos con contenido en metales pesados o con una alta carga orgánica y problemática sanitaria. No obstante, en términos generales vemos como la presión ambien-tal que ejerce la ganadería, en términos de vertidos de

Tabla 22. Comparación de vertidos por sectores (2002)

Vertidos 2002 Consumo (Hm3/año) % Vertido

(Hm3/año) % n (106kg/año) % P

(106kg/año) %

Agricultura* 3.366,0 86,9 - 0,0 215,7 74,9 74,1 80,0

Ganadería* 47,6 1,2 - 0,0 63,2 21,9 16,1 17,4

Industria 98 2,5 40,5 12,9 0,3 0,1 0,1 0,1

Turismo 21,9 0,5 11,6 3,7 0,6 0,2 0,1 0,1

Doméstico 335,8 8,7 260,9 83,2 7,9 2,7 2,2 2,3

Total 3.869,3 100 313,6 100 287,22 100 92,54 100(*) Los datos para agricultura y ganadería son de 2001. Fuente: elaboración propia con datos de la Contabilidad Regional de España (INE, 2005).

Tabla 23. Consumo y recursos disponibles de agua en el mundo

Región

Recursos renovables per

capitaHogares Industrial Agrícola

Consumo sobre recursos

renovablesmil m3 % % % %

Mundo 7,2 10 21 69 9Países OCDE 9,6 15 44 41 10Guadalquivir 1,6 13 4 83 51Países en desarrollo 6,3 8 11 81 9Norte de África / Oriente Próximo 1,3 8 6 20 63

Fuente: para los datos del resto del mundo véase FAO Water Resources, Development and Management, 2003 en <http://www.fao.org/ag/agl/aglw/>. Ultima consulta en diciembre 2007.

http://www.fao.org/ag/agl/aglw/

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nitrógeno y fósforo, es superior al peso que tendría si nos fijásemos únicamente en el uso estricto de agua.

La tabla 23 muestra la situación de la demarcación, en relación con el resto de regiones del mundo, y de ella se desprende que, para el caso del Guadalquivir, los datos de recursos renovables per cápita, así como el porcentaje de consumo frente a recursos renovables son bastante próximos a los del norte de África, si bien ambas situaciones no son comparables en términos de desarrollo. Como ilustración de esta disparidad, recor-daremos que la demarcación del Guadalquivir es una de las cuencas más reguladas del mundo (mayor número de presas por habitante y kilómetro cuadrado).

�.4. Tendencias futuras de las presiones sobre el recurso hídrico

Como se ha mencionado anteriormente, la construc-ción del escenario futuro (2015 según requiere la DMA), debe consistir en la evaluación de las tendencias de los elementos claves del análisis de cada uno de los usos del agua y la predicción de los cambios en las presio-nes basadas en la modificación de dichos factores so-cioeconómicos. Este escenario debe servir como punto de referencia para la evaluación de los futuros proble-mas del agua. Se trata de proyectar la evolución de la población, las hectáreas regadas, las cabezas de gana-do y el valor añadido generado por la actividad indus-trial, de manera que su aumento pueda ser evaluado en términos de aumento de la presión sobre el recurso.

En lo que a la proyección de tendencias se refiere, Brouwer (2005) considera que la creación de escena-rios es una de las formas más comunes de manejar la incertidumbre, asumiendo el planteamiento de posibles situaciones de las que se desconoce su probabilidad de acaecimiento. El Panel Intergubernamental de Cambio Climático (IPCC), una referencia en la creación de esce-narios, los define como una «descripción coherente», internamente consistente y plausible de un posible esta-do futuro del mundo. En este sentido, se reitera la idea de que se trata de una visualización de un estado futuro a la que no podemos asignar probabilidades pero que refleja una situación posible. Generalmente se diseñan varios escenarios futuros, partiendo de supuestos o vi-siones distintas (generalmente pesimistas, continuistas y optimistas). En este sentido, resulta importante se-ñalar que la propia directiva prescribe la estimación de este escenario 2015 bajo un enfoque, que podríamos llamar de tipo estacionario o business as usual. Es de-cir, la situación debe evaluarse suponiendo que no van a producirse mejoras tecnológicas en el aprovechamiento industrial del agua, o que no se van a introducir dispo-sitivos domésticos más eficientes. Es este enfoque el que permitirá visualizar una posible situación futura que se compararía con los objetivos ecológicos que han de definirse para las demarcaciones hidrográficas. De esta comparación tendrá precisamente que nacer el Progra-ma de Medidas, destinado a corregir la brecha entre las previsiones y los objetivos, previo análisis coste-eficacia de las medidas.

�.4.1. Uso doméstico

El aumento del consumo doméstico se ha calculado en base a la evolución de dos factores determinantes:

11�



Crecimiento demográfico. Se ha observado que, aplicando el crecimiento histórico individual de cada municipio entre 1981 y 2002 al período 2002-2015, se obtenían resultados prácticamente idénticos al que resultaba de aplicar el 11% de crecimiento (pro-yección del INE para España). Es por ello que se ha aceptado como válido este crecimiento vegetativo, que sitúa la población de la cuenca para 2015 en 5.539.280 habitantes. Esto implica que continúa el proceso de concentración de la población en áreas metropolitanas y municipios medianos y grandes.Aumento del consumo de agua por habitante. Se viene registrando un aumento del consumo de agua per cápita (si bien a un ritmo progresivamente más moderado) en Andalucía, que puede asimilarse para la cuenca. Para este estudio se ha aplicado la tasa de crecimiento observada desde 1998 para el pe-ríodo 2002-2015 (tabla 24).

Cuando este aumento del consumo individual se añade al aumento de población, el resultado es el aumento descrito del 29,7% para conjunto en la demarcación. La causa de este aumento, en un periodo de trece años, se debe pues

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al aumento de población (11%) y al aumento del consumo individual (16,8% en el periodo56). Como se ha señalado anteriormente, este aumento podría deberse a factores como menor tamaño de la unidad familiar, mayor extensión superficial de las ciudades, mayor tamaño de vivienda, y cambio del tipo de urbanismo (jardines, piscinas, etc.).

�.4.2. Uso agrícola

Las superficies de cultivo en el escenario base para 2015 se han calculado mediante la aplicación informá-tica proporcionada por el Ministerio de Medio Ambien-te57, en la que se tiene en cuenta la evolución de las superficies entre los censos de 1989 y 1999, las nue-

56 En la sesión de consulta a expertos del sector industrial y servicios, este aumento del consumo per cápita del 16,8% en los próximos trece años se evaluó como alto a largo plazo debido, principalmente, a la influencia de los aspectos psico-lógicos de las restricciones relativas a posibles sequías y a un mejor uso del recurso agua en los hogares.

57 Puede consultarse el manual de la aplicación: Manuales de las aplicaciones informáticas para la caracterización económica de los usos del agua (Ministerio de Medio Ambiente, 2004).

Tabla 24. Crecimiento del consumo de agua de los hogares

Datos observados y tendencia lit/hab díaConsumo 1998 175,0Consumo 2002 182,7Consumo 2015 210,8Parámetro %Crecimiento anual observado 98/2002 1,2Crecimiento per cápita 2002-2015 16,8Crecimiento población cuenca 11,0Crecimiento total 2002-2015 29,7

Fuente: elaboración propia a partir de la explotación de los datos del Indicador sobre Agua. Serie 1996-2003 Suministro y tratamiento de agua por volumen de agua disponible y abastecida (INE, 2004).

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vas superficies de regadío y el efecto de las políticas agrarias (Comisión Europea, 2003).

Conviene señalar algunas de las tendencias, que en agricultura y ganadería, revela el estudio de los censos agrarios de 1989 y 1999:

Disminución de la superficie de secano a favor del regadío, que crece en 346.466 ha.El proceso de disminución y concentración del nú-mero de explotaciones ha sido intenso. El número de explotaciones se ha reducido en 27.000, lo que unido al aumento del 7% de la superficie agraria útil resulta un aumento del tamaño medio de las explo-taciones de 13,45 a 15,94 ha.Disminución del volumen total de trabajo realizado en las explotaciones agrarias (-12%), más acentua-da en al trabajo familiar que en el asalariado, tanto en términos absolutos como relativos.Fuerte crecimiento del olivar de regadío, con algo más de 300.000 nuevas hectáreas, que pasa a ser el cultivo más importante, con el 41% de toda la su-perficie cultivable y el 42% de la superficie de riego. También se aprecia un aumento en las superficies de frutas y hortalizas.El olivar es, sin lugar a dudas, el cultivo singular que más agua consume en valor absoluto dentro de la cuenca debido a la expansión observada. A pesar del bajo consumo por hectárea y la alta efi-

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ciencia del riego, alcanza los 633 Hm3, 472 Hm3 más que en 1989, suponiendo casi el 20% del agua consumida en agricultura. Los cultivos industriales como grupo, también han experimentado un fuerte incremento en su consumo, pasando de 530 a 820 Hm3, con un cambio en su composición de girasol a algodón y remolacha. El consumo de agua también se ha visto aumentado en el grupo de cereales, mo-tivado por el aumento en 34.000 ha de superficie de riego.Como se puede ver en la tabla 25, casi el 44% del aumento de la superficie con riego localizado de Es-paña se situó en el Guadalquivir, así como el 12% de la aspersión. En términos absolutos, el Guadalquivir es la cuenca donde más creció el riego, localizado en este periodo con 272.000 ha nuevas, sin apenas suponer esto un detrimento en la superficie regada mediante otros métodos.

Los ritmos de crecimiento anual en el número de ca-bezas de ganado son, a pesar de las diferencias entre especies, relativamente elevados.

�.4.3. Uso industrial

El factor determinante para la elaboración del escenario de tendencias a 2015 es el aumento de las presiones, derivadas de un incremento del valor añadido bruto de

6.

Tabla 2�. Superficies según método de riego

Guadalquivir España1989 1999 1989 1999

Aspersión 116.142 148.634 623.972 893.133Localizado 48.869 320.876 231.967 854.465Gravedad 215.327 211.391 1.628.991 1.343.455

Fuente: elaboración propia a partir de los censos agrarios, INE (1989) y (1999).

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los distintos sectores industriales. Conviene recordar aquí que el enfoque con el que se aborda el escenario de tendencias es un enfoque de tipo business as usual, tal y como prescribe la propia directiva, con el que se pretende visualizar el escenario futuro, si se mantienen las prácticas actuales, por lo que no se contempla el posible efecto de mejoras tecnológicas que acompa-ñarán el aumento del VAB con un consumo industrial más eficiente del agua. El análisis del crecimiento de las industrias se basa en una extrapolación de las tasas de crecimiento histórico (1996-2002) de la comunidad autónoma al periodo 2002-2015, a escala de demarca-ción, y una posterior corrección por sectores a través de la consulta a expertos de distintos sectores indus-triales (reunión y cuestionario a miembros de confede-raciones de empresarios, responsables empresariales industriales y de empresas andaluzas de agua) y según las previsiones de crecimiento futuro58.

58 El resultado de la extrapolación fue un crecimiento del VAB industrial del 58% en el periodo, es decir, un 3,6% anual de media acumulativa para la producción industrial de la cuenca. Sin embargo, en la reunión con expertos del sector industrial, esta cifra de 3,6% fue juzgada como muy elevada. Por este

�.4.4. Comparación de sectores

La tabla 15 muestra la evolución prevista para el esce-nario 2015 en todos los sectores estudiados. En ella podemos ver unas expectativas de crecimiento conte-nido, un 2%, para el consumo de agua en agricultura, debido fundamentalmente al proceso de modernización de regadíos.

En los sectores urbano e industrial se prevén subidas importantes, en torno al 30% de aumento del consumo, siendo muy significativo el aumento esperado del con-sumo de agua por el turismo de la demarcación (77%), acorde con el mantenimiento de la tendencia de desa-rrollo del sector en la costa gaditana59. Sin embargo,

motivo, se llevaron a cabo correcciones para aquellos sec-tores en los que se había marcado un crecimiento excesivo, alcanzándose un crecimiento general del 2,8%; crecimiento coherente con las previsiones del Ministerio de Economía, de manera globa,l para la industria manufacturera en el momento de realizar este trabajo, incluyendo las previsiones de la Unión Europea.

59 Recordamos que estas estimaciones se hicieron previamente

Tabla 2�. Evolución prevista de consumos en el Guadalquivir

Consumo agua/año

Hm3 % sobre total

2002 2015 var % 2002 2015

Agricultura* 3.366 3.437 2 87 84Ganadería* 48 53 10 1 1Doméstico 336 426 27 9 10Industrial 98 127 30 3 3Turismo 22 39 77 1 1Total 3.870 4.082 5

*Los datos referidos a agricultura y ganadería son del año 2001. Fuente: elaboración propia.

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estas expectativas de crecimiento de los sectores urba-no, industrial y turístico, no se traducirán en una modifi-cación de la configuración del reparto del consumo de agua para el año 2015; esto es debido a un consumo agrícola que se mantiene dominante, por encima del 80%, manteniéndose las cuotas de consumo del resto

a la escisión de las cuencas de Guadalete y Barbate de la cuenca del Guadalquivir.

de sectores prácticamente idénticas al momento que nos sirve de referencia en esta investigación.

La tabla 27 muestra la evolución prevista en términos de vertidos puntuales y contaminación difusa, tanto en lo que a presión cuantitativa se refiere como a contami-nación, en la que resaltamos las fuertes expectativas de crecimiento para el nitrógeno y el fósforo, particular-mente en el sector turístico. Los datos que se aportan de agricultura son de uso de fertilizantes y en ganadería de los subproductos generados, no de contaminantes

Tabla 2�. Vertidos y contaminantes por sectores. Comparación 2002-201�

Sector Vertidos (m3/año)

DQO (Kg/año)

DBO (Kg/año)

Sólidos suspensión (Kg/año)

Total n (Kg/año)

Total P (Kg/año)

Met. Pes (Kg/año)

Agricultura

2001 - - - - 213.662.918 73.150.302 -

2015 - - - - 220.029.973 76.200.264 -

Inc. % - - - - 2,98 4,17 -

Ganadería

2002 - - - - 66.667.178 18.305.544 -

2015 - - - - 52.603.845 17.585.556 -

Inc. % - - - - -21,09 -3,93 -

Industria

2002 40.562.849 3.602.515 11.413.007 1.590.342 252.380 91.127 17.723

2015 54.012.322 3.849.507 12.306.663 1.789.503 288.104 99.323 21.591

Inc. % 33,2 6,9 7,8 12,5 14,2 9,0 21,8

Doméstico

2002 260.970.102 105.686.428 50.255.123 42.230.095 7.897.005 2.230.873 -

2015 331.224.026 134.046.635 63.671.945 53.642.663 10.024.244 2.824.016 -

Inc. % 26,9 26,8 26,7 27,0 26,9 26,6 -

Turismo

2002 11.633.820 4.849.856 2.280.099 1.896.445 624.998 145.722 -

2015 19.583.057 8.200.203 3.854.584 3.192.261 1.115.916 257.605 -

Inc. % 68,3 69,1 69,1 68,3 78,6 76,8 -

Total

2002 313.166.771 114.138.799 63.948.229 45.716.882 8.774.383 2.467.722 17.723

2015 404.819.405 146.096.345 79.833.192 58.624.427 11.428.264 3.180.944 21.591

Inc. % 29,3 28,0 24,8 32,3 30,2 28,9 21,8

DQO: Demanda Química de Oxígeno; DBO5: Demanda Biológica de Oxígeno; SS: Sólidos en suspensión; N: Nitrógeno; P: Fósforo.

*Contaminantes antes de depuración. Agricultura y ganadería no sumados al total. En el caso de la agricultura se trata del uso de N y P, no de los vertidos. En ganadería, se trata de los subproductos de la producción ganadera, no de los contaminantes que llegan a las masas de agua.

Fuente: Elaboración propia.

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que llegan a las masas de agua, por lo que no se han sumado al resto de contaminantes puntuales.

Según lo mostrado en la tabla 27, y sin tener en cuenta la contaminación difusa, se espera un incremento de los contaminantes en torno al 25-30%, salvo para los metales pesados, donde el incremento estimado es in-ferior, debido a que sólo procede, tal y como se ha planteado el análisis, de los vertidos industriales. En ge-neral, este sector es el que experimenta unas subidas menos importantes, en torno al 10% para los distintos contaminantes.

El turismo es el sector para el que se esperan incre-mentos más elevados, particularmente en términos de nitrógeno y fósforo totales, más del 75% de aumento, debido a las mayores expectativas de consumo de agua que ya se han comentado.

Teniendo en cuenta que el Plan Hidrológico de Cuenca (Confederación Hidrográfica del Guadalquivir, 1999) es-tima los recursos naturales renovables en 8.072 Hm³/año (Guadalquivir 7.230 Hm³/año y Guadalete-Barbate

842 Hm³/año), podemos considerar que la situación en la que se encuentra la explotación de los recursos hí-dricos de la demarcación hidrográfica del Guadalquivir en el año base, está rozando los límites superiores de un escenario que podríamos considerar prudente, con un consumo de cerca del 48% de los recursos renova-bles. Sin embargo, y según las previsiones expuestas en esta investigación, la tendencia es que para el año 2015 se dé paso a una situación que hemos calificado de arriesgada (tabla 28), y ello si se respetan, estricta-mente, las previsiones de nuevos regadíos que marca el Plan Nacional de Regadíos. De no ser así, y continuar las extracciones «ilegales», la situación nos llevaría a un aprovechamiento de los recursos renovables del 60%.

Tabla 2�. Escenarios de planificación hidrológica

Situación base(2001-2002) Escenarios de planificación hidrológica Escenario futuro

(2015)

Consumo(Hm3/año) 3.870 Deseable Prudente Arriesgado 4.082

% Consumo /Recursos renovables 48% < 45% 45 – 50 % < 50% 50,6%

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�.�. Incertidumbres en la caracterización de los usos

La propia DMA reconoce la existencia de niveles impor-tantes de incertidumbre y requiere que la caracteriza-ción económica de los usos del agua se realice con la información disponible, lo cual implica asumir la existen-cia de esta incertidumbre en la planificación.

El asunto de la incertidumbre en la implementación del análisis económico de la DMA es tratado en profundi-dad por Brouwer (2005), quien identifica y clasifica las principales incertidumbres del análisis económico, en función del ámbito al que pertenecen: incertidumbres naturales, socio-económicas y políticas; y en función de su naturaleza intrínseca: incertidumbres estadísticas, de escenario, cualitativas e ignorancia reconocida.

Uno de los principales problemas de la caracterización económica es el desajuste entre la escala hidrológica natural, es decir, la demarcación hidrográfica, y la es-cala espacial de información económica: unidades de tipo administrativo tales como la provincia y la comuni-dad autónoma, municipio o comarca. España, como la mayoría de los Estados Miembros europeos, tiene un sistema estadístico fiable, pero los datos económicos disponibles no están desagregados a nivel de demar-cación hidrográfica, lo cual resulta de la aparición de incertidumbre en torno a los usos del agua y las fuentes de contaminación.

Otras fuentes de incertidumbre, en la caracterización de los usos del agua, se encuentran en los siguientes aspectos:

Dificultad de separar los usos domésticos de otros usos urbanos del agua con los que comparten las redes de distribución y cuyos datos se publican de manera agregada. Incertidumbre concerniente a la eficiencia de las re-des de distribución, ya que la publicación de datos (del Instituto Nacional de Estadística) no distingue entre pérdidas en la red y agua no facturada. Falta de información relativa al suministro de aguas subterráneas. Incertidumbre sobre la demanda final de la agricultu-ra es la reforma de la PAC. Estudios anteriores, Ber-bel y Gutiérrez (2004), ponen de manifiesto que los nuevos regadíos de la demarcación tienden hacia cultivos leñosos (cítricos, olivar) de mayor valor aña-dido (y mayor consumo hídrico en el caso de fruta-les). En todo caso, como se apuntó anteriormente, la demanda en 2015 se basa en las previsiones de la Comisión Europea, ya que no se dispone de otra fuente más fiable para este horizonte temporal.La agregación de los subsectores industriales impli-ca la asunción de comportamientos similares en el uso del agua para actividades tan distintas como, por ejemplo, la industria cárnica y la industria taba-quera. Los coeficientes de presión industrial (tabla 7) son nacionales, lo cual implica necesariamente una cier-ta pérdida de precisión cuando se aplican a las re-giones. La falta de datos de VAB industrial a escala munici-pal obligó a la aplicar cifras autonómicas de produc-tividad aparente al empleo industrial municipal. La movilidad laboral no está considerada en la En-cuesta de población activa proporcionada para este estudio por el INE, ya que los sectores de actividad de los encuestados se asignan al municipio donde

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121



éste vive, el cual no tiene por qué coincidir necesa-riamente con el municipio de trabajo. Consideramos que este problema es de menor importancia, ya que el objeto de esta investigación es el de evaluar la presión de los usos del agua a nivel de demarcación y no a escala municipal. En este estudio no se ha considerado, por falta de datos, que en ocasiones los campos de golf son regados con aguas residuales. Esta observación debería ser importante a la hora de realizar un es-tudio más profundo del impacto cuantitativo de la industria del golf.

9.

�. Diseño de la investigación

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�.1. Definición práctica de los beneficios ambientales del agua

De la dificultad de definir, en términos teóricos, los be-neficios ambientales en el contexto de la DMA se deriva también la dificultad práctica de presentar este concep-to de una manera sencilla al público, de modo que le re-sulte relevante y que además permita resultados signifi-cativos para el análisis y su incorporación en sistemas de decisión. Tras varios estudios pilotos (cuyos detalles se ofrecen más adelante), se especificó un modelo de valoración para el Guadalquivir basado en la estimación de los beneficios ambientales, como el valor asignado a la mejora de la calidad del agua desde la situación actual (status quo), a niveles crecientes de calidad de la misma. Cada nivel de calidad del agua fue definido en términos de los posibles usos del agua (consumo humano, uso recreativo, agricultura y uso natural) y de ciertos niveles de riesgo para la salud de las personas y del entorno, a modo de escala de usos y riesgos.

Requerimos en este punto la atención sobre lo que se ha llamado «uso natural» del agua. Esta denominación es la que se ha encontrado, a través de los grupos de discusión, como más acertada para definir el valor del agua no asociado al uso humano, quedando definido

éste como el uso del agua por el entorno y la vida sal-vaje. Tal y como ha sido incluido este nivel en la escala de calidades (asociado al consumo humano), no es po-sible estimar de manera aislada este valor de no-uso. Esta asociación entre ambos niveles (no-uso y consumo humano) se realizó con el fin de no dañar la credibili-dad del ejercicio de valoración; resultaría poco creíble una situación de calidad del agua tal que permitiera el consumo humano directo y que sin embargo supusiera una amenaza para el ambiente. La exploración del valor de no-uso se realiza a través de la mejora de la calidad del agua en la zona de Doñana, como se explicó en el capítulo introductorio de este trabajo.

Esta escala de calidad asociada al uso del agua se ins-pira en la propuesta por Carson y Mitchell (1993), quie-nes prepararon, para la Agencia de Medio Ambiente es-tadounidense (EPA), un estudio de valoración del agua en términos de su susceptibilidad de uso, es decir, la valoración de la calidad de un agua que garantizara las posibilidades de baño (swimminable), pesca (fishable) y navegación (boatable). Estos tres usos estaban en el estudio de Carson y Mitchell, así como en estudios pos-teriores como el de Herberling (2000), organizados de forma jerárquica, de modo que cada nivel superior, den-tro de la escala, incluye los usos incluidos en los niveles


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inferiores, siendo el baño el nivel superior y la navega-ción el nivel inferior. En nuestro estudio, un agua con calidad muy buena permitiría todos los usos del agua y estaría en perfectas condiciones ambientales (valor de no-uso); una calidad buena permitiría además del uso recreativo, el riego agrícola; y una calidad moderada, permitiría sólo el uso agrícola. Finalmente, un agua de mala calidad no podría ser utilizada sin tratamiento. El criterio seguido para la correspondencia entre los nive-les de calidad y los posibles usos fue el de «grado de contacto humano con el agua». Así, el mayor grado de contacto humano es la bebida (consumo humano), el segundo el contacto físico a través del uso recreativo (pesca y baño) y el tercero, un contacto indirecto a tra-vés de la agricultura.

Como aportación adicional al enfoque de Carson y Mi-tchell, en nuestro trabajo incluimos la noción de riesgo para la salud de las personas, el entorno y la vida sal-vaje que depende del entorno (sin riesgo, riesgo bajo, moderado y elevado).

El enfoque de Carson y Mitchell no está exento de críti-cas, que son extensibles a nuestro propio trabajo. Este modelo, basado en la escala de categorías de calidad vinculadas al uso del agua, asume una determinada or-denación jerárquica de los usos. Es decir, asume que un agua que es satisfactoria para el baño y la pesca, lo es también para agricultura. Existen trabajos que abogan por que esta simplificación jerárquica no se correspon-da siempre con las certidumbres científicas actuales so-bre la calidad hídrica, e insisten en la necesaria comple-jidad multidimensional de la valoración del agua. Tales son las conclusiones de Wesley et al. (2000), quienes encuentran en su estudio, basado en estadísticas de la EPA estadounidense sobre lagos y ríos, que en el 85%

de los casos estudiados el agua es susceptible de ser bebida pero sólo el 79% es recomendable para baño, violando la jerarquía de Carson y Mitchell.

Sin embargo, el estudio de Carson y Mitchel demostró que esta escala de calidad, que está basada en el cono-cimiento adquirido a lo largo de la amplia experiencia de la EPA, resultaba fácilmente compresible para el público en general y establecía una relación clara entre el ejer-cicio de evaluación y el comportamiento que pretendían observar. El uso de categorías relativas a la calidad del agua (muy buena, buena, moderada o mala) permite una mayor comprensión por parte de la sociedad y se corresponden con escenarios físico-químicos razona-bles de manera general. En este sentido, el estudio de Hanley et al. (2006b), que utiliza parámetros físicos de la calidad ecológica de los ríos (vida salvaje saludable y poblaciones vegetales, ausencia de basura en los ríos y buen estado de erosión de los ríos) y que resultaron no significativos, pone de manifiesto la inconveniencia de los mismos para la evaluación.

Por otra parte, debe señalarse que la certidumbre cien-tífica que sirve de base a la crítica de Wesley y sus cole-gas, parece no haberse alcanzado todavía en el ámbito de la Directiva Marco del Agua y la definición del estado ecológico. El artículo 2 (epígrafe 21) de la DMA define el estado ecológico como una expresión de la calidad de las estructuras y funcionamiento de los ecosistemas asociados con las aguas superficiales60. El anexo V (ta-bla 1.1) de la directiva establece los elementos de cali-dad que deben ser utilizados para la valoración del esta-

60 En el mismo contexto (artículo 2, epígrafe 23), la directiva define el potencial ecológico como es estado de una masa de agua altamente modificada o artificial.

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do/potencial ecológico de las aguas y que se agrupan en tres grandes categorías: a) parámetros biológicos, b) parámetros hidromorfológicos y c) parámetros quí-micos y físico-químicos. La tabla 1.2 del mismo anexo proporciona una definición, sólo a rasgos generales, del estado ecológico de acuerdo con estos parámetros, es-tableciendo cinco categorías: alto, bueno, moderado, pobre y malo61. Corresponde a los Estados Miembros el desarrollo de sistemas de clasificación, conformes a las definiciones recogidas por la norma.

En noviembre de 2002 un grupo de trabajo informal de-dicado a la definición del estado ecológico de las aguas superficiales, el ECOSTAT WG 2.A, fue creado en el con-texto de la Estrategia Conjunta de Implementación de la DMA con la responsabilidad de desarrollar directrices de apoyo para el proceso de clasificación ecológica. Como consecuencia de los trabajos del ECOSTAT se crea el documento del Enfoque general para la clasifi-cación del estado y potencial ecológico (Comisión Eu-ropea, 2003), en el que se resumen las reglas y foco generales para esta clasificación. En este mismo docu-mento se admite que existen ciertos aspectos técnicos específicos, no resueltos para esta clasificación y se reconoce que los Estados Miembros necesitan todavía

61 Se puede comprobar como la escala de calidad del agua propuesta para esta investigación supone una aproximación, muy cercana, a la propia clasificación del estado ecológico establecido por la directiva. El anexo V (sección 1.4.2 relativa a la preparación de la monitorización de resultados y clasifica-ción del estado/potencial ecológico) de la misma establece el siguiente código de colores para las distintas categorías: azul para alto, verde para bueno, amarillo para moderado, naranja para pobre y rojo para malo. En nuestra escala de calidad de agua hemos reducido en un nivel la clasificación (eliminado la categoría pobre, naranja) con el objetivo de evitar una excesiva complejidad en el diseño al que debe enfrentarse el público.

una significativa expansión de su conocimiento técnico y experiencia en este sentido.

Cuatro años después de estas reflexiones, en el contex-to del Ejercicio Europeo de Intercalibración62, se admite que, a pesar del ingente trabajo que actualmente se está realizando, no existe todavía una garantía final rela-tiva a la ambición de establecer niveles de estado ecoló-gico comparables entre los países. Consideramos que, esta asumida incapacidad demuestra el largo camino que aún falta por recorrer para la definición y homo-genización de parámetros definitorios del buen estado ecológico. En este sentido, la vinculación de los niveles de calidades a posibles usos del agua parece un modo práctico para ir avanzando en la estimación de los be-neficios ambientales, en paralelo a la investigación que parece todavía necesaria en el ámbito científico-técni-co, en relación a la definición del estado ecológico. Con-viene además recordar que lo que debe interesarnos, desde un punto de vista económico, son los beneficios (bienestar) para las personas, como consecuencia del buen estado ecológico. No es tarea del análisis econó-mico descifrar a qué combinación de parámetros físico-químicos corresponde este estado ecológico. Conside-ramos que se debe evitar la utilización de indicadores ordinales sobre contaminación, concentración de me-tales pesados u otro tipo de indicadores de la calidad

62 La Comisión Europea se compromete, en el texto de la directiva (sección 1.4 del Anexo V) a facilitar el ejercicio de inter-calibración (establecimiento de los rangos de valores definitorios de las categorías de estado/potencial ecológico), requerido por parte de los Estados Miembros. Como parte de esta facilitación, la Comisión se compromete a la promo-ción del intercambio de información y creación de una red de intercalibración. Las conclusiones a las que se hace referencia son el resultado de estos intercambios (véase <htttp://forum.europa.eu.int/Public/irc/jrc/jrc_eewai/library>).

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ambiental, ya que no corresponde a la sociedad hacer esta distinción, sino a los expertos.

Por otra parte, los objetivos de calidad de las aguas para el Guadalquivir fueron establecidos por el Plan Hidrológico (Confederación Hidrográfica del Guadal-quivir, 1999) en términos de la adecuación de las aguas al uso, de un modo, en cierta manera similar, al que se propone en esta investigación: agua para consumo de los hogares, calidad del agua para la vida piscícola y agua apta para baño (si bien no de manera jerárquica).

Este escenario de valoración, en términos de escala de calidades-usos, responde pues a dos criterios: a) la de-manda informativa requerida por la DMA para su inser-ción como input de la política pública, y b) la relevancia o sentido para los encuestados.

Hay un elemento clave que no aparece reflejado en el análisis tal y como se ha planteado para la inves-tigación. El buen estado ecológico del agua no se relaciona exclusivamente con el aspecto cualitativo de su calidad. Es evidente que el mantenimiento de ciertos volúmenes de agua determina, de manera fun-damental, la buena salud de los ecosistemas, de ahí que se hayan definido y estudiado conceptos como el de caudal ecológico (cantidad de agua necesaria para preservar el hábitat natural, las funciones ambientales del ecosistema y el paisaje) y se hayan desarrollado diversas metodologías para su estimación y la eva-luación de su incidencia en el funcionamiento de los ecosistemas acuáticos y asociados. Para una revisión de los distintos enfoques empleados en la estimación de los caudales ecológicos se puede consultar Jowett (1997).

Este aspecto cuantitativo es particularmente relevante en nuestra región donde las tendencias perfilan situa-ciones futuras insostenibles, en cuanto al consumo del agua, y muestran escenarios de creciente competencia entre los usos del agua (tal y como se mostró en el capítulo 5), con las crisis sociales que ello provoca y que hemos vivido en la historia reciente de nuestro país. Siendo conscientes de la importancia de este aspec-to cuantitativo, se ha tratado de incluir en esta inves-tigación. Se probó la posibilidad de incluirlo como un atributo adicional en el diseño de los experimentos de elección, pero los grupos de discusión y los test pilotos demostraron la dificultad de aproximación intelectual al problema por parte de los encuestados. Además, y debido a la amplitud de objetivos de la investigación, el cuestionario excedía la extensión razonable para in-cluir un ejercicio de valoración adicional relativo a los aspectos cuantitativos. Se consideró más conveniente llevar a cabo una primera investigación que probara el buen funcionamiento del modelo a través de la calidad del agua y los usos, dejándose la inclusión de los as-pectos cuantitativos para futuras investigaciones, tal y como se describe en el apartado de conclusiones de este trabajo.

�.2. La dimensión territorial en el escenario de la valoración ambiental

En el ámbito de la economía ambiental y de los re-cursos naturales el espacio, en forma de distancia, ha jugado un rol importante en el análisis de la de-manda recreativa (el método del coste del viaje está

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basado, de forma esencial, en términos espaciales) y en los modelos de precios hedónicos de la tierra. Bateman et al. (2002) pueden ser consultados en relación a los elementos clave y últimos avances en este sentido. Sin embargo, ya a mediados de los no-venta, algunos autores como Eade y Moran (1996) y Bockstael (1996) subrayaron que se había prestado relativamente poca atención a la dimensión espacial, en el análisis de la sostenibilidad y las relaciones entre la distribución del capital natural y el bienes-tar. Una década después, la literatura científica sigue poniendo de manifiesto que el análisis de la escala espacial, en la que los servicios de los ecosistemas son proporcionados sigue siendo escaso, Hein et al., (2006) y Bateman et al., (2002). Schaafsma y Brouwer ( 2006) encuentran, en su revisión de guías de valoración ambiental, aplicadas a los recursos hí-dricos, que los aspectos espaciales y territoriales han sido, hasta el momento, considerados de mane-ra sólo limitada. Mientras que muchas de estas guías para la valoración ambiental apuntan a la importancia de la especificidad del emplazamiento, apenas ningu-na de ellas discute la posible dependencia espacial de los valores relativos al agua.

Por su parte, Johnston et al. (2002) encuentran que los estudios de preferencia expresada, raramente in-corporan atributos espaciales que son, sin embargo, relevantes para la estimación del bienestar. En su estu-dio los autores encuentran que la información espacial puede incluso influenciar el valor marginal de los atri-butos no espaciales en los ejercicios de valoración, de modo que su omisión puede llevar a la generación de sesgos en las estimaciones de disponibilidad a pagar en que se basan estos métodos.

Aparte de esta falta de estudio, de los aspectos espa-ciales como elementos a explorar en los estudios de va-loración de los recursos hídricos, hay otro aspecto que destacar, en cuanto a la aproximación territorial que de los mismos se ha hecho: la escala a la que se han lle-vado a cabo ha sido hasta ahora restrictiva, es decir, sólo componentes individuales de las demarcaciones hi-drográficas han sido evaluados. Este es el caso de los estudios de valoración de humedales, muchos de los cuales son citados por Barbier et al. (1997), Brouwer et al. (1999) y Brander et al. (2006); la valoración de lagos y embalses para uso recreativo y producción energética (Loomis, 2000); la valoración de acuíferos Stenger y Willinger (1998); y ríos Hanley et al., (2006b). Enten-demos que la DMA requiere de la profundización, en la dimensión territorial, a escala de demarcación hidrográ-fica como unidad integradora de los elementos antes señalados y que han centrado hasta ahora los ejercicios de valoración de los recursos hídricos.

En relación a este asunto, llamamos la atención sobre el ya mencionado proyecto de investigación Catchments Hydrology, Resource, Economics and Management (ChREAM) para la evaluación de los beneficios para la agricultura de la DMA, en el que la dimensión espacial es el elemento central en la valoración ambiental Bate-man et al. (2006).

Con el propósito de incluir la dimensión territorial de los beneficios derivados de la mejora de la calidad del agua, tal y como se especifica en la propuesta concep-tual recogida en el capítulo 3, este estudio se basa en el análisis de la calidad del agua por subáreas de la de-marcación y se apoya en la utilización de mapas. Otros estudios de valoración ambiental han utilizado material visual en su descripción de los bienes a valorar, Crocker

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(1985), Boyle y Bishop (1988), y Kontoleon y Swanson (2003). Kramer y Mecer (1997) utilizaron mapas en sus cuestionarios como apoyo a la estimación de preferen-cias expresadas para la valoración de la protección de la selva tropical, mostrando distintos escenarios de deforestación. Los trabajos de Ready et al. (1995) y Bateman y Langford (1997) presentaban mapas mos-trando las localizaciones y límites de humedales, para la estimación de la DAP por evitar la pérdida de los hume-dales. Sin embargo, en nuestra investigación se evalúa el conjunto de la una demarcación hidrográfica, y no un elemento de la misma, tal como un humedal, lago, río o acuífero, y en el que la dimensión espacial y los mapas son empleados más allá de meros soportes visuales y forman parte integrante y esencial de la valoración.

El uso de mapas ofrece una doble ventaja: a) por una parte nos permite introducir la zona en la que se pro-duce la mejora de la calidad del agua como un atributo adicional de la valoración, permitiendo estudiar la he-terogeneidad territorial de los beneficios derivados de la mejora de la calidad del agua; y b) por otra parte, supone una herramienta amigable para la comunicación con el encuestado, en la que se puede presentar si-multanea y fácilmente mayor cantidad de información (qué cambio en el bien ambiental se produce y dónde se produce).

Concretamente, la demarcación hidrográfica fue dividi-da en cuatro zonas. Esta división fue realizada atendien-do a tres criterios. En primer lugar, se trató de ajustar lo más posible a la zonificación hidrológica definida por la propia Confederación Hidrográfica. Como las divisiones hidrológicas resultaban en un número demasiado eleva-do, fueron agrupadas en unidades mayores, siguiendo el segundo de los criterios: mantener un número razo-

nable de zonas para el encuestado. Finalmente, se trató de que la zonificación tuviera una relevancia social, es decir, que fueran unidades fácilmente reconocibles por los encuestados, por tratarse de zonas con caracte-rísticas socioeconómicas, paisajísticas y morfológicas diferenciales, de modo que fuera posible para el indi-viduo identificarse con ellas. La delimitación de estas zonas debe entenderse en relación con estos criterios y, evidentemente, podía haber sido otra o haberse ajus-tado en mayor medida a uno sólo de estos criterios; sin embargo, conviene recordar que esta investigación pretende probar un modelo de valoración económica del estado del agua, por lo que la elección de las zonas debe, sobre todo, estar al servicio de esta valoración, siendo más importante su relevancia y la capacidad de identificación por parte de los encuestados que el ajus-te a una delimitación de tipo puramente hidrológico.

De este modo, la cuenca queda dividida, a efectos de esta investigación, en: zona Alto Guadalquivir63 (en ade-lante Alto), zona Valle del Guadalquivir (en adelante Va-lle), zona Campiña y zona Doñana, como aparece en la figura 6. La zona Alto se corresponde a un paisaje montañoso, poco poblado y no intensivamente explota-do por la agricultura. La zona Valle incluye la corriente principal del río Guadalquivir, está sometida a una explo-tación agrícola muy importante y alberga a las principa-les ciudades de la cuenca (Sevilla, Córdoba y Granada), así como algunas de las principales industrias de la re-gión. La zona Campiña presenta un paisaje agrícola con

63 En términos geográficos, la denominación Alto Guadalquivir corresponde con una comarca de la provincia de Córdoba. A efectos de nuestra investigación, la denominación Alto corres-ponde a un área más extensa que abarca Sierra Morena y las partes altas de la cuenca.

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ciudades de tamaño mediano y con una calidad de las aguas pobre (ríos salados). La zona Doñana se corres-ponde con una versión expandida del espacio natural protegido.

�.3. Estructura y descripción del cuestionario

Un único cuestionario fue aplicado a una muestra de un total de 619 personas, localizadas en poblaciones de las tres áreas que se han considerado pobladas a

efectos de esta investigación: zona Alto, zona Valle y zona Campiña64.

64 La zona Doñana se considera, a efectos de esta investiga-ción, como una zona no poblada, aunque la delimitación en el mapa sobrepase los límites de la reserva biológica. Esto se debe a que se pretende analizar en términos de valores de no-uso, de modo que se especificó a los encuestados que los beneficiarios de la mejora de la calidad de las aguas en la zona Doñana serían exclusivamente el entorno y la vida salvaje que depende del entorno. Evidentemente hubiera sido también muy interesante hacer una revisión del análisis, incluyendo a la población residente en las proximidades al espacio protegido, pero se consideró más relevante para la investigación profun-dizar en los valores de no-uso.

Figura �. División de la demarcación en subáreas de estudio

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El cuestionario empleado se compone de tres bloques principales. El primero de ellos está orientado a la iden-tificación de la relación del individuo con el agua y con los problemas ambientales en general. Un segundo blo-que que constituye el núcleo del ejercicio de valoración y que incluye preguntas relativas al conocimiento de las zonas de estudio y la situación de la calidad del agua; las preguntas de valoración contingente y experimentos de elección; la identificación de respuestas protestas y el análisis de la incertidumbre. Finalmente, se incluye un tercer bloque de preguntas destinado a recoger la información sociodemográfica relevante.

la relación del individuo con el agua

Llamamos la atención sobre los trabajos de Moyano et al. (2004), que analizan el modo en que el debate hídri-co se distribuye y construye en la opinión pública anda-luza. El objetivo de los mismos es la identificación de la intensidad y la extensión del debate público en torno al agua, la determinación de las relaciones existentes entre cada una de las dimensiones que lo conforman y la determinación de la estructura que articula el debate hídrico. Hemos considerado que las conclusiones de la citada investigación (que son para Andalucía, pero que pueden asumirse para el contexto de la demarca-ción del Guadalquivir) debían ser tenidas en cuenta en nuestro estudio, ya que entendemos que, tal y como se expuso en la propuesta conceptual del capítulo 3, el discurso hídrico individual repercute sobre la percep-ción en relación al bien ambiental, y por tanto, en la percepción del beneficio derivado de los cambios en la provisión del mismo. Este primer bloque de preguntas trata de recoger información relativa a: a) la relación del individuo con el agua (recreativa y profesional); b) nivel de preocupación/conocimiento sobre los proble-

mas ambientales en general, e hídricos en particular y c) relación con Doñana (visitas y opinión sobre la impor-tancia de conservación, entre otros).

la valoración

El segundo bloque del cuestionario está formado por el conjunto de preguntas de valoración y constituye el núcleo central del diseño (valoración contingente y ex-perimentos de elección).

En primer lugar, se acerca al encuestado al bien a valorar. Primero se presentan las zonas en las que se ha dividido la demarcación hidrográfica. Se incluyen preguntas para estimar el grado de conocimiento de las zonas (si las ha visitado, si las conoce, si conoce el estado del agua, etc.). A continuación se introdu-ce al entrevistado en el segundo de los atributos: la calidad del agua y sus niveles. Se hace explícita re-ferencia a la Directiva Marco del Agua y se presenta la escala de calidades de uso y niveles de riesgo y se muestra la situación actual de la calidad del agua en las distintas zonas. Además, se interroga al en-cuestado sobre la credibilidad que concede a dicha representación de la situación actual y acerca del grado de conciencia que tiene sobre la misma, como mecanismos de control de algunos de los sesgos que se han mencionado en el capítulo metodológico de este documento.

Descripción sociodemográfica del individuo

El tercer y último bloque recoge las características so-ciodemográficas que se han considerado relevantes y que son en general las convencionales en los estudios basados en el análisis estadístico de la opinión pública

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(edad, sexo, nivel de estudios, tamaño del hogar, sector y categoría de empleo y nivel de ingresos).

�.4. El escenario de valoración de los beneficios ambientales

Para la construcción de las situaciones hipotéticas de mercado en las que se basan los métodos de preferen-

cia expresadas de valoración ambiental, la descripción del estado actual del bien y de las modificaciones de este estado, se lleva a cabo a través de la asignación de valores a los atributos, generando diferentes alterna-tivas dentro de ese mercado hipotético.

La escala de calidad de las aguas y la división terri-torial de la demarcación del Guadalquivir en zonas de estudio se han combinado para la construcción del escenario de valoración que se ha aplicado en esta investigación. En la figura 7, se presenta el mapa de la

Figura �. Situación de la calidad actual del agua en la cuenca (status quo)

Muy buena

Buena Moderada

Mala

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situación actual de la calidad del agua que fue presen-tado a los encuestados. Puede observarse que a cada zona de estudio de la demarcación (Alto, Valle, Campi-ña y Doñana) se ha asignado un nivel de la escala de usos y riesgos, que representa la calidad actual de la misma. Esta asignación de niveles de calidad ha sido realizada tomando como base la información ofreci-da por la Confederación Hidrográfica del Guadalquivir en los informes sobre los artículos 5 y 6, elaborados como parte de la implementación de la DMA (Confede-ración Hidrográfica del Guadalquivir, 2007). La citada fuente ofrece la información sobre la calidad del agua a una escala mucho menor que la que aparece refleja-da en este mapa, ya que se trata de información al ni-vel de masa de agua. Para mantener un mapa razona-blemente claro que presentar a los encuestados, esta información tuvo que ser agregada, lo cual conlleva necesariamente una pérdida de precisión. Para asegu-rarnos de que esta pérdida de precisión no anulara la veracidad de la información presentada, el mapa fue presentado a expertos de la demarcación del Guadal-quivir, quienes lo validaron65.

65 A modo de resumen, los expertos advirtieron de que no toda Sierra Morena está en buen estado debido a problemas de eutrofización; señalaron la existencia de «puntos negros» de contaminación (Puertollano y ciertos puntos en el Valle del Guadalquivir y del Genil), así como la buena situación de las cabeceras de ciertos ríos de la campiña sevillana y de los alrededores de Sierra Mágina.

�.�. Descripción del ejercicio de valoración contingente

La valoración contingente propuesta en esta investi-gación tiene como objetivo estimar la disponibilidad a aceptar por la mejora de la calidad del agua en el con-junto de la cuenca. Los encuestados son interrogados acerca de la cantidad de dinero que estarían dispuestos a pagar por pasar de la situación actual, status quo a: a) en primer lugar, una situación en la que el conjunto de la cuenca mejore hacia una calidad buena y b) en segundo lugar, a una situación de calidad muy buena, del modo en que se ilustra en la figura 8. La inclusión de estas dos preguntas consecutivas tiene como objetivo probar la sensibilidad al alcance de la mejora de la calidad del agua por el público, que recordamos constituye una de las hipótesis a probar en este trabajo. Se trata pues, de una medida interna de la sensibilidad al alcance de la mejora, para constatar la conformidad con la teoría económica: mayores disponibilidades a pagar son espe-radas para mayores niveles de provisión, cuantitativa o cualitativa, del bien (Carson et al., 2001)66.

66 Carson et al. (2001) señalan que algunos críticos consideran el test interno como menos fiable, ya que consideran que los encuestados pueden responder, no en función de sus preferencias reales a ambas preguntas, sin simplemente para mantener su propia coherencia. Sin embargo, señalan los citados autores que la prueba «interna» tiene más fuerza esta-dística, ya que controla, de forma específica, la variación en la disponibilidad a aceptar de un mismo individuo. Por prueba externa se entiende la pregunta de la DAP por la provisión del bien a distintos niveles para submuestras distintas.

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Formato de elección

El formato de elección elegido para esta valoración fue la tarjeta de pago, que ofrece al encuestado una gama de posibles DAP crecientes entre las que poder elegir, del modo recomendado por Rowe et al. (1996). La tar-

jeta de pago incluyó también una opción abierta y una opción de «no sabe» (figura 9). Las cantidades moneta-rias incluidas en la tarjeta de pago fueron seleccionadas de forma que la cantidad máxima fuese mayor que las cantidades máximas de DAP anticipadas durante las en-cuestas piloto.

Figura �. Ejercicio de valoración contingente (apoyo visual)

Figura 9. Tarjeta de pago abierta

□ 0 € □ 5 € □ 15 € □ 35 € □ 55 € □ 75 € □ 120 € □ 300 €

□ 1 € □ 8 € □ 20 € □ 40 € □ 60 € □ 80 € □ 150 € □ Más de 300 € ¿Cuánto?………

□ 2 € □ 10 € □ 25 € □ 45 € □ 65 € □ 90 € □ 200 € □ Otra cantidad ¿Cuánto?……

□ 3 € □ 12 € □ 30 € □ 50 € □ 70 € □ 100 € □ 250 € □ No sabe.

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Se ha producido en el ámbito de la economía ambiental un debate sobre el formato de la elección más apropia-do, véase, por ejemplo Hanley et al. (2003), y Foster y Mourato (2003), ya que la literatura ha demostrado que distintos formatos de elección dan lugar a diferentes es-timaciones de DAP (Carson et al., 2001). Este debate se ha centrado principalmente en la elección entre dos vehículos: el formato abierto (más antiguo) y la elección dicotómica (desarrollado a lo largo de los años ochenta) que ofrece estimaciones mayores y menor número de ce-ros. El formato abierto permite trabajar con muestras de menor tamaño (y, por tanto, estudios menos costosos), pero se considera más susceptible de generar respues-tas protestas (en general, puede resultar más difícil elegir una cifra que responder sí o no a preguntas concretas) y más dependiente de la credibilidad del escenario. Sin embargo, los estudios de Ready et al. (2001) ponen de manifiesto que el formato abierto muestra las cantida-des que los encuestados están dispuestos a pagar con mayor grado de certeza. El panel de expertos que elabo-raron el informe para la NOAA, sobre la aplicabilidad de la valoración contingente (Arrow et al., 1993), recomen-dó el formato de elección dicotómica. Desde entonces, la literatura se ha inclinado por el uso de este formato (Carson et al., 2001). Si bien, no hay que olvidar que la elección dicotómica también es susceptible de sesgos, tal y como señalan Bateman et al. (1995), derivados de aspectos psicológicos de la elección: cuando el encues-tado se enfrenta con bienes con los que no tiene familiari-dad, puede interpretar la oferta de la elección dicotómica como una indicación del valor verdadero del bien y produ-cirse un sesgo de anclaje.

En esta investigación hemos apostado por la tarjeta de pago, con el fin de garantizar la suficiencia del tamaño de la muestra; Arrow et al. (1993) hablan de una muestra de al

menos 1.000 individuos como apropiada para la elección dicotómica, lo cual excedía nuestro presupuesto. Además, Balistreri et al. (2001) encuentran que el sesgo hipotético es menor en los formatos abiertos que cerrados.

El vehículo de pago

El vehículo de pago es otro de los elementos crucia-les en las encuestas de valoración contingente, ya que provee el contexto en el que se produce el pago (impuestos, entrada a un recinto, facturas, etc.). El vehículo de pago afecta al modo en que el encuesta-do responde a la pregunta de elección, pudiendo dar lugar a la aparición de sesgos. El sesgo del vehícu-lo de pago ocurre, según Mitchell y Carson (1989), cuando éste es incorrectamente interpretado o inter-pretado de manera diferente al investigador. Según Morrison et al. (2000) una causa común del sesgo por vehículo de pago es que éste sea considerado no plausible o cuestionable por el entrevistado. Si tal es el caso, éste puede tratar la encuesta como hi-potética y modificar su oferta (DAP) o bien protestar. Para minimizar los posibles sesgos por vehículo de pago Morrison et al. (2000) proponen, entre otras técnicas, la recodificación de las respuestas protes-tas, tal y como se ha realizado en esta investigación (véase capítulo 8).

Durante el proceso de prueba de la encuesta se ensa-yaron tres vehículos de pago: impuesto de calidad del agua, incremento bimensual de la factura del agua e incremento anual de la factura del agua. Este último fue el que menos respuestas protestas (específicas relati-vas al vehículo de pago) generó durante las encuestas piloto, un 3% frente a 8 y 4% del impuesto y la factura bimensual, respectivamente.

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En este trabajo los beneficios se han calculado estable-ciendo un horizonte arbitrario de diez años, si bien es esperable que los beneficios derivados del buen estado ecológico se generen mientras éste se mantenga. En la agregación de los resultados en el tiempo y en la comparación de los beneficios con las medidas debe-rán tenerse en cuenta las tasas de descuento. Escapa al objetivo de este trabajo discutir sobre las tasas de descuento más apropiadas.

Análisis de la incertidumbre

Las técnicas de preferencias expresadas son contro-vertidas porque se basan en elecciones hipotéticas y no reales, al contrario que las elecciones de mercado. Por una parte, estudios previos en la literatura han su-gerido que la valoración contingente da lugar a sesgos hipotéticos, sobreestimaciones de las disponibilidades a pagar) tanto en formatos de elección dicotómica, Cummings et al. (1995), como formatos abiertos, Neill et al. (1994) y Loomis (1996). Por otra parte, la des-cripción del bien ambiental que se evalúa puede resul-tar incompleta o confusa para los encuestados, que a su vez, pueden tener escasa experiencia en relación con el bien, expresando inciertas disponibilidades a pagar (lo que Alberini et al. (2003) llaman «incertidum-bre verdadera»).

Blumenschein et al. (1998) constatan que, si bien las respuestas afirmativas hipotéticas sobreestiman las de-cisiones reales (de compra), la hipótesis nula de que las respuestas afirmativas seguras (sin duda) se correspon-den con decisiones reales no puede ser rechazada. Por su parte, Stevens (2000) considera que cuando se da a los encuestados la oportunidad de expresar su grado de convicción dan respuestas más precisas y próximas a sus preferencias reales.

Por estos dos motivos, y para superar, al menos par-cialmente, el sesgo hipotético y la incertidumbre en las respuestas, se incluyó en el cuestionario una pregunta relativa a cómo de seguro se encontraba el entrevista-do de su respuesta en una escala de 0 a 100% idéntica a la presentada a continuación (figura 10).

�.�. El experimento de elección

Definición de atributos y alternativas de elección

Los experimentos de elección capturan la valoración que del bien ambiental hacen los encuestados, a través de la elección entre situaciones alternativas definidas por

Figura 10. Pregunta sobre la certidumbre de la respuesta de DAP

Por favor, indique en la escala cómo de seguro está de que efectivamente pagaría esa cantidad de dinero. Está seguro al:

0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100%

13�


combinaciones de distintos niveles de los atributos, y que aparecen representadas por una serie de conjuntos elegibles. En nuestro caso los atributos son la calidad del agua en cada una de las distintas zonas de estudio (además del atributo monetario), de forma que se incluye de manera explícita la dimensión territorial al incluir la zona de la demarcación en la que se produce el cambio ambiental como atributo del modelo de elección.

La tabla 29 recoge los atributos utilizados para esta investigación.

Las combinaciones de alternativas, con distintos valores para sus atributos, conforman los llamados conjuntos de elección (choice sets) a los que se confronta al indivi-duo. En relación con la definición de las alternativas, los experimentos de elección pueden ser etiquetados o no-etiquetados (Louviere et al., 2000). En nuestro caso se trata de un experimento de elección múltiple no-etique-tado, es decir, las opciones se corresponden con varias alternativas genéricas, A y B, definidas exclusivamente por el valor de sus atributos, frente a los diseños etique-tados, que están formados por alternativas específicas dentro de un grupo tales como los tipos de vehículos utilizados en el estudio de la demanda de transporte; véase por ejemplo Espino et al. (2006). Cada elección

se ilustra con un mapa en el que la cuenca aparece dividida en las cuatro zonas de estudio y en la que se presentan distintos niveles de calidad con distintas can-tidades monetarias, correspondientes a incrementos necesarios de la factura del agua (anual) para asegurar las mejoras en la calidad representadas. La figura 11 muestra un ejemplo en el que se requiere al encuestado que elija entre la situación A (mejora de las zonas Alto, Valle y Doñana en las magnitudes representadas por los colores de la figura y mantenimiento de la situación actual en la zona Campiña, a cambio de un incremento de 75 euros en la factura del agua al año durante los próximos diez años); la situación B (mejora de todas las zonas en las magnitudes señaladas, salvo Doñana, a cambio de 100 euros adicionales al año en la factura del agua); o el mantenimiento de la situación actual en toda la cuenca sin aumento en la factura. La opción sin aumento de la factura implicaría que la situación no me-jorará en el futuro e incluso podría empeorar.

Se especificó además que la zona de Doñana hace re-ferencia a los espacios naturales, de modo que serían básicamente el entorno y la vida salvaje los que se be-neficiarían, o se verían perjudicados por la calidad del agua de esa zona. Esta información fue proporcionada para reforzar la evaluación del valor de no-uso del agua. Se recordó la importancia de Doñana en tanto en cuanto uno de los mayores humedales de la zona, haciéndose también mención a su importancia en cuanto hogar de especies amenazadas y aves migratorias.

Diseño experimental

El diseño experimental hace referencia a los conjuntos de elección que integran el experimento, y comprende a las distintas combinaciones de alternativas a las que

Tabla 29. Atributos del modelo de elección

Atributos

Atributo 1: calidad del agua en la zona Alto

Atributo 2: calidad del agua en la zona Valle

Atributo 3: calidad del agua en la zona Campiña

Atributo 4: calidad del agua en la zona Doñana

Atributo monetario: Aumento de la factura anual del agua (€)

139



se confronta al encuestado. Para la consulta detallada sobre los procedimientos de diseño y establecimiento de experimentos de elección, se recomienda la lectura de Adamowicz (1998), Louviere et al. (2000) y Hensher et al. (2005a). En este apartado se repasan los aspec-tos básicos esenciales, y el modo en que se diseñó el experimento para esta investigación.

El diseño experimental más general es el llamado dise-ño factorial, en el que cada nivel de cada atributo es combinado con cada nivel de los otros atributos; es de-cir, se trata de una enumeración factorial de todas las posibles combinaciones de los niveles de los atributos. El número total de combinaciones posibles se obtiene mediante la expresión reflejada en (17):

(17)

donde M es el número total de combinaciones posi-bles, A el número de atributos y Lk el número de niveles del atributo k. Este tipo de diseño es el más robusto desde el punto de vista estadístico y garantiza que los parámetros de cada uno de los atributos se obtienen independientemente entre sí. Sin embargo tiene como inconveniente que en general suele ser demasiado am-plio (las alternativas pueden dar lugar a demasiadas combinaciones posibles) escapando a la capacidad del encuestado para elegir entre ellas.

Para solucionar esta limitación del diseño factorial com-pleto se puede recurrir a un diseño factorial fraccionado (Louviere et al., 2000), que está constituido por una selección de alternativas a partir de todas las posibles combinaciones. Esta selección de alternativas debe ga-rantizar que la fracción cumpla la propiedad de ortogo-nalidad del diseño factorial completo, es decir, no debe existir correlación entre los atributos dentro de las com-

Situación A Situación B Situación actual

50 € al año 150 € al año Sin aumento de la factura del agua

Figura 11. Ejemplo de conjunto de elección

140


binaciones. La fracción de combinaciones debe cumplir la condición de que el valor resultante de multiplicar el número de alternativas de cada conjunto de elección, sin contar la del status quo, por el número de conjun-tos de elección escogidos, sea superior al número de grados de libertad necesarios. Holmes y Adamowicz (2003) proponen la siguiente fórmula para la estimación de los grados de libertad (18):

(18)

donde n son los grados de libertad, L el número de niveles y A el número de atributos.

En nuestro estudio, se exigió al diseño experimental que las situaciones A y B presentaran calidades del agua en las distintas zonas, al menos iguales o mejores que la

situación actual, es decir, no se permitieron situaciones peores de la calidad del agua con respecto al status quo.

De este modo, a cada uno de los atributos de nuestro experimento de elección se le pueden asignar unos de-terminados niveles de calidad de las aguas, teniendo cada atributo un número distinto de posibles niveles, dependiendo de la situación del status quo, tal y como se refleja en la tabla 30.

Teniendo en cuenta esta condición, y siguiendo la expre-sión representada en la ecuación (7) el número total de combinaciones que conforman el diseño factorial com-pleto en nuestro caso es de 576 (21 * 32 * 41 * 81). Como ocurre en la mayoría de las aplicaciones de los experimentos de elección recogidas por la literatura, esta cantidad de combinaciones se consideró excesiva,

Tabla 30. Niveles de los atributos del modelo de elección

Atributos Status quo niveles

Atributo 1: calidad del agua en la zona Alto Buena Buena, muy buena

Atributo 2: calidad del agua en la zona Valle Moderada Moderada, buena, muy buena

Atributo 3: calidad del agua en la zona Campiña Mala Mala, moderada, buena y muy buena

Atributo 4: calidad del agua en la zona Doñana Moderada Moderada, buena, muy buena

Atributo monetario (al año, durante diez años) Sin incremento de la factura del agua

5 €10 €15 €25 €

50 €75 €

100 €150 €

141



por lo que se optó por un diseño factorial fraccionado de efectos principales67.

La fracción octogonal mínima utilizada está compuesta por 36 elecciones, en las que se comparan tres alter-nativas (A, B y situación actual). Sin embargo, 36 elec-ciones siguen siendo demasiadas para presentar a un único encuestado, ya que a medida que se van presen-tando elecciones, disminuye el grado de razonamiento del individuo en sus respuestas (Swait y Adamowicz, 2001). Para evitar esto se puede dividir el diseño expe-rimental en una serie de bloques, de manera que cada individuo responda a un número menor de experimentos de elección. En la literatura encontramos variabilidad en el número de elecciones presentadas al encuestado; pero de manera mayoritaria, los conjuntos de elección suelen encontrarse entre los 4 y 9. En nuestro caso de estudio se crearon 9 bloques de 4 conjuntos de elec-ción cada uno, es decir, cada encuestado se enfrentó con 4 elecciones distintas.

Por otra parte, la diferencia entre las opciones A y B fue controlada mediante la aplicación de un sistema de ín-dices, de modo que se evitaran escenarios claramente

67 Los «efectos» hacen referencia a las posibles interacciones que pueden existir entre los diferentes atributos y niveles. Los efectos pueden ser propios (referentes al efecto sobre la deci-sión dentro del conjunto de elección) y cruzados (referentes a la posible influencia de alternativas de otros conjuntos sobre la elección). Dentro de los efectos propios, los efectos principales relejan el efecto que tiene un determinado atributo en solitario en la decisión de elegir una alternativa. Los efectos de interac-ción existen cuando la preferencia de un individuo, para un nivel de un atributo, depende de los niveles de los otros atributos. En esta investigación se optó por un diseño factorial de efectos principales, ya que como ha demostrado la literatura, según recoge Louviere (2000), los efectos principales explican entre el 80 y el 90% de la varianza del modelo de elección.

dominados (situaciones mucho peores a precios mayo-res)68. Esta condición sobre la dominancia de las alter-nativas no afectó a la ortogonalidad del diseño, como demostró el análisis de correlaciones.

�.�. La encuesta y el proceso de muestreo

El cuestionario creado para esta investigación fue el resultado de un proceso basado en tres etapas princi-pales:

Exploración preliminar, consistente en tres grupos de discusión consecutivos. Tres encuestas piloto. Preparación del cuestionario definitivo y encuesta.

La figura 12 resume el objetivo, la población a la que se dirigió, el método y los principales resultados de cada una de estas etapas.

Exploración preliminar: los grupos de discusión

El objetivo de la exploración preliminar fue el de identi-ficar y traducir a un lenguaje común los bienes y servi-cios proporcionados por la demarcación del Guadalqui-vir. Para ello se organizaron tres grupos de discusión.

68 Concretamente, se atribuyó un número (entre 1 y 4) a los dis-tintos niveles de la calidad del agua de cada zona; se sumaron estos números y se exigió que en ningún caso las diferencias de precio superaran un factor 2, en aquellos casos en los que los índices de calidad del agua menor se correspondieran con precios más altos.

1.

2.3.

142


Figura 12. Proceso de elaboración de la encuesta

Exploración preliminar Pre-test Encuesta

Focus Group 1

Focus Group 2

Identificación de bienes y servicios proporcionados por la Cuenca & atributos para la medida del valor

Periodo

Resultados

Método

Población objetivo

Objetivo

Prueba de la comprensión de los

atributosTraducción de los atributos al

“lenguaje común”

Prueba de los atributos

Prueba del vehículo de pagoCredibilidad del escenario actual

Prueba de VC

& EE Valoración final del cuestionario

Ver epígrafe “Objeto de la investigación”

Población relacionada con temas de agua

Público general Público general Público general Público general Público general

Dinámica de grupo: reflexiones

individuales & grupos de discusión

(2-10 personas)Llevado a cabo por

la doctoranda

Dinámica de grupo: reflexiones

individuales & grupos de discusión

(10 personas)Llevado a cabo por

la doctoranda

40 entrevistas personales

Llevado a cabo por la doctoranda


Llevado a cabo por la doctoranda & encuestadores


Llevado a cabo por encuestadores


Llevado a cabo por encuestadores

-Lista de bienes y servicios ofrecidos & ranking de importancia. -Daño ambiental asociado.-Atributos de medida.

Atributos considerados

demasiado “técnicos”.Traducción en

términos de usos del agua y riesgos.

Escenario actual aceptado.

Vehículo de pago seleccionado:

aumento factura del agua al año.

Protestas sobre los escenarios de empeoramiento de la situación

actual (EE)

Cuestionario validado

Ver epígrafe “resultados”

Abril-mayo 2006 Junio 2006 Junio 2006 Julio 2006 Octubre 2006


Pretest 1 Pretest 2 Pretest 3

143



Los dos primeros se dirigieron a lo que se puede considerar como una población relacionada con la cuestión hídrica, es decir, personas a las que por su ocupación e interés se les presupone un cierto nivel de conocimientos sobre el tema. En primer lugar se realizó un grupo de discusión en el V Congreso de Ciencias Ambientales celebrado en Granada, en abril de 2006. El congreso tenía ese año, como asunto central de discusión, el tema del agua. En mayo de 2006 se llevó a cabo el segundo grupo de discusión en el contexto de las Primeras Jornadas del Sector del Agua del sindicato Comisiones Obreras celebra-das en Sevilla.

Ambos grupos de discusión se desarrollaron en tres fases: 1) reflexión individual en la que se pidió a los participantes que enumeraran los bienes y servicios ofrecidos, en su opinión, por el Guadaquivir, distin-guiendo entre bienes económicos y no económicos; 2) puesta en común y discusión sobre los bienes y servicios identificados individualmente y 3) identifica-ción de atributos que pudieran medir, en opinión de los participantes, dichos bienes y servicios.

Tras estos dos primeros grupos de discusión, dirigi-dos a población relacionada con el agua, se realizó un tercer grupo de discusión con participantes del público en general. El objetivo de este tercer grupo de discusión fue el de definir los atributos para la mejora de la calidad del agua, de forma comprensi-ble para el público. Fue durante esta actividad donde se puso de manifiesto la conveniencia de utilizar la escala de usos posibles del agua, discutida en el epígrafe primero de este mismo capítulo, para la va-loración de la mejora de la calidad del agua.

Test pilotos

Se llevaron a cabo tres tests pilotos consecutivos entre junio y septiembre de 2006. Los tres tuvieron como objetivo al público general.

El primer test piloto tenía como objetivo principal probar el funcionamiento de la escala de calidad del agua (véa-se figura 7), y la división por zonas (figura 8) como atri-butos para la valoración. La reacción ante la escala de calidad fue considerada como satisfactoria: no se de-tectó rechazo por parte de los entrevistados. Además, como se ha mencionado anteriormente, tres vehículos de pago distintos fueron probados: impuesto sobre la calidad del agua; incremento mensual o bimensual de la factura del agua; e incremento anual de la misma. Este último fue el que mostró menor número de respuestas protesta (específicamente contra el vehículo de pago) y por ello fue elegido para la encuesta definitiva.

También se probó la credibilidad del escenario «situa-ción actual», obteniéndose que el 100% de la muestra piloto creía que el mapa (véase figura 9) representaba realmente la situación actual.

El segundo test piloto consistió en una prueba del cues-tionario completo, incluyendo un diseño ortogonal for-mado por 32 conjuntos de elección. El diseño probado no incluía la restricción sobre el empeoramiento de la situación actual, es decir, se incluyeron combinaciones de niveles de los atributos de modo que situaciones peo-res a la situación actual fueran posibles. El alto número de respuestas protesta (alrededor del 25%), junto con los comentarios de los entrevistados, puso de manifies-to la necesidad de modificar el diseño para asegurar la credibilidad del ejercicio. Se introdujeron pues, las dos

144


restricciones anteriormente mencionadas en el diseño definitivo: opciones A y B necesariamente mejores para alguna de las zonas con respecto a la situación actual y opciones A y B no dominantes entre sí. Durante este test piloto se introdujeron además otras mejoras en el cuestionario.

Tabla 31. Puntos de muestreo�9

Se llevó a cabo un tercer test para validar de forma defini-tiva el cuestionario. Durante este pre-test ya no se realiza-ron más modificaciones de modo que los resultados del mismo se incorporaron a la base de datos definitiva.

69 La población entrevistada no pretende ser proporcional, en términos de población rural y urbana, simplemente incluir representantes de ambos tipos de población. En cualquier caso, durante el análisis de resultados se comprobó que la variable «residente urbano/rural» resultó no significativa en la estimación de la disponibilidad a pagar.

Encuesta

La encuesta definitiva fue llevada a cabo por una empre-sa especializada durante el mes de octubre de 2006. En total 619 entrevistas personales fueron realizadas a un público general, que se realizó teniendo en cuenta cuotas de edad y sexo. La tabla 31 presenta los pun-tos del muestreo. Los entrevistados fueron contactados en las tres áreas que se han considerado pobladas a efectos de esta investigación: Alto Guadalquivir, Valle del Guadalquivir y Campiña.

Municipio núm. de encuestadosurbano

Córdoba 105

Sevilla 102

Jaén 100Rural

Palma del Río 52Pozoblanco 54Porcuna 50Cazorla 54Carmona 50Cazalla de la Sierra 52

Total 619

�. Descripción de la muestra

y resultados de valoración

contigente

14�

�.1. Descripción de la muestra

�.1.1. Representatividad de la muestra

Como primer paso para la descripción de la muestra, constatamos la representatividad de la misma, con res-pecto al conjunto de la población. La tabla 32 compara

las principales características sociodemográficas. La in-formación de la población procede del Instituto Nacional de Estadística y corresponde a la de Andalucía, ya que no existen (o son muy escasos) datos sociodemográficos desagregados a nivel de demarcación hidrográfica (Mar-tín-Ortega et al., 2008). Teniendo en cuenta que en torno al 90% de la cuenca del Guadalquivir se encuentra en la

Tabla 32. Descripción sociodemográfica: la muestra frente al conjunto de la población

Variables Muestra Población de Andalucía

Grupos de edad (%)a) 18-34 años 34,1 32,5b) 35-59 años 44,6 48,8c) 60 años o más 21,3 18,7Género (% de mujeres de más de 18 años sobre el total de la población de más de 18 años). 54,70 51,4

Tamaño del hogar (media del número de personas por hogar) 3,3 2,8Hogares con niños (% total de hogares) 66,2 63,8Ingresos medios (€ netos por hogar y mes) 1.940 1.619Nivel educativo (% sobre la población total)a) Sin estudios 15,3 17,1b) Educación primaria y secundaria 64 69,9

c) Educación superior (universitaria) 20 13,0Población trabajando en el sector agrícola (% sobre el total de la población ocupada)

6,9 9,37

Fuente: para la población de Andalucía hemos recurrido al Instituto Nacional de Estadística <www.ine.es>.

�. Descripción de la muestra y resultados de valoración contigente

http://www.ine.es/

14�


comunidad autónoma andaluza, se considera que esta comparación es razonable para nuestros propósitos.

Como se ha comentado anteriormente, podría haberse planteado el análisis a una escala mayor que la cuenca (e incluso que la comunidad autónoma andaluza), para explorar los posibles beneficios derivados de la mejora de la calidad del Guadalquivir en otros territorios. La fal-ta de presupuesto impidió tal exploración. En cualquier caso, la implementación de la DMA debe hacerse dentro del ámbito de la demarcación. Por tanto, el análisis ex-tra-cuenca, si bien interesante, parece menos relevante en el contexto en el que trabajamos.

La información contenida en la tabla 32 confirma que la muestra es razonablemente representativa del conjunto de la población andaluza (que equiparamos a la de la de-marcación). Si bien es cierto que la población entrevista-da presenta un ingreso medio algo elevado. También se observa una ligera sobre-representación de la población con mayor formación (educación universitaria).

Se muestra también en la tabla el porcentaje de po-blación que trabaja en el sector agrícola, al estar éste muy estrechamente relacionado con el recurso hídrico y tener un impacto significativo en el discurso hídrico en la región (Moyano et al., 2004). Vemos que este por-centaje es menor en la muestra que en el conjunto de la población70, si bien conviene señalar que el 23,5% de las personas entrevistadas declararon tener cierta relación con la agricultura (cónyuge o familia cercana

70 El 58,6% de la muestra trabaja en el sector servicios y el 16,4% en la Administración Pública.

pertenece al sector agrícola o desarrolla actividad agrí-cola no lucrativa).

�.1.2. Relación del individuo con el agua y los problemas ambientales

Como se mencionó en el capítulo 6, el cuestionario in-cluye un bloque de preguntas destinadas a capturar la relación del individuo con los problemas ambientales en general y con el agua en particular.

El 60% de los entrevistados se consideran interesados, o muy interesados, en los problemas ambientales, pero tan sólo el 1,1% (7 personas) es miembro de una organi-zación ecologista o de protección del medio ambiente; por lo que podemos descartar la existencia de un sesgo de autoselección, es decir, que sólo, o mayoritariamen-te, quisieran responder al cuestionario personas con un particular interés en el medio ambiente (Spash, 1997) .

El 59,3% de la población afirma haber sufrido cortes o restricciones de agua en su hogar. La gran mayoría de la muestra, más del 90%, considera que el agua es un problema muy importante en España, el 40% cree que la calidad del agua en el Guadalquivir es mala o deficien-te y el 93% considera que alcanzar el buen estado de las aguas es bastante o muy importante. Por tanto, pa-rece que existe una evidencia del interés de la población hacia el bien que valoran. La cuestión está en ver si el público está dispuesto a pagar por ello.

La relación recreativa de los entrevistados con el agua es escasa: apenas un 10% de la muestra practica algún tipo de deporte acuático (incluido el baño y la pesca recreativa) en el río.

149


�. Descripción de la muestra y resultados de valoración contingente

También se preguntó a los encuestados sobre su factu-ra del agua, con el fin de comparar estos datos con su disponibilidad a pagar. Alrededor del 40% de la muestra recuerda su factura del agua. Los entrevistados recuer-dan haber pagado una media de 264 euros por hogar al año. Esta cifra es bastante coincidente con cifras ofi-ciales; el Ministerio de Medio Ambiente (2007) ofrece el dato de 308 euros por hogar al año y la Asociación Española de Abastecimiento y Saneamiento de Agua si-túa la factura del agua en 247,5 euros por hogar al año (AEAS, 2003).

Se realizó un análisis de correlaciones entre las distintas variables y, si bien se encontraron algunas correlaciones significativas, por ejemplo, interés por el medio ambien-te y nivel de conciencia sobre la situación de la calidad del agua del Guadalquivir; percepción de que en España existe un problema con el agua y haber sufrido cortes de agua, entre otros, todas ellas resultaron muy bajas (ratio de menos de 0,1 en la correlación de Pearson).

�.1.3. El ejercicio de valoración: credibilidad y nivel de conocimiento

Se incluyeron una serie de preguntas previas al ejerci-cio de valoración con el objetivo de probar el grado de credibilidad del mismo, así como detectar el nivel de conocimiento sobre el tema en cuestión de los encues-tados.

Tras mostrarles el mapa representando la situación ac-tual de la calidad del agua en la cuenca (véase la figura 13), se le preguntó si éste le resultaba creíble. El 80% de la muestra encontró el mapa creíble o muy creíble. Por otra parte, una cuarta parte de la muestra se decla-

ró consciente o muy consciente de la situación presen-tada en el mapa.

Otro aspecto importante para nuestra investigación es el grado de conocimiento que los entrevistados tienen acerca de las cuatro subáreas de estudio (zona Alto, Valle, Campiña y Doñana), en tanto en cuanto la dimen-sión territorial juega un rol esencial en el escenario de valoración que se plantea. Doñana es la zona menos conocida de las cuatro: 34,6% de la muestra respondió que no la conocía en absoluto71 y 31,5% considera que la conoce sólo un poco. En lo que respecta a las otras tres áreas, más del 70% de los encuestados, 82% en el caso de la zona Valle, declara conocer el área más o menos bien, bien o muy bien.

Como era previsible, existe, en general, una correla-ción positiva significativa entre la zona de residencia y el grado de conocimiento de la misma: los encuesta-dos conocen mejor la zona donde viven que las otras. Sin embargo, y como se muestra en la tabla 33, éste no es el caso para la zona de Campiña, donde no exis-te tal correlación. Una posible explicación de este últi-mo dato puede encontrarse en el hecho de que la zona que se ha denominado Campiña corresponde a dos subzonas, a ambos lados del río Genil y por debajo del río Guadalquivir (véase la figura 11). Los encuestados pueden haber respondido al grado de conocimiento te-niendo esto en cuenta, y considerando quizás, que co-nocían en menor medida la subzona en la que no resi-den. En cualquier caso, observamos en la tabla que sí existe una correlación negativa significativa en relación

71 En este contexto, no conocer la zona en absoluto no significa que no se conozca su existencia, sino que no se tiene ninguna familiaridad con ella.

1�0


al grado de conocimiento de las otras subáreas de la cuenca (Alto, Valle y Doñana); es decir, los habitantes de la zona Campiña no necesariamente consideran conocer particularmente bien su zona (probablemente por los motivos expuestos), pero al menos no conocen mejor las otras, manteniéndose la coherencia. Quizás

hubiera sido interesante identificar estas dos zonas de Campiña como dos zonas distintas: Campiña 1 y Campiña 2.

Muy buena

Buena

Moderada

Mala

Figura 13. Status Quo: calidad del agua en la cuenca

Tabla 33. Correlación entre zona de residencia y grado de conocimiento

Grado de conocimiento de la zonaCorrelación Pearson, (Sig. 2-tailed)

zona Alto zona Valle zona Campiña zona Doñana

Residencia en zona Alto 0,48 (0,00) -0,02 (0,70) 0,15 (0,00) -0,01 (0,86)

Residencia en zona Valle -0,17 (0,00) 0,33 (0,00) -0,15 (0,00) 0,15 (0,00)

Residencia en zona Campiña -0,34 (0,00) -0,37 (0,l00) 0,01 (0,71) -0,16 (0,00)

N 616 616 617 616

1�1



�.1.4. El uso recreativo de Doñana

Los Parques Nacional y Natural son espacios visitables, cuyos valores de uso recreativo han sido estudiados en profundidad por Gómez-Limón et al. (2003), quienes apli-can el método del coste del viaje (obteniendo unos valo-res medios de DAP en torno a los 30 euros por visitante); y Martín-López et al. (2007), quienes profundizan en los motivos subyacentes a la valoración del espacio natural por parte de los visitantes y la tipología de los mismos.

Analizamos, pues, la posible relación de uso recreativo de los encuestados, en nuestro caso con Doñana. Encontra-mos que, además de ser el área menos conocida de las cuatro, el 57,2% de la muestra nunca ha visitado el Parque de Doñana. Si bien, el 50% de la muestra cree que quizás lo visitara en un futuro, el 28,6% piensa que probablemen-te lo visitará y el 7,4% está seguro de ello, lo cual hace que en torno al 90% de la muestra se considera un potencial visitante (usuario) del Parque de Doñana.

Por otra parte, el 92,5% de la muestra considera que la conservación de Doñana es importante o muy impor-tante. Una de las cuestiones que se pretenden analizar en esta investigación es si además, están dispuestos a pagar por la mejora de la calidad de sus aguas.

�.2. Valoración Contingente: análisis univariante

El objetivo de la valoración contingente en esta investi-gación es el de analizar los valores que el público con-cede a la mejora de la calidad de la cuenca cuando ésta

es considerada como una unidad, es decir, mejorando los niveles de la calidad del agua en el conjunto de la misma. Se analiza el valor medio que conceden el con-junto de los encuestados y el valor medio que asignan los encuestados según la zona de residencia y la mejora de la calidad del agua en toda la cuenca.

�.2.1. Ceros legítimos y respuestas protesta

Los encuestados fueron, primero preguntados por su disponibilidad a aceptar, en principio para mejorar la calidad del agua. El 39,3% de la muestra declaró no estarlo. Se llevó a cabo un análisis individualizado de es-tas respuestas negativas, que permitió distinguir entre cuáles corresponden a lo que se conoce como ceros legítimos (o genuinos) y cuáles a respuestas protesta. Los ceros legítimos o genuinos implican que el individuo no está dispuesto a pagar por el bien que se le ofrece, y por tanto, teniendo en cuenta la base de las técnicas de preferencias expresadas, se asume que no valoran el bien (le asignan un valor cero). Las respuestas pro-testa corresponden a individuos que consideran que el bien tiene un valor superior a cero, pero se niegan a revelarlo (Riera, 1994), se niegan a entrar en el «juego» de la valoración.

Del total de respuestas negativas, el 84% fue catalo-gado como ceros legítimos y el 16% (6,2% del total de la muestra) se consideró respuesta protesta. Conviene mencionar que no existe una clara y definitiva posición en la literatura sobre qué número de respuestas protesta es aceptable. El informe de la NOAA (Arrow et al., 1993) ofrece orientación sobre el número de no-respuestas, pero no de respuestas protesta. Consideremos, por nuestra parte, que 6,2% es un porcentaje razonable.

1�2


Los ceros legítimos incluyen en nuestro caso un con-junto de respuestas proporcionadas por los encues-tados que: a) no valoran el bien ambiental («no es importante», «prefiero otras cosas»); b) no pueden permitírselo econonómicamente o c) simplemente no están dispuestos a incurrir en un gasto adicional para mejorar el bien ambiental («la situación es buena», «ya pago suficiente»).

La respuesta «es un problema de la Administración», fue considerada como una respuesta protesta con-tra el vehículo de pago: la mayoría de las empresas de aguas son empresas públicas y dependen de la Administración. Si el encuestado considera que la Administración debería ocuparse del asunto pero no quiere pagar por ello, deducimos que no está inter-pretando correctamente el vehículo de pago o lo está cuestionando, dando lugar a una respuesta protesta

del tipo descrito por Morrison et al. (2000). De mane-ra similar, la respuesta «no confío en el sistema» fue también considerada como protesta. Las respuestas «que pague el contaminador» y «el agua es un recur-so natural, debería ser gratis», comprenden lo que Hanley (1996) llama protesta ética: el encuestado rechaza la valoración por motivos éticos.

La tabla 34 muestra los resultados de este análisis in-dividual de las respuestas. De acuerdo con la posición mayoritaria de la literatura, las respuestas protesta fue-ron excluidas del análisis, y los ceros legítimos fueron mantenidos (Dziegielewska y Mendelsohn, 2007), dando lugar a una distribución, no normal, de la disponibilidad a pagar, como se ratifica por el test de Kolmogorov-Smirnov, cuyo resultado aparece en la tabla 35. Los valores están altamente desviados hacia el valor cero como es lo habitual en los valores de DAP.

Tabla 34. Respuestas protesta y ceros legítimos

Ceros legítimos Obs. %(muestra)

%(total ceros legítimos)

Protesta Obs. %(muestra)

%(total

protestas)

La situación es buena 12 1,9 5,9 Es un problema de la Administración 18 2,9 45,0

No puedo pagarlo 96 15,5 47,3 Que pague el contaminador 4 0,6 10,0

No creo que sea importante 2 0,3 1,0

Es un recurso natural, debería ser

gratis1 0,2 2,5

Prefiero gastar el dinero en otras cosas 19 3,1 9,4 No confío en el

sistema 17 2,7 42,5

Ya pago suficiente 60 9,7 29,6 Total 40 6,5 100

NS/NC 14 2,3 6,9

Total 203 32,8 100

1�3



�.2.2. Disponibilidad a pagar media

Tras la identificación de las respuestas protesta y ceros legítimos, los encuestados fueron preguntados por su disponibilidad a pagar, en primer lugar por una mejora, de la situación en el conjunto de la cuenca (todas las

subáreas a la vez), a un nivel de calidad buena y, en segundo lugar, a un nivel de calidad muy buena.

La tabla 35 muestra los valores medios, y principales estadísticas de ambas respuestas, tras realizarse un análisis de valores atípicos o outliers, mediante el cual una observación fue eliminada. Observamos cómo la

Tabla 3�. Disponibilidad a pagar por agua de buena calidad y muy buena calidad;

principales estadísticas y test de distribución normal

DAP por agua de buena calidad en el conjunto del la cuenca

(€ por hogar al año)

DAP por agua de muy buena calidad en el conjunto del la cuenca


Observaciones válidas 554 550Media 31,79 39,42Error típico de la media 1,90 2,37Mediana 12 20Mínimo 0 0Máximo 300 300Kolmogorov-Smirnov Z 5,62 5,61Asymp. Sig. (2-tailed) 0,000 0,000

Tabla 3�. Disponibilidad a pagar por submuestras según zona de residencia

DAP por agua de buena calidad en el conjunto de la cuenca


DAP por agua de muy buena calidad en el conjunto de la Cuenca(€ por hogar al año)

Submuestra 1 (residentes

Alto)


Valle)


Campiña)


Alto)


Valle)

Submuestra 3 (residentes Campiña)

Núm. de obs. 187 234 133 185 234 131

Media 28,36 35,85 29,51 31,97 45,46 39,14Error típ. 2,94 2,93 4,362 3,269 3,74 5,69Mediana 12 25 3 15 30 3Mínimo 0 0 0 0 0 0Máximo 250 300 300 300 300 300

1�4


disponibilidad media a pagar, por un agua de buena ca-lidad en el conjunto de la cuenca, es de 31,79 euros al año por hogar (error típico 1,90), y por un agua de cali-dad muy buena es de 39,42 euros (error típico 2,37).

La tabla 36 muestra las disponibilidades a pagar por la mejora de la calidad del agua en el conjunto de la cuen-ca, por tipo de encuestado según zona de residencia. En el nivel de calidad buena, obtenemos valores entre 28,63 euros por hogar y año de los residentes de la zona Alto y 35,85 euros de los residentes de la zona Valle. Para el nivel muy bueno, los valores oscilan entre los 31,97 euros de los residentes de la zona Alto y los 45,46 euros de los residentes de la zona Valle. Obser-vamos como en ambos casos, los residentes de la zona Alto son los que están dispuestos a pagar menos canti-dad de dinero por la mejora del conjunto de la cuenca, mientras que los residentes de la zona Valle son los que están dispuestos a pagar más.

�.2.3. Análisis de sensibilidad

La inclusión de las dos preguntas consecutivas sobre DAP, por agua de calidad buena y muy buena, tiene como objetivo probar nuestra primera hipótesis de trabajo, es decir, identificar la sensibilidad a mejoras

crecientes de la calidad del agua, es decir, ¿están las personas dispuestas a pagar más dinero por calidades crecientes de la calidad del agua? Siguiendo el modelo conceptual propuesto, analizamos cómo influye la mag-nitud del cambio en la provisión del bien sobre la utilidad, es decir, detectamos la existencia de sensibilidad a la distinta magnitud de la mejora ambiental, con respecto al status quo. Observamos en la tabla 35 cómo existe una diferencia de en torno a 7,63 euros, entre ambas cantidades, es decir, la población está dispuesta a pa-gar un 24% más para asegurar que el incremento de la calidad sea hasta una situación muy buena, con res-pecto a lo que está dispuesta a pagar por una calidad buena como media. Esta diferencia es estadísticamente significativa según el t-test de comparación de medias (t = 2,519 y p<0,012).

Si aplicamos este test de diferencia de medias, a la disponibilidad a aceptar por la mejora del conjunto de la cuenca por submuestra, según zona de residencia (tabla 37), encontramos, sin embargo, que sólo los ha-bitantes de la zona Valle son sensibles a la magnitud de la mejora.

En un principio podría considerarse que la distinta sen-sibilidad, al alcance de la mejora mostrada, por los residentes de las distintas zonas podría deberse a la

Tabla 3�. Análisis de sensibilidad por submuestra (zona de residencia).

DAP conjunto de la cuenca nivel bueno versus nivel muy bueno

Submuestra (zona de residencia) Valor t Significatividad

Residentes zona Alto -0,821 0,412

Residentes zona Valle -2,024 0,044

Residentes zona Campiña -1,344 0,189

1��



situación de partida o status quo, ya que distintas si-tuaciones de partida determinan distintas magnitudes de mejora desde el status quo hasta los niveles bueno y muy bueno en toda la cuenca. Sin embargo, observa-mos cómo son precisamente los residentes de las zo-nas con situaciones de partida más diferente (zona Alto, calidad buena y zona Campiña, calidad mala en el status quo), los que presentan insensibilidad al alcance de la mejora. Por tanto, posiblemente la magnitud de la me-jora no sea suficiente para explicar esta diferente sen-sibilidad. Esto nos lleva a pensar en la otra dimensión que hemos apuntado en nuestro modelo conceptual, y que se relaciona con la heterogeneidad territorial de las preferencias: distinta valoración por residentes y no residentes, hipótesis dos y tres de esta investigación. Aspecto sobre el que discutiremos a continuación.

�.2.4. Diferencias territoriales

La tabla 36 mostraba la DAP media por submuestra, según zona de referencia. Hemos visto en el epígra-fe anterior que sólo los residentes de Valle muestran

sensibilidad al alcance de la mejora del conjunto de la Cuenca. Ahora nos interesamos por ver si las diferen-cias entre estos residentes de las distintas zonas son significativas entre sí, para ambos niveles de calidad. Para ello, se ha realizado, en primer lugar, un t-test de diferencia de medias, cuyos resultados se presentan en la tabla 38.

Los resultados expuestos en la tabla 38 nos permiten observar cómo los residentes de Alto y Valle asignan valores, estadísticamente distintos entre sí, para ambos niveles de calidad (p<0,076 para nivel bueno y 0,009 para nivel muy bueno). Sin embargo, y observando la tabla 36 del epígrafe anterior, vemos que los valores de las medianas, con respecto a la zona Campiña son bastante diferentes, por lo que consideramos que un análisis de medianas puede darnos mayor información. El análisis de comparación de medianas se presenta en la tabla 39 y nos indica que las diferencias son tam-bién significativas entre las zonas Valle y Campiña para ambos niveles (p< 0,006 y 0,0007 para nivel bueno y muy bueno respectivamente). Sólo los residentes de las zonas Alto y Campiña muestran valores no significativa-

Tabla 3�. Test de comparación de medias por submuestra según zona de residencia

DAP por agua de buena calidad en el conjunto del la cuenca(€ por hogar al año)

Residentes zona Alto versus residentes zona Valle

Residentes zona Alto versus residentes zona Campiña

Residentes zona Valle versus residentes zona Campiña

t-value -1,780 -0,227 1,244Signif. 0,076 0,821 0,214

DAP por agua de muy buena calidad en el conjunto del la Cuenca(€ por hogar al año)

Residentes zona Alto versus residentes zona Valle

Residentes zona Alto versus residentes zona Campiña

Residentes zona Valle versus residentes zona Campiña

t-value -2,638 -1,162 0,963Signif. 0,009 0,246 0,336

1��


mente distintos para la mejora de la calidad del agua en el conjunto de la cuenca a ambos niveles.

Una vez más, las diferentes valoraciones por parte de los residentes de distintas zonas podrían deberse a las diferentes situaciones del status quo, ya que la mejora hacia un nivel de calidad buena (o muy buena), en el conjunto de la cuenca, significa incrementos de distinta magnitud, según las distintas zonas (el esta-do bueno en el conjunto de la cuenca supone que la zona Campiña mejora desde una calidad mala a una calidad buena, mientras que en la zona Alto no supone ninguna mejora). Sin embargo, si tenemos en cuenta los resultados de comparación de medias y medianas por submuestra, según zona de residencia, encontra-mos que son precisamente los residentes de las zonas con una situación de partida más diferente, los que no muestran diferencias estadísticamente significativas en la valoración de la mejora de la calidad del agua en el conjunto de la cuenca (precisamente los residentes de Alto y Campiña).

En resumen, consideramos que este primer análisis aporta cierta evidencia de que la utilidad del bienestar se ve determinada por la magnitud de la mejora, pero no exclusivamente. Es posible que la distinta valoración de la mejora de la calidad del agua de la cuenca (así como la distinta sensibilidad al alcance de la mejora que se comentó anteriormente), no se deba exclusivamen-te a las diferencias en el status quo, sino también a la heterogeneidad territorial de las preferencias (distinta valoración de los distintos territorios), de los residentes de distintas zonas, que es lo que pretendemos probar mediante los experimentos de elección.

�.3. Análisis multivariante: heterogeneidad de la demanda

El análisis que hemos presentado anteriormente es un análisis univariante, en el que únicamente se controla

Tabla 39. Test de comparación de medianas por submuestra y según zona de residencia

DAP por agua de buena calidad en el conjunto de la Cuenca(€ por hogar al año)

Residentes de zona Alto versus residentes de zona Valle

Residentes de zona Alto versus residentes de zona Campiña

Residentes de zona Valle versus residentes de zona

CampiñaChi-square 3,679 2,377 8,793Signif. 0,055 0,123 0,003

DAP por agua de muy buena calidad en el conjunto de la Cuenca(€ por hogar al año))

Residentes de zona Alto versus residentes de zona Valle

Residentes de zona Alto versus residentes de zona Campiña

Residentes de zona versus residentes de zona Campiña

Chi-square 7,606 0,537 7,397Signif. 0,006 0,464 0,007

1��



la variable «disponibilidad a pagar». Como se señaló en el capítulo introductorio de este documento, uno de los objetivos de este trabajo es el de analizar la influencia de las características, tanto sociodemográficas como las variables que componen el discurso hídrico, en la disponibilidad a pagar por la mejora de la calidad del agua. Un análisis multivariante, en el que se incluyan dichas variables, debe permitirnos profundizar en la he-terogeneidad de la demanda.

En los datos altamente desviados, como es el caso de los datos de valoración contingente en el que hay una clara desviación hacia el valor cero, las regresiones li-neales convencionales (OLS) ofrecen estimaciones in-consistentes de la DAP (Seung-Hoon Y. et al., 2000). En estos casos, se han usado de forma extensiva los modelos Tobit (Halstead et al., 1991), que se refieren a modelos censurados o truncados donde el rango de la variable dependiente se restringe de alguna forma, en nuestro caso en torno al valor cero, del modo expresa-do en la ecuación (19):

DAPi = Xiβ + εi Xiβ + εi > 0 (19)

donde Xi es el vector de las variables explicativas, εi es el término de error y β es el parámetro que determina el impacto de la variable explicativa en la DAP. Para una pro-fundización en los modelos Tobit, su aplicación y distintas clasificaciones se sugiere consultar Amemiya (1984).

Para este análisis multivariante se ha optado por la crea-ción de un modelo que llamamos «fusionado» en el que la DAP por una calidad buena y una calidad muy buena se han tratado como una única variable dependiente, creán-dose una variable ficticia (dummy) para la identificación de cada uno de los niveles, que adopta valor 0 para el

nivel de calidad del agua bueno y el valor 1 para el nivel de calidad del agua muy bueno72. Esta «fusión» se ha lle-vado a cabo con la intención de verificar la sensibilidad al alcance de la mejora de la calidad del agua, de la que ya hemos hablado anteriormente, comprobándose la signifi-catividad, o no, de la variable ficticia del nivel de calidad.

Se probaron las distintas variables sociodemográficas so-bre las que se ha recogido información en el cuestionario, con la finalidad de ver cuáles de estas características del individuo tienen un impacto significativo en su DAP. Una de las variables que nos importan particularmente, además del nivel de ingresos del hogar, es el de la zona de resi-dencia del individuo, ya que nos interesa comprobar si la valoración que se hace, de la mejora de la calidad del agua en el conjunto de la cuenca, se ve influenciada por el lugar de residencia. Además de estas variables sociodemográ-ficas, se han incluido otras variables de comportamiento y actitud en relación con el bien objeto de estudio.

72 También se llevaron a cabo dos modelos independientes (no«fusionados») en los que se analiza por separado cada una de las DAP para nivel bueno y muy bueno. Los resultados de dichos modelos no se presentan en este documento, para evitar una extensión excesiva del mismo; pero sí conviene comentar que las estimaciones resultaron consistentes con las del modelo «fusionado», aportando evidencias, a nuestro juicio, de la robustez del mismo.

1��


Tabla 40. Análisis multivariante de la DAP por la mejora de la calidad del agua

Variables Codificación Coeficiente p-value

Calidad del agua 0 = nivel bueno1 = nivel muy bueno 5,32 0,054

Zona Alto 0 = residente en otras zonas1 = residente en la zona Alto 1,29 0,738

Zona Valle 0 = residente en otras zonas1 = residente en la zona Alto 5,21 0,180

Ingreso medio Variable continua (de 499 a 6.000 euros) 0,51*10-2 0,004

Género 0 = mujer1 = hombre 7,79 0,006

Edad Variable continua (desde 18 años) -0,33 0,001

Hijos 0 = no tiene hijos1 = tiene hijos 8,36 0,006

Nivel educativo

0 = sin educación1 = educación primaria

2 = educación secundaria3 = educación superior

9,11 0,000

Pertenencia a asociación ecologista

0 = no pertenece1 = sí pertenece 37,18 0,007

Relación con la agricultura0 = sin relación (profesional o familiar) con la

agricultura1 = con relación con la agricultura

9,99 0,003

Nivel de conciencia sobre situación actual de calidad del agua en la cuenca

0 = no consciente en absoluto1 = no consciente

2 = más o menos consciente3 = consciente

4 = muy consciente

3,71 0,016

Recuerda factura del agua 0 = no recuerda1 = sí recuerda 5,37 0,059

Constante -29,41 0,000

Núm. observaciones 1052 Log likelihood -4146,30

1�9



En la tabla 40 se presenta el modelo estimado73.

Del modelo anterior obtenemos los resultados que se presentan a continuación.

Sensibilidad al alcance de la mejora

La variable definitoria del nivel de calidad es significati-va (al 10%), por tanto, se confirma la hipótesis de que existe esta sensibilidad y que los encuestados asignan más valor a calidades crecientes.

Caracterización sociodemográfica

Se confirman, por otra parte, las expectativas rela-tivas a los ingresos: los encuestados con mayores ingresos están dispuestos a pagar mayores cantida-des por la calidad del agua. Los hombres parecen dispuestos a pagar signifi-cativamente más que las mujeres, al igual que los jóvenes con respecto a los mayores. También dentro de las expectativas, mayores nive-les de formación llevan a mayores disponibilidades a pagar. Los encuestados con hijos están dispuestos a pa-gar más. Esto puede ser interpretado en términos de un mayor nivel de conciencia sobre el disfrute de

73 Nótese que a diferencia de las regresiones OLS tradiciona-les, los coeficientes que se obtienen directamente, mediante el modelo Tobit no pueden ser interpretados, directamente, como los efectos marginales de los cambios en la variable ex-plicativa sobre la variable dependiente (Halstead et al., 1991). Los coeficientes que se presentan en la tabla se han estimado mediante la ayuda del paquete informático STATA, que ofrece un comando específico para la estimación de los efectos marginales (Cong, 2000).

1.

2.

3.

4.

los bienes ambientales por parte de las generacio-nes futuras: el valor de legado del que hablan Kosz (1996) y Krutilla (1967).

Variables de actitud y comportamiento

Los miembros de asociaciones ecologistas presen-tan una mayor disponibilidad a pagar por la mejora de la calidad del agua (significativa al 1%). Si bien, conviene recordar que son muy pocos (1,1% de la muestra) los encuestados que pertenecen a dicho tipo de asociaciones, conformando una parte muy pequeña de la población. La variable «Relación con la agricultura» que incluye a aquellos encuestados que mantienen una relación de tipo profesional o una alta vinculación personal (propiedad de la tierra, o familia muy cercana impli-cada en relaciones agrícolas), es significativa, es decir, aquellos individuos que están más cercanos a la agricultura están dispuestos a pagar más por la mejora de la calidad del agua de la cuenca del Gua-dalquivir, lo que puede interpretarse como un mayor grado de concienciación sobre la cuestión hídrica. Tras mostrarles el mapa correspondiente a la situa-ción actual de la calidad del agua en el Guadalquivir, los encuestados fueron preguntados sobre cómo de concientes se consideraban con respecto a la si-tuación actual que se les presentaba. Recordamos que el 34,4% de la muestra se manifestó más o menos consciente, consciente o muy consciente de la situación actual. Se observa, además, en el mo-delo cómo esta variable ha resultado significativa en la DAP, es decir, las personas que se manifiestan conscientes de la situación actual están dispuestas a pagar más por mejorarla.

1.

2.

3.

1�0


En un sentido parecido, las personas que recuerdan su última factura de agua (variable que se incluyó para detectar la posible referencia monetaria de los encuestados) manifestaron una significativa disponi-bilidad a pagar en relación con aquellos que no la re-cuerdan. Una posible interpretación es que aquellas personas que no recuerdan la factura del agua pue-den tener una percepción relativamente deformada del precio, de modo que consideran que ya pagan mucho (de hecho el 29,6% de las respuestas identi-ficadas como ceros legítimos son encuestados que consideran que ya pagan suficiente por el agua), frente a aquellos que sí la recuerdan, que posible-mente consideran que el precio es suficientemente bajo como para que su incremento sea admisible. Resulta interesante puntualizar que el 58% de los encuestados, que consideraron pagar ya suficien-te dinero por el agua, no recordaban, de hecho, el montante de su factura.

la zona de residencia

Como se ha comentado, en el modelo se incluyeron ade-más dos variables ficticias (dummies) para las zonas de residencia. Concretamente la variable «Residencia en la Zona Valle» y «Residencia en la Zona Alto» (de modo que la «Residencia en la Zona Campiña» actúa como línea de referencia en el modelo).

En el análisis univariante que se ha expuesto en el epígra-fe anterior hemos observado cómo las disponibilidades medias a pagar por la mejora de la calidad en el con-junto de la cuenca es significativamente distinta entre los residentes de algunas de las zonas, concretamente entre las zonas Alto y Valle, y las zonas Valle y Campiña. Observamos, sin embargo, que en el modelo multiva-

4. riante que presentamos en la tabla 40, las variables de zona de residencia resultan no significativas. Es decir, no observamos un impacto de la zona de residencia en la valoración de la mejora de la calidad del agua, en el conjunto de la cuenca. Entendemos que estos resulta-dos ponen de manifiesto la influencia de lo que hemos llamado heterogeneidad territorial, es decir, los indivi-duos no valoran del mismo modo los distintos territo-rios dentro de la cuenca. Particularmente interpretamos que esto se debe a la distinta relación existente entre el individuo y dichos territorios, concretamente a la distin-ta valoración que hace de su zona de residencia y de las demás zonas. De este modo, el análisis multivariante, que aquí hemos estimado, no detecta sensibilidad a la valoración del conjunto de la cuenca, en función de la distinta zona de residencia del encuestado porque en esta valoración global no estamos teniendo en cuenta esta heterogeneidad territorial, concretamente, falta la «interacción» entre el individuo y la zona donde ocurre la mejora. Es por ello necesario ahondar en el análisis de esta interacción, que es lo que llevamos a cabo en los experimentos de elección que presentaremos más adelante.

�.4. Incertidumbre en la disponibilidad a aceptar

Como se ha comentado en el capítulo 6, y con el obje-tivo de superar (al menos parcialmente) el sesgo hipo-tético y la incertidumbre en la disponibilidad a aceptar, se incluyó en el cuestionario una pregunta acerca del grado de certidumbre sobre los valores ofrecidos a tra-vés de una escala de 0 a 100%.

1�1



Más del 80% de las DAP declaradas se corresponden con niveles de al menos un 80% de certeza. El nivel medio de certidumbre es del 88,06% (con una desvia-ción típica de 18,717) para el nivel bueno y 88,99% (desviación típica de 18,651) para el nivel muy bueno. Más interesante aún resulta que el valor de la mediana es del 100% de certidumbre, es decir que la mitad (de hecho, más de la mitad) de los encuestados están absolutamente seguros del valor de DAP declarado

(tabla 41). Estos datos son coherentes con los resul-tados de Ready et al. (2001), que encuentran que en el uso del formato abierto, grados de certeza de DAP similares.

Se podría pensar en un principio que las respuestas in-seguras ofrecen sobreestimaciones de la DAP, ya que los individuos podrían responder cantidades elevadas que de todas maneras no están seguros si pagarían. Sin

Tabla 41. Frecuencia de grados de incertidumbre

Escenario de calidadbuena del agua

Escenario de calidadmuy buena del agua

Grado de certidumbre (%) Frecuencia % % Acumulado

Grado de certidumbre

(%)Frecuencia % %

Acumulado

100 215 60,4 60,4 100 230 64,4 64,490 31 8,7 69,1 90 24 6,7 71,180 41 11,5 80,6 80 41 11,5 82,6

70 20 5,6 86,2 70 15 4,2 86,860 17 4,8 91 60 18 5,0 91,950 19 5,3 96,3 50 19 5,3 97,240 7 2 98,3 40 3 0,8 98,030 4 1,1 99,4 30 4 1,1 99,210 1 0,3 99,7 10 1 0,3 99,40 1 0,3 100 0 2 0,6 100,0

Total 356 Total 357

Tabla 42. Test de correlación entre cantidad de DAP declarada y

grado de certidumbre sobre la respuesta

Escenario de calidadbuena del agua

Escenario de calidadmuy buena del agua

Correlación de Pearson 0,048 0,071

Sig. (2-tailed) 0,366 0,185

1�2


embargo, comprobamos que no existe una correlación significativa entre el nivel de certidumbre en la respues-ta y la DAP declarada (tabla 42).

En lo que concierne a las características sociodemográ-ficas de los encuestados «inseguros» (los que declaran valores con un nivel de seguridad sobre su respuesta inferior al 100%) 57,2% son mujeres, si bien no exis-te, según el test de Pearson, ninguna correlación entre el género y el grado de certidumbre de la respuesta. Existe una correlación positiva significativa, al 1%, (co-rrelación de Pearson =0,155) entre el nivel de ingresos y el grado de seguridad en la respuesta: con mayores ingresos se responde con mayor seguridad a la pregun-ta sobre la DAP.

Existe una correlación positiva (0,185 correlación de Pearson significativa la 1%) entre la edad y el grado de certidumbre: correlación positiva hasta los 60 años y negativa a partir de dicha edad; por ejemplo cuán-to más mayor, más seguro se está de la respuesta, pero sólo hasta los 60 años, momento a partir del cual, cuanto más mayor menos seguridad en la respuesta. Esto se relaciona, probablemente, con una mayor in-certidumbre, también, con respecto al nivel de ingresos debido a la jubilación.

�. Resultados de los experimentos

de elección







1�4


1��

En el análisis de la valoración contingente se han aportado indicios sobre cómo la diferente valoración de la mejora de la calidad del agua, en el conjunto de la cuenca por parte de los

residentes de las distintas zonas de estudio, parece no estar exclusivamente relacionada con status quo dife-rentes en las distintas subáreas; esto puede deberse a la existencia de una heterogeneidad en las preferencias de los beneficiarios, que nosotros relacionamos con el lugar donde se produce la mejora en relación al lugar de residencia. Los experimentos de elección, que han sido diseñados y analizados para explorar la valoración de la calidad del agua por zona, deben permitirnos profundi-zar en esta posible variación territorial de la valoración, tal y como se expone a continuación.

Concretamente se presentan dos Modelos de tipo Logit Multinomial (MNL); en un primer modelo se incluyen sólo los atributos del bien (calidad del agua por subá-rea, o zona, y atributo monetario), al que llamaremos Modelo Logit Multinomial de Atributos (MNL-A); y un se-gundo modelo en el que se incluyen, además, interac-ciones entre los atributos y la zona de residencia de los encuestados. Hemos denominado a éste, Modelo Logit Multinomial Extendido (MNL-E). Otros modelos como los de interacciones con variables sociodemográficas,

de comportamiento-actitud, y el modelo de parámetros aleatorios, también fueron probados en esta investiga-ción, aunque los dos mencionados dieron mejores re-sultados.

Antes de analizar estos modelos conviene hacer men-ción a algunos aspectos previos que se presentan a continuación.

�.1. Aspectos previos

Especificación de variables para el modelo

El modelo más sencillo que podemos especificar es aquél en el que se define una variable ficticia (dummy), para cada uno de los incrementos de calidad del agua. En la figura 14 se muestra la especificación del modelo atendiendo a la situación de partida, es decir el status quo, de cada una de las zonas, y teniendo en cuenta que cada zona sólo puede mejorar o mantener la situa-ción actual pero nunca empeorarla. Vemos, por tanto, como la Zona Alto (que presenta en la situación actual un estado bueno), puede pasar exclusivamente a una

�. Resultados de los experimentos de elección

1��


calidad muy buena, de modo que es suficiente la defi-nición de una variable ficticia que denominaremos «Alto muy buena». Esta variable adoptará el valor 0 en un es-cenario en el que la calidad de esta zona se mantenga igual a la situación actual (buena) y adoptará el valor 1 en un escenario en el que la calidad mejore hasta una situación muy buena.

La Zona Valle presenta una situación moderada en el status quo, de modo que dos niveles de mejora son posibles: nivel bueno y nivel muy bueno. Es por tanto necesaria la definición de dos variables, una para cada uno de estos niveles, que denominaremos

«Valle buena» y «Valle muy buena». La Zona Campiña, presenta una situación actual mala, siendo posibles tres niveles: nivel moderado, nivel bueno y nivel muy bueno, por tanto se especifican tres variables: «Cam-piña moderada», «Campiña buena» y «Campiña muy buena».

La Zona Doñana presenta una situación actual mode-rada, por lo que se especifican dos variables: «Doñana buena» y «Doñana muy buena».

Esta especificación se ilustra a continuación con un par de ejemplos presentados en la figura 15.

Figura 14. Especificación de variables de calidad del agua por subárea

Moderada

Mala

Muy buena

Buena

Doñana buenaDoñana muy buena

Alto muy buena

Valle buenaValle muy buena

Campiña moderadaCampiña buenaCampiña muy buena

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Por su parte, el atributo monetario se define como una variable discreta, que puede adoptar los distintos valo-res, elegidos mediante las pruebas pilotos de la encues-ta,: 5, 10, 15, 25, 50, 75, 100 y 150 euros, por hogar al año durante diez años.

Selección de alternativas

Recordemos que se requiere al encuestado que elija entre una situación A y una situación B (a cambio de un

determinado incremento en la factura anual del agua) o bien el status quo (sin incremento adicional de la factura del agua).

Samuelson y Zeckhauser (1988) encontraron en sus investigaciones que, en la elección de alternativas, el individuo muestra un sesgo hacia el status quo, es de-cir, que existe una tendencia a la elección del status quo frente al cambio. Sin embargo, este sesgo del status quo parece no ocurrir en nuestro caso: sólo en el 14%

Status quo Escenarios Especificación variables

Valle buena 0

Valle muy buena 0

Campiña moderada 0

Campiña muy buena 1

Doñana buena 1

Doñana muy buena 0

Vallle buena 0

Valle muy buena 1

Campiña moderada 0

Campiña muy buena 0

Doñana buena 0

Doñana muy buena 1

Figura 1�. Ejemplos de especificación de variables de la calidad del agua por subárea de estudio

1��


Tabla 43. Porcentaje de respuestas elegidas en los EE

número de observaciones % muestra

Status quo 51 14,09

Opción A 150 41,93

Opción B 158 43,98

Tabla 44. Modelo Logit Multinomial-Atributos

Coef. (β) Error típico p-valueASC 0,473 0,156 0,002Coste (atributo monetario) -0,017 0,001 0,000Alto muy buena 0,201 0,088 0,023Valle buena 0,793 0,109 0,000Valle muy buena 1,020 0,116 0,000Campiña moderada 0,920 0,110 0,000Campiña buena 1,069 00117 0,000Campiña muy buena 1,417 0,121 0,000Doñana buena 0,138 0,108 0,199Doñana muy buena 0,281 0,106 0,008R2 0,211R2 ajustado 0,208Log likelihood -1222,938Núm. de observaciones 1412*

* 1412 observaciones es el resultado de multiplicar los 353 encuestados, que respondieron a los experimentos de elección, por los 4 conjuntos de elección a los que respondieron cada uno de ellos.

de las ocasiones los encuestados eligen mantener la situación actual, frente a un 86% que elige, de manera muy homogénea, entre las opciones A y B (tabla 43).

�.2. Modelo Logit Multinomial Sólo atributos

En primer lugar se estimó un Modelo Logit Multinomial (MNL) en el que se incluyeron, como variables, exclusi-

vamente los atributos definitorios del bien, es decir, el conjunto de variables ficticias correspondientes a los in-crementos de la calidad del agua por zona (que se mos-traron en la figura 18) y el atributo monetario. A este modelo formado sólo por los atributos lo llamaremos, de aquí en adelante, Modelo Logit Multinomial-Atributos (MNL-A). Como se explicó en el capítulo de metodolo-gía, el MNL es el modelo más utilizado, con diferencia, por la literatura científica ya que es el más sencillo. La tabla 44 muestra las estimaciones obtenidas mediante el MNL-A.

1�9



Evaluamos la bondad del ajuste del modelo basándonos en el pseudo-R2 de McFadden (1974) . Un buen ajus-te es aquél que presenta un pseudo-R2 mayor del 0.2; mientras que un pseudo-R2 mayor que 0.4 correspon-dería a un modelo excepcionalmente bueno (Hensher y Johnson, 1981). Nuestro modelo, con un ajuste del 0,208 es, por tanto, un buen modelo.

Los principales resultados de este MNL-A se exponen a continuación:

Los coeficientes de todos los atributos de calidad del agua (excepto «Doñana bueno») resultan signifi-cativos y de signo positivo. Es decir, existe una DAP significativa por la mejora de la calidad del agua en todas las zonas. Esto significa que, efectivamente, los habitantes de la cuenca perciben beneficios de-rivados de la mejora de la calidad del agua en cada una de las zonas de estudio. En el caso de Doñana, la significatividad del parámetro correspondiente a la mejora de la calidad del agua a un nivel muy bue-no, demuestra que se deriva un beneficio específico de esta zona, si bien el público está dispuesto a pagar sólo cuando esta mejora consiste en alcanzar un nivel muy bueno de calidad del agua. Más ade-lante en este mismo capítulo se discuten con mayor detalle los valores de Doñana.El atributo monetario cumple las expectativas: es significativo y de signo negativo, es decir, existe una relación significativa negativa con respecto al coste de la mejora de la calidad del agua: ante dos situaciones idénticas se elegirá siempre la más ba-rata, lo cual es coherente con la teoría económica.La constante del modelo (ASC) es significativamente positiva. La ASC recoge el valor medio de la parte de las preferencias que no ha sido recogida, o incluida

1.

2.

3.

en el modelo, pero que determina, de manera siste-mática, las preferencias, a diferencia del término de error o término estocástico. En la literatura una ASC positiva y significativa se suele interpretar como una prueba de la existencia de una actitud positiva hacia el cambio, en general las personas parecen estar dispuestas a pagar por un cambio, Hanley et al., (2006b) y Birol et al., (2006), lo que es coherente con los resultados que se han mencionado sobre el porcentaje de respuestas favorables al status quo frente a las opciones A y B (14% Vs. 86%). Pero también podría pensarse que las personas están dispuestas a pagar por una política hídrica, incluso si la misma no supone ningún cambio (la constante indica la intersección con el valor cero del resto de las variables). Esta disposición a pagar a cambio de nada podría ser interpretada como un «efecto placebo» en la política hídrica. Sin embargo, como veremos más adelante, en el modelo extendido y en el que se controlan más variables, la ASC deja de ser significativa descartándose esta idea de efecto placebo para nuestra muestra.Se observa una progresión, entre los valores asig-nados, para una misma zona para niveles crecien-tes de calidad del agua (i.e Valle buena < Valle muy buena; Campiña moderada < Campiña buena < Campiña muy buena), lo cual indica la existencia de sensibilidad al alcance de la mejora (mayor DAP por mayores mejoras). Es necesario, sin embargo, comprobar si esta diferencia es estadísticamente significativa, lo cual lo hacemos mediante un test Wald (tabla 45).

4.

1�0


De la tabla anterior se desprende que la diferencia entre los niveles bueno y muy bueno resulta significativa en las dos zonas, Valle y Campiña (la comparación de nive-les para la Zona Doñana no se incluye, ya que el valor para el nivel bueno no es significativo por sí mismo, por tanto, no tiene sentido su comparación. Esto no ocurre para la mejora desde calidad del agua moderada a cali-dad del agua buena, específica para la Zona Campiña.

Vimos en el análisis de la sensibilidad, en la valoración contingente, que sólo los residentes de la Zona Valle mostraban sensibilidad a dicho alcance, mientras que los habitantes de las otras dos zonas, Alto y Campiña, que son precisamente los que presentan situaciones más extremas en el status quo, no mostraban sensi-bilidad al alcance de la mejora del conjunto de la cuen-ca. Estos datos nos llevaron a la necesidad de hacer un análisis más detallado por zona, permitiendo a los encuestados responder de manera independiente para cada zona y no para el conjunto de la cuencaúnicamen-te. Eso es precisamente lo que permite el experimento de elección tal y como ha sido diseñado. Por los resul-tados del test Wald que se han mostrado en la tabla 45, vemos que cuando se introduce esta flexibilidad en el análisis, sí detectamos la sensibilidad al alcance de la mejora para las zonas Valle y Campiña, es decir, el conjunto de encuestados (residentes en las tres zonas)

valoran de manera significativamente distinta la mejora de la calidad del agua en las zonas Valle y Campiña del nivel bueno al nivel muy bueno. La Zona Alto no se inclu-ye en este análisis porque tiene una calidad de partida (status quo) buena, por lo que sólo puede mejorar a un nivel muy bueno y el análisis de sensibilidad no es posi-ble. El hecho de que el atributo «Alto muy buena» resulte significativo (véase tabla 44) prueba ya, por sí mismo, la valoración significativa de la mejora desde la calidad buena a una calidad muy buena. La Zona Doñana no se prueba porque el nivel de calidad buena resulta no signi-ficativo en el análisis (véase de nuevo la tabla 44).

Podemos concluir que para los niveles de calidad del agua buena, y muy buena, se cumple la hipótesis de trabajo relativa a la sensibilidad del alcance de la me-jora de la calidad del agua, que además, nos permite comprobar la validez del escenario de valoración pro-puesto74.

74 Recordemos que la incapacidad de algunas aplicaciones em-píricas de valoración ambiental, para probar la sensibilidad al alcance, ha llevado a algunos críticos a cuestionar su aplicabi-lidad general. Carson et al. (2001) atribuyen la incapacidad de detección de la sensibilidad al alcance a cuestiones de diseño.

Tabla 4�. Test Wald para la sensibilidad al alcance de las mejoras de calidad del agua

Comparación de valores entre atributos Chi-Square p-values

Valle buena versus Valle muy buena 4,84 0,027

Campiña moderada versus Campiña buena 1,98 0,159

Campiña buena versus Campiña muy buena 10,69 0,001

1�1



La DAP marginal (DAPM) o precio implícito de cada uno de los atributos significativos se deriva del modo expre-sado en (20):

(20)

donde U es la utilidad proporcionada por una mejora, Xi, en la calidad del agua en base a un precio P, o lo que es lo mismo el ratio entre el coeficiente estimado para la mejora, Xi (βi), y el coeficiente del atributo monetario (βcoste), tal y como se muestra en la ecuación (21):

DAPMi= - βi/βcoste (21)

Basándonos en los valores marginales por atributo, se ha calculado (véase tabla 4675) el beneficio, en térmi-nos monetarios, derivado de los distintos incrementos de calidad del agua en las distintas zonas. Los errores

75 En la tabla sólo se incluyen las variables que resultaron signifi-cativas en el MNL-A, por tanto no aparece la variable «Doñana buena».

típicos de las DAP marginales se han obtenido por apli-cación del Método Delta (Greene, 2003).

En la tabla anterior podemos comprobar como el cam-bio producido en Campiña, de nivel malo a nivel muy bueno, es el más valorado (81,2 euros); mientras que el nivel menos valorado (aun siendo valorado significativa-mente) es el de la Zona Alto, desde nivel bueno a muy bueno (11,5 euros). Es decir, se vuelve a verificar que incrementos mayores de la calidad del agua son más valorados que incrementos de menor magnitud, corro-borándose la hipótesis de la sensibilidad al alcance de la mejora.

Pero el otro aspecto que buscamos analizar es el re-lativo a la heterogeneidad territorial. Recordemos que tratamos de responder a dos preguntas (hipótesis 2 y 3): a) ¿se valora la mejora de la calidad del agua exclu-sivamente en el lugar de residencia, o existe también un valor asociado a la mejora de la calidad del agua por los no residentes?, y b) en caso de que exista un valor de los no residentes, ¿es significativamente distinto al de los residentes? Este primer MNL-A ofrece indicios de que el valor de la mejora de la calidad del agua no

Tabla 4�. Valor marginal de los incrementos de calidad del agua por subárea

Zona Incremento de la calidad del agua DAPM(€/hogar/año) Error típico

Alto Bueno a muy bueno 11,5 4,9

ValleModerado a bueno 45,5 6,3

Moderado a muy bueno 58,5 5,9

CampiñaMalo a moderado 52,7 6,5

Malo a bueno 61,3 7,1Malo a muy bueno 81,2 7,0

Doñana Moderado a muy bueno 16,1 5,9

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se distribuye de manera homogénea en el territorio. Esta diferencia puede estar determinada, en parte, por la distinta situación de partida (status quo) de las dis-tintas zonas, pero puede relacionarse también con di-ferencias espaciales o territoriales en las preferencias, como apunta el hecho de que las zonas Valle y Doñana, que tienen situaciones de partida iguales, es decir ni-vel moderado, presentan valores distintos (58,5 frente a 16,1 euros, respectivamente, por la mejora al nivel muy bueno). Esta posible heterogeneidad territorial en las preferencias es lo que pasamos a analizar median-te el modelo extendido que se presenta en el epígrafe siguiente.

�.3. Modelo Logit Multinomial Extendido

Una buena manera de analizar la heterogeneidad de la demanda, en los experimentos de elección, es median-te la interacción de las variables específicas que se pre-tenden analizar (en nuestro caso zona de residencia) de los individuos, con la constante del modelo y/o con los atributos (Rolfe et al., 2000).

El modo concreto en que se ha introducido la zona de residencia en el modelo ha sido creando variables ficti-cias o dummies para cada una de las tres zonas de resi-dencia. Así, creamos tres nuevas variables: «Residente Zona Alto» que adopta valor 1 para los residentes en municipios incluidos en esta zona y valor 0 para el resto de individuos; «Residente Zona Valle», que adopta valor 1 para los residentes en la Zona Valle; y valor 0 para el resto, y del mismo modo «Residente Zona Campiña».

La tabla 47 presenta las estimaciones del Modelo Logit Multinomial con las interacciones con la zona de resi-dencia al que llamaremos MNL-E, cuyo ajuste también se considera satisfactorio, según el criterio del pseudo-R2 de McFadden (1974).

En el MNL-E las interacciones se han realizado entre las variables de residencia en las zonas Valle y Campiña con todos los atributos, de modo que la residencia en la Zona Alto funciona como referencia en el modelo (la Zona Doñana se ha considerado despoblada, a efectos de esta investigación, por los motivos que se expusie-ron en el capítulo 6).

Además, para profundizar en la distinción entre valores de uso y no-uso, se añadieron al modelo extendido dos variables que tratan de capturar el posible valor de uso recreativo de los encuestados sobre el espacio prote-gido. Se incluyeron pues interacciones de las variables «ha visitado alguna vez el Parque de Doñana» (uso re-creativo) y «piensa visitar el Parque de Doñana en un futuro» (uso recreativo potencial).

También se probó la interacción de otras variables como las variables sociodemográficas, y de comportamiento-actitud, con relación al agua y otras cuestiones ambien-tales. Ninguna de estas variables resultó significativa en el análisis, salvo el nivel de ingresos del hogar, que se ha mantenido en el modelo.

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Tabla 4�. MNL-interacciones con zona de residencia (MNL-E)

Variable Modelo extendido (heterogeneidad territorial)Coeficiente (β) Error típico p-value

ASC -0,230 0,265 0,385Coste -0,018 0,001 0,001Alto muy buena 0,258 0,139 0,064Valle buena 0,749 0,166 0,001Valle muy buena 0,837 0,166 0,001Campiña moderada 0,860 0,168 0,001Campiña buena 1,060 0,176 0,001Campiña muy buena 1,171 0,178 0,001Doñana buena 0,086 0,191 0,653Doñana muy buena 0,588 0,182 0,001

Heterogeneidad territorialAlto muy buena * residente Valle -0,192 0,183 0,294Alto muy buena * residente Campiña 0,093 0,227 0,682

Valle buena * residente Valle 0,188 0,219 0,391Valle buena * residente Campiña -0,106 0,265 0,688Valle muy buena * residente Valle 0,495 0,207 0,017Valle muy buena * residente Campiña -0,066 0,259 0,799

Campiña moderada * residente Valle 0,251 0,217 0,246

Campiña moderada * residente Campiña -0,185 0,270 0,492

Campiña buena * residente Valle -0,052 0,227 0,819Campiña buena * residente Campiña 0,117 0,278 0,673Campiña muy buena * residente Valle 0,376 0,229 0,102

Campiña muy buena * residente Campiña 0,471 0,280 0,093

Doñana buena * residente Valle -0,111 0,219 0,612Doñana buena * residente Campiña -0,049 0,269 0,856Doñana muy buena * residente Valle -0,661 0,206 0,001

Doñana muy buena * residente Campiña -0,364 0,253 0,150

Doñana buena * visitante 0,216 0,178 0,225Doñana buena* futuro visitante -0,018 0,181 0,921

1�4


Teniendo en cuenta que se han interaccionado dos zo-nas de residencia, Valle y Campiña, la lectura de los coeficientes (su valor, significatividad y signo) debe ha-cerse en relación con la línea de referencia, que son los residentes de la Zona Alto. De este modo:

El coeficiente de los atributos no interaccionados (por ejemplo Alto muy buena; Valle buena y Valle muy buena; Campiña buena y Campiña muy buena; Doñana buena y Doñana muy buena) expresan el valor marginal de los habitantes de la zona de refe-rencia, Zona Alto, asignado a la mejora de la calidad del agua en cada una de las mencionadas zonas. El coeficiente de las interacciones expresa el valor marginal adicional con respecto a los habitantes de la zona de referencia. Por tanto la significatividad, y el sentido de su signo, deben interpretarse en re-lación al valor marginal de los habitantes de la zona de residencia y no de forma individual.

Esta lectura de los resultados nos permite extraer las conclusiones que consideramos clave en relación a los objetivos e hipótesis de esta investigación.

Por una parte, se mantiene la sensibilidad al alcance de la mejora de la calidad del agua (que ya habíamos de-

1.

2.

tectado en el MNL-A), tal y como se puede comprobar por los resultados del test Wald, que se presentan en la tabla 48, en la que sólo aparecen las interacciones sig-nificativas. Sólo los residentes de la Zona Alto muestran insensibilidad entre el incremento desde el nivel bueno al nivel muy bueno, pero sí son sensibles a la mejora de un estado moderado a un estado muy bueno que concierne a la Zona Campiña. Una posible explicación de la insensibilidad de los habitantes de la Zona Alto es que valoran la mejora del resto de las zonas en general pero prestando menos atención al grado en que se pro-duce esta mejora, ya que ellos mismos parten de una situación inicial buena.

Confirmamos que efectivamente los encuestados valo-ran la mejora de la calidad del agua en el conjunto de la cuenca; los individuos muestran valores significativos para la mejora de la calidad del agua en todas las zo-nas, es decir, existe un beneficio derivado de la mejora de la calidad del agua en toda la cuenca y éste valor no es el resultado de la preferencia exclusiva de los habi-tantes de cada zona. Esto podemos concluirlo de los siguientes resultados del modelo:

Los coeficientes de los atributos son todos esta-dísticamente significativos al 5% y con los signos

1.

Doñana muy buena * visitante 0,171 0,178 0,338Doñana muy buena * futuro visitante -0,080 0,182 0,659

Ingresos hogar 0,372 * 10-3 0,114 * 10-3 0,001

log likelihood -1199,714R2 0,227R2 Ajustado 0,218n 1412

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esperados (tabla 47), mostrando la existencia de un valor por parte de los residentes de la zona de referencia (Zona Alto)Los coeficientes de los residentes en otras zonas (suma de los coeficientes de la zona de referencia más los coeficientes de las variables de interacción), son significativamente distintos de cero en todos los casos (salvo en el caso de «Doñana * residente de Valle», lo que explicaremos más adelante).

Ambos resultados suponen una confirmación de la se-gunda hipótesis de esta investigación: la mejora de la calidad del agua, en un determinado territorio dentro de la cuenca, no genera exclusivamente beneficios a los residentes de dicho territorio.

El resultado que quizás sea más interesante es que las interacciones con el lugar de residencia resultan signifi-cativas, al 5%, cuando se interacciona la variable mejo-ra de la calidad del agua en una determinada zona con los residentes de dicha zona y sólo para el nivel de cali-dad muy buena. Es decir, la interacción Xi * Residentei

es significativa cuando Xi corresponde a una mejora de la calidad del agua a un nivel muy bueno (por ejemplo

2.

«Valle muy buena * residente Valle»). Esta interacción al nivel de calidad buena no es estadísticamente signi-ficativa.

Es decir, todos los habitantes de la cuenca valoran su mejora (hasta un estado bueno), pero los residentes locales asignan valores adicionales a la mejora de la calidad de su zona de residencia ,cuando se trata de al-canzar un estado muy bueno, confirmándose la tercera hipótesis de este trabajo, pero con el importante matiz de que este valor adicional de los residentes locales ocurre sólo en el nivel de calidad del agua muy bueno. De modo que podríamos reformular la formalización de la hipótesis del modo expresado en la ecuación (22):

donde Uij es la utilidad del individuo i residente en la zona j; Xkj es el cambio de la calidad del agua en la zona j al nivel k; y Xkm es el mismo cambio en la zona m, siendo k el máximo nivel de los posibles. Esto tiene im-

Tabla 4�. Test Wald para el análisis de sensibilidad al alcance (MNL-E)

Residentes Zona Alto Chi-cuadrado SignificatividadValle bueno versus Valle muy bueno 0,27 0,604Campiña moderado versus Campiña bueno 1,35 0,246Campiña bueno versus Campiña muy bueno 0,4 0,524Campiña moderado versus Campiña muy bueno 3,21 0,073Residentes Zona Valle Chi-cuadrado SignificatividadValle bueno versus Valle muy bueno 7,33 0,006Residentes Zona Campiña Chi-cuadrado SignificatividadCampiña bueno versus Campiña muy bueno 9,28 0,0023Campiña moderado versus Campiña bueno 4,49 0,0341

cuando k es máxima (22)

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plicaciones importantes para la agregación de los resul-tados que explicaremos en profundidad en el epígrafe cuarto de este mismo capítulo y cuyas consecuencias discutiremos en el capítulo de conclusiones.

Al igual que en el MNL-A, en el modelo extendido, la mejora de la calidad en Doñana sigue siendo significa-tiva, sólo, para el nivel muy bueno. Llamamos la aten-ción sobre los resultados de las interacciones entre las variables Doñana muy bueno y residente en Valle. Se observa en la tabla 47 que el coeficiente de la interac-ción es negativo y significativo. No debemos interpretar este resultado como una DAP negativa, por parte de los residentes de Valle ante la mejora de la calidad del agua en Doñana, ya que, como hemos explicado, este coeficiente debe sumarse al coeficiente de referencia. El resultado de dicha suma es muy próximo a cero, (0,588)+(-0,661) = 0,073, sugiriendo que el valor que los residentes le conceden a la mejora de la calidad del agua en Doñana es cero (no se valora), pero no que se valore negativamente. Para estar seguros de ello hemos realizado la siguiente prueba: se ha repetido el mismo modelo, pero tomando la residencia en la Zona Valle como línea de referencia, en lugar de residencia en la Zona Alto, interaccionando por tanto los atributos con las variables «Residente en Alto» y «Residente en Cam-piña». El resultado es que el atributo «Doñana muy bue-no» resulta no significativo (β=-0,072 y p-value <0,694), demostrando que los residentes de Valle no obtienen beneficios de la mejora de la calidad de Doñana pero en ningún caso se ven perjudicados por ello.

Las variables relativas a la visita (pasada o futura) de los Parques Nacional y Natural como indicadores de su uso recreativo no son estadísticamente significativas. Ambos resultados nos llevan a la aceptación de la cuar-

ta hipótesis de trabajo (existencia de valores de no-uso ligados a la mejora de la calidad del agua en Doñana) que debería hacerse, sin embargo, específica para el nivel de calidad muy bueno.

Observamos, además, como en el MNL-E se cumplen las expectativas relativas al coste de la mejora y el nivel de ingresos: a mayores ingresos mayor disponibilidad a aceptar (valor marginal positivo significativo al 1%); ma-yor coste de la medida menor disponibilidad a aceptar (valor marginal negativo significativo al 1%).

Finalmente, conviene señalar que la ASC de este MNL-E resulta no significativa, al contrario de lo que ocurría en el MNL-A, lo cual implica que el público no tiene, una disponibilidad a priori a pagar por un cambio descartán-dose lo que hemos llamado efecto placebo (pagar por una política aunque ésta no aporte nada).

�.4. Verificación de los modelos: prueba de IIA

Como se ha mencionado, el modelo Logit Multinomial está basado en una serie de asunciones, que a la vez que le confieren características que hacen que su uso sea relativamente fácil y extensivo, suponen importan-tes limitaciones. Estas limitaciones se derivan de la asunción de que la parte inobservada de la decisión (el término de error) de la función de utilidad sigue una distribución idéntica e independiente, así como de la asunción de que existen patrones proporcionales de distribución. Las consecuencias de estas asunciones se detallaron en el capítulo 4 de metodología, y hacen

1��



referencia a la variación, no observable, de las preferen-cias, entre individuos y en el tiempo, y a los patrones proporcionales de sustitución.

Es por ello que se hace necesario probar si estas asunciones básicas del modelo condicional básico se cumplen para nuestros datos. Para ello, se ha llevado a cabo el test que Hausman y McFadden (1984) pro-ponen para probar la asunción IIA. El conocido como test de Hausman se basa en la comparación entre un modelo no restringido, con todas las alternativas, frente a un modelo restringido, en el que una, o varias, de las alternativas son ignoradas (Hensher et al., 2005a), del modo expresado en la ecuación (23):

(23)

donde bu es el vector de los parámetros estimados para el modelo no restringido; br es el vector de los parámetros estimados para el modelo; Vr es la matriz de varianza y covarianza del modelo restringido y Vu del modelo no restringido.

La tabla 49 muestra los resultados del test de Haus-man, cuando se excluye la opción B de los modelos MNL-A y MNL-E.

Los grados de libertad de los estadísticos, 10 en el caso del MNL-A y 31 en el caso del modelo MNL-E, co-inciden con el número de parámetros estimados para cada modelo (restringido y no restringido). Observamos como el resultado del test Hausman para el MNL-A es

significativo al 5%, es decir, existe una diferencia signifi-cativa entre los modelos estimados con y sin la opción de la alternativa B, lo cual nos lleva a rechazar la asun-ción IIA: la condición de las alternativas irrelevantes es violada para el modelo MNL-A. Sin embargo, es muy interesante ver que en el modelo extendido, en el que incluimos la heterogeneidad territorial, vemos cómo la diferencia no es estadísticamente significativa, por tan-to, este modelo respeta la asunción de las alternativas irrelevantes, quedando de este modo refutada la validez de las estimaciones obtenidas mediante el mismo.

Las limitaciones del modelo Multinomial pueden ser superadas mediante la utilización de modelos más flexibles. Hemos optado por el modelo mixto o de Pa-rámetros Aleatorios (RPL) que, como explicamos en el capítulo de metodología, permite a los factores no observados, de la función de utilidad, a seguir cualquier tipo de distribución. Con el modelo mixto se superan las tres limitaciones del modelo Multinomial, ya que permi-te variación aleatoria del gusto, no sólo la ligada a las variables observables; patrones de sustitución flexibles, no restringidos a la proporcionalidad entre las alterna-tivas; y la correlación entre los factores no observados con el tiempo, o en las distintas ocasiones de elección, para un mismo individuo. Un modelo de parámetros aleatorios fue también estimado para superar las limi-taciones derivadas de la violación de la propiedad en el modelo MNL-A. Sin embargo, dicho modelo RPL no permitió observar la existencia de heterogeneidad de la parte no observada de la utilidad, ni se mejoró el poder explicativo del modelo.

Tabla 49. Haussman IIA test (opción excluida: B)

MNL-A Chi-Sqrd[ 10] = 22,012 Pr(C>c) = 0,015

MNL-E Chi-Sqrd[ 31] = 33,519 Pr(C>c) = 0,346

1��


�.�. Agregación de los beneficios ambientales

Asumiendo la naturaleza lineal de la función de utilidad, podemos obtener el excedente del consumidor, de dis-tintos escenarios posibles de calidad del agua en el conjunto de la cuenca mediante la agregación de las DAP marginales de los atributos que componen dicho escenario, del modo expresado en la ecuación (24):

(24)

donde EC es el excedente del consumidor y βk/βcoste es la DAP media del atributo k. Nos interesan dos posibles escenarios, a los que llamaremos «mejor escenario» y «segundo mejor escenario», es decir, aquellos dos en el que el conjunto de la cuenca presenta niveles de calidad del agua muy buena y buena; tal como se ilustra en la figura 16.

El MNL-E ha demostrado que cuando se trata de alcan-zar un nivel de calidad del agua muy buena en el conjun-to de la cuenca, los residentes locales asignan un valor adicional a dicha mejora en su zona de residencia, que debe ser tenido en cuenta en la agregación en la valora-ción del «mejor escenario» de política hídrica que se ha

Status quo Escenarios de política hídrica

Figura 1�. Escenarios de política hídrica: calidad buena y muy buena en toda la cuenca

1�9



descrito arriba. Las consecuencias para la agregación son fundamentales, ya que se ha quedado comprobado que el valor de la mejora en toda la cuenca no es el re-sultado de la suma de los valores, que el conjunto de los individuos confieren a cada una de las zonas (que sería lo que se ha estimado mediante el MNL-A), sino que en el proceso de agregación se han de tener en cuenta los valores adicionales, que los residentes locales con-fieren a su zona de residencia (obtenidos mediante las interacciones en el MNL-E).

Este resultado podría formalizarse del modo expresado en la ecuación (25): para el nivel de calidad del agua muy buena, la suma de los valores parciales (zonas) es menor que el valor del conjunto.

cuando k es máxima (25)

donde Hk es el beneficio derivado de la mejora de la ca-lidad del agua a un nivel de calidad k en el conjunto del Guadalquivir (por todos habitantes de la cuenca); y Hk,i es el beneficio derivado de la mejora a un mismo nivel de calidad k de cada una de las zonas i que componen la cuenca, siendo k el máximo nivel de mejora de la calidad.

En la tabla 50 se muestra el beneficio medio que obten-drían, según nuestras estimaciones, los habitantes de la cuenca por la mejora de la calidad del agua. Se presen-tan los resultados obtenidos mediante el modelo sólo atributos (MNL-A) y modelo extendido (MNL-E), teniendo en cuenta la heterogeneidad territorial en la agregación, y se muestran los resultados por grupo de residentes y para el conjunto de la población de la cuenca. Los intervalos de confianza al 95% han sido obtenidos una vez más por el Método Delta. También se muestran los

resultados de la valoración contingente, que ya se ha-bían expuesto anteriormente.

De la tabla anterior extraemos que cuando no se tiene en cuenta la heterogeneidad territorial (distintas pre-ferencias por los residentes de distintas zonas), obte-nemos un beneficio medio estimado en 134 euros por hogar y año para el escenario de calidad buena en el conjunto de la cuenca, y de 194,5 euros por hogar y año para el escenario de calidad muy buena (MNL-A).

Sin embargo, el modelo extendido, que incluye las inte-racciones de los atributos con las zonas de residencia, ha puesto de manifiesto que cuando se trata de alcan-zar un nivel de calidad muy bueno para el conjunto de la cuenca, los residentes locales expresan un valor adicio-nal sobre la mejora de la calidad del agua en su zona de residencia. Es por ello que si tenemos en cuenta esta heterogeneidad territorial de las preferencias, los bene-ficios derivados de este incremento del agua alcanzan un valor de 256,8 euros por hogar y año. Este valor es un 32% mayor que el estimado por el modelo de sólo atributos. Esta diferencia es, además, estadísticamente significativa (las medias no se solapan con los interva-los de confianza y el valor del t-test es igual a 2,240 y p<0,025). Por lo que no incluir la heterogeneidad terri-torial de las preferencias lleva a una subestimación del valor de la calidad del agua en la cuenca, en nuestro caso, del 32%.

Cuando se trata de un escenario de calidad buena, el público valora la mejora de la calidad del agua indistin-tamente, independientemente del lugar de residencia, como se muestra en la tabla (143 euros por hogar y año para todos los residentes). Esto se deriva de que en el modelo extendido las interacciones entre las mejoras

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Tabla �0. Beneficio medio (euros por hogar y año) de la mejora de la calidad del agua en el Guadalquivir

Calidad buena en toda la cuenca.Residentes en:

Calidad muy buena en toda la cuenca.Residentes en:

Toda la cuenca Alto Valle Campiña Toda la cuenca Alto Valle Campiña

Experimento de elección

MNL-A (solo atributos, heterogeneidad territorial no incluida)

DAP media 133,9 - - - 194,5 - - -

I.C. 95% 113,7–154,1 - - - 169,1–219,8 - - -

N 1412 - - - 1412 - - -MNL-E (modelo extendido, heterogeneidad territorial incluida)DAP media 143,1 143,1 143,1 143,1 256,8 202,2 196,9 228,8

I.C. 95% 104,0–182,2 104,0–182,2

104,0–182,2

104,0–182,2

205,0–308,6

157,7–246,7

151,8–242,0

182,0–275,6

N 1412 1412 1412 1412 1412 1412 1412 1412Valoración contingente

DAP media 31,8 28,4 35,9 29,5 39,4 32 45,5 39,1

I.C. 95% 28,1–35,5 22,6–34,2 30,2–41,6 21,0–38,0 34,8–44,0 25,6 – 38,4

38,2 – 52,8

27,9 – 50,3

N 554 187 234 133 550 185 234 131

de calidad del agua por zona y el lugar de residencia, resultaron no significativas, como ya se explicó anterior-mente. De hecho, observamos que este beneficio es sólo 7% mayor que la estimación obtenida mediante el MNL-A, en el que no se tuvo en cuenta la heterogeneidad territorial (134 euros por hogar y año). Atendiendo a los intervalos de confianza, comprobamos cómo además esta diferencia no es estadísticamente significativa, ya que se solapan. El t-test ofrece un valor de 0,430 con p<0,667.

En la tabla 51 se recogen los beneficios agregados en euros al año para una población total de la cuenca

de en torno a 4,2 millones de habitantes, teniendo en cuenta una media de 2,8 individuos por hogar (Instituto de Estadística de Andalucía, 2008) y un porcentaje de respuestas protestas de 6,2%.

Si tenemos en cuenta los resultados para el nivel de calidad muy bueno, que es el que asimilamos al buen estado ecológico de las aguas, ya que según nuestra escala de calidades es el que se corresponde con lo que hemos llamado «uso natural» del agua (agua en per-fectas condiciones naturales), vemos cómo la mejora de la calidad del agua en la cuenca del Guadalquivir supone casi unos 365 millones de euros anuales. Se asume que

1�1



si este buen estado ecológico se mantiene, estos be-neficios se generarán para siempre. Recordemos que en nuestra encuesta se pidió a la gente que expresara su DAP al año durante los diez próximos años, estable-ciendo de este modo un horizonte temporal arbitrario con fines ilustrativos de diez años. La agregación de los beneficios generados anualmente, durante este ho-rizonte temporal, deberá realizarse teniendo en cuenta tasas de descuento. Como nos recuerda Hanley (1992) uno de los asuntos que generan más controversia, en la aplicación del análisis coste-beneficio a la gestión ambiental, es precisamente este tema del descuento y particularmente de qué tasa de descuento utilizar. Este asunto acaba siendo objeto de una decisión política, por lo que no entramos a discutirlo en este documento, ya que escapa de los objetivos del mismo.

La aplicación combinada de la valoración contingente y los experimentos de elección en este trabajo no tiene como objetivo la comparación de sus resultados (para que esta comparación hubiera tenido más sentido ha-bría sido conveniente utilizar el formato de elección di-

cotómica en la valoración contingente76); sino que está orientada a la profundización de las relaciones entre la valoración de la cuenca en su conjunto (valoración con-tingente) y las implicaciones de la heterogeneidad terri-torial por los experimentos de elección, con particular interés por el análisis de la distinta potencialidad de am-bos métodos para la transferencia de resultados, como se discute en el siguiente epígrafe. Pero parece razona-ble comentar brevemente la diferencia que se produce entre las cifras obtenidas por ambos métodos. La lite-ratura encuentra que, en general, los experimentos de elección dan lugar a valores mayores que la valoración contingente, Hanley et al. (2003), Stevens et al. (2000), Foster y Mourato (2003); como en nuestro caso, en el que los experimentos de elección ofrecen resultados entre 4,5 y 6,5 veces superiores. Existen también otros estudios que obtienen resultados no significativamente distintos entre ambos métodos, Hanley et al. (1998),

76 Desde la perspectiva de la teoría económica neoclásica, la VC y los EE deberían dar lugar a resultados similares (Stevens et al., 2000), si bien Hanley et al. (1998) afirman que los resultados de la VC con formato abierto, frente a la elección dicotómica, no pueden ser considerados como teóricamente equivalentes, ya que no comparten la misma base de utilidad aleatoria.

Tabla �1. Beneficios agregados para el conjunto de la cuenca del Guadalquivir

Población de la cuenca 4.226.167

Personas por hogar 2,8

Ratio de protesta 6,2%

Beneficios (€ al año) Nivel bueno Nivel muy bueno

Estimaciones por valoración contingente 45.117.351 55.900.115

Estimaciones por EE (sólo atributos) 189.975.263 275.953.612

Estimaciones por EE (incluyendo heterogeneidad territorial) 203.028.081 364.343.894

1�2


Cameron et al. (2002), Jin et al. (2006), Colombo et al. (2006) y Mogas et al. (2006). Por su parte, Adamowicz et al. (1998) afirman que la diferencia entre ambos mé-todos dependerá de la especificación de los mismos, y encuentran en su estudio que esta diferencia no es es-tadísticamente significativa cuando se tiene en cuenta la heterogeneidad de la demanda. En cualquier caso, Fos-ter y Mourato (2003) encuentran que se han realizado hasta el momento pocas comparaciones sistemáticas entre ambos métodos.

Se han apuntado a varias razones para explicar estas posibles diferencias entre los EE y la VC. Por su parte, Stevens et al. (2000) y Boxall et al. (1996), sugieren que en los EE la existencia de sustitutos (alternativas)xistencia de sustitutos (alternativas) es presentada de manera explícita, lo cual puede inci-tar a los encuestados a explorar más en profundidad sus preferencias y los sacrificios (trade-offs) que están dispuestos a realizar. Estos mismos autores, así como Cameron et al. (2002) encuentran que el proceso de elección en ambos métodos es distinto desde una pers-pectiva psicológica, particularmente en el caso del for-mato abierto (Hanneman, 1996). Bateman et al. (1997) estudian las diferencias entre los experimentos de elec-ción y la valoración contingente en relación con el sesgo de la parte y el todo. El sesgo de la parte y el todo ha sido identificado en la literatura de la valoración contin-gente y pone de manifiesto que, si los componentes de las partes de un todo son evaluados por separado, la suma de los valores de estas partes tiende a dar lugar a valores mayores que si se evalúa el todo de manera conjunta. Ésta es la base de la diferencia esencial entre la VC y los EE, ya que en estos últimos se requiere que el encuestado valore las partes (atributos) de un bien, y no el bien en su conjunto directamente.

De entre estas posibles explicaciones, nuestra investi-gación parece apuntar en la línea descrita también por Bateman y Langford (1997), quienes estudiaron las di-ferencias entre los experimentos de elección y la valo-ración contingente, en relación con el sesgo de la parte y el todo. En nuestra investigación la diferencia es muy evidente: en el ejercicio de valoración contingente pedi-mos al encuestado que valore la cuenca en su conjunto y en los EE pedimos que se valore la mejora de la cali-dad del agua por subáreas, confirmándose que el valor concedido a la suma de las partes es mayor que la valo-ración del todo. Si bien, insistimos en que no es nuestro objetivo la búsqueda de la causa de estas diferencias. la búsqueda de la causa de estas diferencias.

�.�. Transferencia de resultados: experimentos de elección versus valoración contingente

Como hemos mencionado, la aplicación combinada de los experimentos de elección y la valoración contingente en esta investigación está orientada a la profundización en dos aspectos: a) por una parte, la exploración de las relaciones entre la valoración del bien en su conjunto, el valoración contingente, y el estudio de la heteroge-neidad territorial, los experimentos de elección, asunto sobre el que ya hemos discutido; y b) por otra parte, la distinta potencialidad de ambos métodos para la trans-ferencia de resultados. En relación a este segundo as-pecto, la literatura ha puesto de manifiesto que una de las ventajas de los experimentos de elección, frente a la valoración contingente es su mayor potencialidad para la transferencia de resultados, Hanley et al. (2003) y Morrison et al. (2002). La explicación se encuentra en

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que los experimentos de elección, al permitir variacio-nes en los componentes del bien ambiental, se adaptan mejor a las variaciones que existen entre el lugar de estudio y el lugar de aplicación. Sin embargo, Hanley et al., (2003) encuentran que hasta el momento se ha llevado a cabo una escasa comprobación empírica de este argumento77.

Esta investigación supone, pues, un avance en esta lí-nea, ya que permite probar la transferibilidad de resul-tados de ambos métodos mediante la utilización de un único cuestionario que incluye la dimensión territorial como parte esencial del diseño; recordemos que en la valoración contingente, en la que no se especifican atributos, también se utilizaron mapas en los que se mostraba la variación, desde la situación actual, y las mejoras de calidad del agua por zona.

Concretamente, estudiamos los errores de transferen-cia que se producirían, en caso de que fuera necesa-rio estimar los beneficios obtenidos por la mejora de la calidad de la cuenca, por parte de los residentes de una determinada zona, en base a los beneficios de los residentes de otra zona dentro de la misma cuenca (o del total de los residentes de la cuenca). Esta es una situación bastante plausible en el contexto de im-plementación de la DMA, ya que puede ocurrir que en

77 El autor también señala que la mayor capacidad de variación en la descripción del bien, que introducen los experimentos de elección frente a la valoración contingente, no supera otra de las limitaciones importantes para la transferencia de resulta-dos, que es la que se relaciona con la variación en las carac-terísticas de la población. En este sentido los experimentos de elección tienen una capacidad, particularmente limitada, de incorporar las variables sociodemográficas que pueden influir en la preferencia.

ocasiones se necesite, o se opte, por extrapolar los beneficios de una determinada población a poblaciones mayores, por ejemplo cuando sólo se cuenten con re-cursos financieros para aplicar la valoración económica a una zona piloto.

Los resultados que se presentan a continuación ofrecen una aproximación de los errores que pueden producirse potencialmente en dicha transferencia, y de la distin-ta magnitud de los mismos según el método utilizado, en base al estudio del caso del Guadalquivir. La tabla 52 muestra los errores de transferencia calculados del modo expresado en la ecuación (26):

(26)

donde ê es el error de transferencia derivado de la uti-lización de la DAP media de los residentes de la zona i, por la mejora de la calidad del conjunto de la cuenca como medida del valor que los residentes de la zona j conceden a dicha mejora.

Los datos de la valoración contingente que se utilizan son las DAP medias, calculadas para las divisiones de la muestra por zona de residencia (véase tabla 36 de este mismo capítulo), y los del experimento de elección son las DAP obtenidas del modelo extendido MNL-E (tabla 47) para el nivel de calidad del agua muy buena.

La tabla 52 muestra cómo, claramente, los errores que se comenten mediante la transferencia de resul-tados de los experimentos de elección son menores que los de la valoración contingente (errores entre 14

1�4


y 42% para la valoración contingente y entre 3 y 16% para los experimentos de elección), aportando evi-dencia empírica de la superioridad de las técnicas de modelización de la elección en este sentido. El error medio de los EE es del 10% frente al 25% de la VC. Recordamos que Brouwer (2000) encuentra, en un es-tudio de siete ejemplos de aplicación de la transferen-cia de resultados, un error medio entre 20 y 40% para el procedimiento de las medias ajustadas. Nuestros resultados para la valoración contingente se encuen-tran pues en el rango definido por Brouwer, mientras que los experimentos de elección han dado errores significativamente menores. Este resultado es particularmente interesante cuando se tiene en cuenta que: a) los valores obtenidos en este caso por los experimentos de elección son sistemática-mente mayores, se podría esperar que valores mayores dieran lugar a errores mayores, y no es el caso; y b) las DAP medias de los experimentos de elección incluyen el valor adicional que los residentes locales otorgan a la mejora de la calidad de su zona.

�.�. Resumen de los principales resultados

A continuación se resumen los principales resultados de esta investigación, que han sido expuestos detalla-damente, tanto en el presente capítulo como en el ante-rior, con el fin de facilitar la lectura de las conclusiones que aparecen en el siguiente capítulo.

1. La población de la demarcación hidrográfica del Guadalquivir, analizada a través de una selección representativa, muestra un interés y preocupación social evidente por la mejora de la calidad ambien-tal del agua.

2. Este interés se traduce en la disponibilidad a acep-tar por dicha mejora de la calidad, en el conjunto de la cuenca, hasta niveles de calidad bueno y muy bueno; que según la escala utilizada en esta inves-tigación se corresponden con niveles en los que el riesgo para la salud de las personas y los ecosis-temas es bajo o inexistente y que se asocia a lo que hemos llamado «uso natural» del agua (agua en condiciones naturales), consumo humano y uso recreativo con contacto directo.

3. La valoración contingente ha permitido constatar la existencia de cierta sensibilidad al alcance de dicha mejora, sirviendo, por una parte, como prueba de la

Tabla �2. Errores de transferencia (%) de la valoración del conjunto de la cuenca por residentes de distintas zonas

Alto a Valle Valle a Alto Alto a

Campiña Campiña a Alto Valle a Campiña Campiña a Valle

EE 2,7 2,6 11,6 13,2 13,9 16,2

VC 29,7 42,2 18,3 22,4 16,1 13,9

1��



validez del escenario de valoración; y por otra par-te, permitiéndonos corroborar la primera hipótesis de este trabajo: la existencia de valores crecientes ante niveles mayores de provisión del bien ambien-tal (calidad del agua).

4. Determinadas características del individuo (como nivel de ingresos, nivel educativo, edad, sexo y tener hijos) tienen influencia en la disponibilidad a pagar de los individuos. Pero otras variables de tipo actitudinal, como ser miembro de una asociación ecologista, tener relación con la agricultura y el ni-vel de conciencia y percepción sobre la cuestión hídrica, también influyen en dicha disponibilidad.

5. La valoración contingente ha mostrado indicios, tan-to en relación con la diferente sensibilidad al alcance de la mejora, como a las diferencias de valoración entre los residentes de distintas zonas, de que esta valoración diferencial del conjunto de la cuenca no se debe exclusivamente a las diferentes situaciones de partida (status quo) de calidad de los distintos territorios, si no que puede estar relacionada con la heterogeneidad territorial de las preferencias (dife-rente valoración de la mejora de la calidad del agua en distintos territorios de la cuenca).

6. Los resultados de los experimentos de elección, en los que también se ha confirmado la primera hipóte-sis sobre la sensibilidad al alcance, nos han permi-tido profundizar en el análisis de la heterogeneidad territorial:

6.1. Se ha comprobado que todos los habitantes de la cuenca asignan un valor, significativamente positivo, a la mejora de la calidad del agua en el conjunto de la misma y en cada una de las distintas subáreas en las que la hemos divido para su estudio, de manera que los beneficios ambientales no se restringen ex-

clusivamente al lugar de residencia, confirmándose la segunda hipótesis de este trabajo.

6.2. Sin embargo, cuando se trata de alcanzar el nivel máximo de mejora de la calidad del agua, es decir el mejor escenario, los residentes locales asignan un valor adicional a la mejora de la calidad del agua en su zona de residencia.

6.3. Ambos resultados tienen consecuencias importan-tes para el proceso de agregación de los beneficios a escala de cuenca, que se discuten en el capítulo de conclusiones. La consideración de esta diferen-te valoración por territorios y la inclusión del valor adicional de los residentes locales nos lleva a la estimación en unos 365 millones de euros anuales de los beneficios percibidos por el público por la mejora de la calidad del agua del Guadalquivir a un nivel muy bueno.

7. Ha quedado confirmado que existe un valor de no-uso asociado a la mejora de la calidad del agua en Doñana. Si bien, este valor parece sólo asignarse a mejoras de calidad hasta niveles muy buenos. Las razones subyacentes, a este umbral de valoración para la zona de Doñana, requerirían de un estudio más profundo sobre las motivaciones de esta valo-ración.

8. Se ha aportado evidencia empírica de la superio-ridad de los experimentos de elección frente a la valoración contingente para la transferencia de be-neficios; los experimentos de elección han ofreci-do, sistemáticamente, valores menores de errores de transferencia, de los beneficios derivados de la mejora de la calidad del agua en el conjunto de la cuenca por parte de residentes de distintos territo-rios dentro de la misma.

9. De manera secundaria (ya que recordamos que la comparación de resultados entre valoración contin-

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gente y experimentos de elección no es un objetivo de esta investigación), nuestros resultados parecen apoyar la tesis de que las diferencias de las esti-maciones de ambos métodos se relacionan con el sesgo de la parte y el todo.

9. Conclusiones







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1�9

Podemos considerar, que este trabajo es un producto derivado del nuevo paradigma de gestión hídrica en el que la cultura de la soste-nibilidad se impone como necesaria para ha-

cer, frente a uno de los grandes retos de nuestra socie-dad: la recuperación de la armonía con el medio como modo de garantizar el bienestar de las generaciones presentes y futuras. Este nuevo paradigma de sostenibi-lidad se formaliza, para el caso del agua, en la Directiva Marco, en la que se establece como objetivo último la protección de las aguas, previendo todo deterioro adi-cional y mejorando el estado de los ecosistemas acuá-ticos y dependientes, contribuyendo de esta forma a «garantizar el suministro suficiente de agua superficial o subterránea en buen estado, tal como requiere un uso del agua sostenible, equilibrado y equitativo». La inclu-sión de principios económicos al servicio de los objeti-vos ecológicos de la DMA está precisamente orientada a la consecución de estos objetivos ecológicos, como herramienta necesaria para proveer información en el proceso participativo de planificación y gestión hídrica. Esta es precisamente la vocación del trabajo de investi-gación que se ha llevado a cabo.

A pesar de que se ha producido una importante mo-vilización de recursos con esta finalidad en las prime-

ras fases de implementación de la Directiva, es esca-so todavía el avance que se ha realizado en relación a la cuantificación de los beneficios derivados del buen estado ecológico. Esta investigación supone un primer avance en este sentido, mediante su estimación prácti-ca en la demarcación hidrográfica del Guadalquivir.

Nuestro objetivo ha sido el de plantear un modelo con-ceptual, y desarrollar una herramienta para su aplica-ción, que permita estimar los beneficios que se derivan de la consecución del buen estado ecológico de las aguas. Particularmente, de estos beneficios nos hemos interesado por aquellos que no pueden ser evaluados a través de mecanismos tradicionales de costes, ya que se corresponden con el incremento del bienestar deri-vado de aspectos no comerciales del estado del agua, es decir, el valor de aquellos aspectos ambientales que no tienen «voz» en el mercado.

Este modelo tiene como eje central la utilidad que la provisión del bien ambiental tiene para el individuo. Se trata, pues, de un modelo de carácter antropocéntrico, con bases en el paradigma de la economía neoclásica, en el que el valor que nos interesa, desde un punto de vista económico, surge como resultado de la interac-ción entre un sujeto y un objeto (bien ambiental), como

9. Conclusiones

190


expresión de las preferencias individuales orientadas a la maximización de la utilidad. No debe entenderse que el enfoque antropocéntrico/social propuesto en esta in-vestigación obvia la dimensión ecológica-ambiental, ya que ésta forma parte esencial del modelo, en el sentido de que éste tiene como objetivo último, en coherencia con la DMA, la consecución del buen estado ecológi-co. De este modo las necesidades sociales y ecológi-cas van indisolublemente aparejadas, contrariamente a como tradicionalmente se han tratado, a la gestión ambiental dando lugar a la generación de los conflictos generados por la interacción de la complejidad ecológi-ca y social.

En este modelo, la dimensión territorial juega un papel esencial, ya que la representación del capital natural en el espacio contribuye a proporcionar indicadores más ajustados de los efectos en el bienestar de cambios ambientales.

De los resultados de esta investigación se extraen con-clusiones que consideramos relevantes por sus impli-caciones, tanto metodológicas, como para la política hídrica, y que constituyen, a nuestro juicio, aportes me-todológicos interesantes que podrían ser utilizados en una mejor aplicación de estas técnicas en el futuro.

En este capítulo se discuten dichas conclusiones, ha-ciendo hincapié en las aportaciones que hacen de nues-tro trabajo una aproximación innovadora, pero también subrayando las limitaciones del mismo.

Este documento termina con una serie de propuestas de investigación que creemos que deben ser explora-das en el futuro para avanzar en el ámbito científico al servicio de la implementación de la DMA, acercándonos

progresivamente al objetivo de una utilización sosteni-ble de los recursos hídricos.

9.1. Implicaciones de la investigación para la política hídrica

Al principio de este documento planteábamos, como objetivo general, la estimación de los beneficios am-bientales no de mercado, de la mejora del estado del agua, mediante preferencias expresadas incluyendo la dimensión territorial como parte esencial del análisis, en aplicación práctica del modelo conceptual propuesto a la demarcación hidrográfica del Guadalquivir; contribu-yendo de este modo a la clarificación, desde el ámbito científico, de este concepto en el contexto de la Directi-va Marco del Agua.

Los resultados han ratificado la validez del escenario de valoración propuesto: el índice de respuestas protesta, el análisis de la incertidumbre y la sensibilidad al alcan-ce de la mejora detectado en la valoración contingente, por una parte; el cumplimiento de las expectativas en cuanto a los signos y significatividad de los atributos, la bondad del ajuste en los modelos en los experimentos de elección, por otra, confirman que la estimación de beneficios, mediante el escenario propuesto, resulta re-levante para el público. Consideramos que a través de la aplicación al estudio del caso del Guadalquivir, me-diante una muestra que ha probado ser representativa del conjunto de la población, ha quedado probado el «buen funcionamiento» de este escenario de valoración, que resulta fácilmente comprensible por los usuarios y relevante en el contexto de la DMA.

191


9. Conclusiones

Consideramos como validada la definición práctica del beneficio ambiental, como el valor asignado por los ha-bitantes de la cuenca al paso de la situación actual o, status quo, de calidad del agua a un estado mejorado, en términos de disminución del riesgo para la salud de las personas y el entorno, y asociado a la susceptibili-dad de su uso para el consumo humano y el manteni-miento de las condiciones naturales de calidad (lo que hemos llamado «uso natural»).

La población de la demarcación hidrográfica del Gua-dalquivir muestra un interés, y una preocupación social evidente, por la mejora de la calidad ambiental del agua. Este interés se traduce en una disponibilidad a pagar por dicha mejora de la calidad en el conjunto de la cuenca. A continuación se detallan las principales implicaciones de nuestros resultados para la política hídrica. Estas implicaciones han sido organizadas por subapartados temáticos que se relacionan con las principales hipó-tesis y resultados de este trabajo. El último de estos apartados trata de contextualizar los resultados para la demarcación del Guadalquivir.

9.1.1. Niveles de calidad y sensibilidad: escenarios de mejora en la DMA

El enfoque de valoración, propuesto y analizado en esta investigación, ha demostrado ser sensible a los benefi-cios derivados de distintos niveles de mejora de la cali-dad del agua, lo cual no sólo sirve para refutar la validez del escenario de valoración, sino que supone una contri-bución que consideramos importante en el contexto de implementación de la Directiva. Estos valores estadísti-camente significativos pueden ser utilizados como inputs

de sistemas de apoyo a la decisión78. En el caso con-creto de la aplicación de la DMA, estos sistemas consti-tuyen una herramienta necesaria, ya que permitirá crear diferentes escenarios de estado del agua y estimar los beneficios generados por las mismas. Concretamente:

La DMA prescribe el análisis coste eficacia de las medidas que integrarán el Programa de Medidas para la consecución de sus objetivos (artículo 11). El análisis coste-eficacia es una aproximación par-cial del análisis coste-beneficio, en el que se asume la consecución de un determinado beneficio y se compara la eficacia con que las distintas medidas alcanzarán dicho objetivo, de modo que se elegirá aquélla que lo consiga a un menor coste. Sin embar-go, es obvio que la aplicación de distintas medidas a distintas escalas o niveles darán lugar a mejoras mayores o menores del estado del agua. Por eso entendemos que es fundamental desarrollar esce-narios de estimación de beneficios ambientales que permitan calcular los distintos niveles de beneficios particularmente en un contexto en el que, como ya se ha señalado, aún no ha sido unitariamente de-finido el buen estado ecológico de las aguas. La capacidad de nuestro escenario de valoración para estimar los beneficios a distintos niveles de mejora debe permitir crear diferentes escenarios según las diferentes alternativas que se incluyan en el Progra-ma de Medidas, y estimar los beneficios generados por las mismas.

78 Turban (2005) define el término Decision Suport System (DSS) como un sistema de base informática, interactivo y flexi-ble, desarrollado específicamente para el apoyo a la solución de problemas no estructurados de gestión, para una mejora del proceso de toma de decisiones.

1.

192


El artículo 9 de la DMA establece el principio de recuperación de los costes totales del servicio del agua, incluyendo los costes ambientales. El enfo-que que se sigue en esta investigación, y que es fiel al propuesto por la Guía WATECO en el que los costes ambientales se interpretan como el coste de oportunidad, derivado de la pérdida de los be-neficios del buen estado ecológico; de manera que como Gómez (2006) señala, el coste ambiental es un concepto instrumental que sirve para entender la decisión social entre el uso, por parte de las ac-tividades económicas, y la conservación del medio ambiente. De modo que si se alcanza el objetivo de la DMA, es decir, si la demarcación alcanza el buen estado ecológico, no se estaría produciendo ningún coste de oportunidad derivado de la no con-secución del mismo, por tanto, no sería necesario añadirlo a la tarifa del agua. En esta visión, la esti-mación que hemos llevado a cabo en esta investiga-ción debería ser incluida en la política hídrica, sólo mientras no se alcance el buen estado ecológico de las aguas79. Las estimaciones que obtenemos de

79 Es importante recoger las puntualizaciones que realiza el pro-pio Gómez (2006). En primer lugar, algunas de las medidas de gestión hídrica pueden suponer costes ambientales externos a las masas de agua sobre las que se actúa; por ejemplo im-pactos sobre la contaminación del aire a través del consumo de energía, efectos sobre las aguas continentales o sobre los ecosistemas costeros como consecuencia del vertido de la salmuera de las plantas de desalación o efectos sobre otras cuencas hidrográficas cuando se consideran trasvases o transferencias de agua. La incorporación de este tipo de costes ambientales debería mantenerse. En segundo lugar, una categoría importante de beneficios asociados a algunas medidas del plan de cuenca es el ahorro de costes de la provisión de servicios del agua para múltiples usos. Si mejora el estado cuantitativo de un acuífero, no solamente se podrán obtener de él caudales sostenibles, con mayor garantía, sino que también serán menores los costes de extracción. Si me-

2. los beneficios, a distintos niveles de mejora del es-tado del agua, con nuestro escenario de valoración, permiten su incorporación progresiva en el análisis de recuperación de costes. Por lo tanto el sistema de precios del agua deberá incorporar los distintos costes derivados de la no consecución del buen es-tado ecológico por cada «salto» de calidad, desde el status quo (es decir, hasta un estado por ejemplo, moderado), hasta alcanzar el buen estado. Nuestro escenario de valoración permite conocer cuáles son los beneficios no obtenidos para cada uno de estos saltos. Además, para aquellos casos en lo que se rebajen los objetivos (véase punto siguiente) será necesario seguir repercutiendo en la tarifa del agua estos beneficios perdidos (no obtenidos). Las implicaciones quizás más relevantes de nues-tra investigación se relacionan posiblemente con el asunto de la desproporcionalidad de los costes de la implementación de la directiva. La derogación de los objetivos, por motivos de desproporcionalidad de los costes de las medidas, tendrá que ser esta-blecida en relación con los beneficios de las mismas (artículo 4). Sin embargo, existe hoy escaso conoci-miento sobre los beneficios no de mercado deriva-dos de la consecución del buen estado ecológico. Como ha quedado probado en esta investigación, el buen estado ecológico tiene un valor que no tiene «voz» en el mercado y que, sin embargo, es signi-

jora la calidad de las aguas superficiales o subterráneas, se reducirán los costes de tratamiento que permiten poner esa agua a disposición de los usos domésticos. Si se recirculan caudales para usos públicos, no solo se reducen presiones sobre el medio ambiente, sino que también se disminuyen los costes de tratamiento y distribución del agua. Por lo tanto, desde un punto de vista económico, tiene sentido incorporar estos beneficios como un coste negativo.

3.

193


9. Conclusiones

ficativo para el público. Será por tanto necesario estimar los beneficios derivados de distintos nive-les de mejora de la calidad de las aguas, mediante escenarios de valoración como el nuestro, capaces de captar la sensibilidad al alcance de las medidas, de modo que pueda establecerse el nivel previo a tal desproporcionalidad y en cualquier caso llevar a cabo el análisis coste-eficacia de las medidas alter-nativas para la consecución de los objetivos reba-jados. Otra de las aportaciones que consideramos importantes de este trabajo, es el haber demostra-do que es posible realizar este tipo de estimaciones mediante las técnicas de valoración ambiental, de manera que decidir la reducción de los criterios de desproporcionalidad de los costes, exclusivamente, a criterios de capacidad financiera no puede justifi-carse por la imposibilidad metodológica de calcular los beneficios.

9.1.2. Heterogeneidad territorial y agregación de beneficios

Mediante el establecimiento de la demarcación hidro-gráfica, como la base esencial del modelo de la política hídrica, la DMA impone un enfoque geográfico-físico (y por tanto territorial) para la definición de los objetivos e instrumentos de gestión. La idea que subyace a la pro-puesta que hemos planteado, en este trabajo, es que la relación entre territorios deberá ser tenida en cuenta, no sólo en las obras de regulación, sino en la consecución de los objetivos ecológicos de la directiva. Por tanto, la dimensión territorial debe ser incluida en el análisis para la implementación de la norma, y concretamente en la estimación de los beneficios ambientales, ya que la representación del capital natural en el espacio con-

tribuye a proporcionar indicadores más ajustados de los efectos en el bienestar de las medidas de gestión.

Dos son las conclusiones de nuestro trabajo en este sentido:

Por una parte, la existencia de un valor asociado a la mejora de la calidad del agua de la cuenca, que no es exclusivo de los residentes. Se ha demostra-do que los habitantes de la cuenca asignan un valor significativamente positivo a la mejora de la calidad del agua, en el conjunto de la misma y en cada una de las distintas subáreas en las que la hemos divido para su estudio, de manera que los beneficios am-bientales no se restringen exclusivamente al lugar de residencia. Esto puede ser interpretado como consecuencia de la existencia de una identificación unitaria de los individuos con la cuenca en su con-junto, es decir, los habitantes de la cuenca conside-ran que pertenecen a la misma, de modo que están dispuestos a pagar por la mejora de la calidad del agua en el conjunto de la cuenca a un nivel bueno.Y por otra parte, el valor adicional de los residen-tes. Cuando se trata de alcanzar el nivel máximo de mejora de la calidad del agua (nivel muy bueno en nuestro escenario) los residentes locales asignan un valor adicional a la mejora de la calidad del agua en su zona de residencia. Bajo la interpretación que hemos hecho, la posible obligación moral derivada de la identificación unitaria con la cuenca se extien-de sólo hasta un cierto punto, superado el cual, los habitantes muestran preferencias heterogéneas en función de su lugar de residencia, con respecto al lugar donde se produce la mejora ambiental, valo-rando más la mejora en su lugar de residencia.

1.

2.

194


En este último aspecto, las implicaciones de nuestra in-vestigación refuerzan la idea de que la variable espacial (territorial) juega un papel significativo en la valoración de los bienes ambientales, de manera que la escala a la que se produce la mejora ambiental ha de ser consi-derada, no sólo en términos cuantitativos, (cantidad del bien que mejora), sino en relación con la vinculación de los beneficiarios en términos territoriales con el bien. La no inclusión de la variabilidad territorial, en la valoración económica de los bienes ambientales, puede dar lugar a estimaciones desviadas de la disponibilidad a aceptar y por tanto de la estimación de los beneficios, y costes, que de dichos cambios ambientales se derivan. Concre-tamente, en nuestro caso de estudio hemos encontrado que no considerar la heterogeneidad territorial de las preferencias, lleva a una significativa subestimación de los beneficios obtenidos por el público del 32%.

9.1.3. Contextualización de las cifras para el Guadalquivir

Entre las distintas estimaciones que se han calculado en esta investigación, y que van desde un rango de 31,8 euros por hogar y año para un nivel bueno, estimado por valoración contingente; a los 256,8 euros por ho-gar y año para un nivel muy bueno, estimado por los experimentos de elección e incluyendo la heterogenei-dad territorial, consideramos que es esta segunda cifra la que con mayor precisión se ajusta a los beneficios ambientales no de mercado en nuestro estudio, dando lugar a unos beneficios anuales en torno a los 365 mi-llones de euros.

Es importante contextualizar los resultados que se han obtenido en esta investigación para el caso de la de-

marcación hidrográfica del Guadalquivir con cifras de la gestión actual. Una buena manera de comprender la re-levancia de los beneficios, derivados de la mejora de la calidad del agua, es mediante su comparación con los costes actuales del servicio de saneamiento, utilizando este dato como proxy del mantenimiento de los niveles de calidad actual del agua (coste de la situación de sta-tus quo). El informe de recuperación de los costes de los servicios del agua, llevado a cabo en una primera aplicación del artículo 5 de la DMA (Confederación Hi-drográfica del Guadalquivir, 2007) y que no incluye los costes ambientales y del recurso, cifra el pago actual de los usuarios, por el saneamiento, en unos 40 euros por habitante y año. Los beneficios derivados de la mejora de la calidad del agua a un estado muy bueno suman 256,8 euros por hogar; teniendo en cuenta una me-dia de 2,8 personas por hogar, según las estadísticas oficiales (Instituto de Estadística de Andalucía, 2008), estos beneficios alcanzan 91,72 euros por persona y año. Esto supone que los beneficios ambientales no de mercado de la mejora de la calidad del agua superan en 2,3 veces a los costes de saneamiento en el Guadalqui-vir. Si consideramos el pago actual por el ciclo integral del agua en el Guadalquivir, que es de 99,83 euros por habitante según el mismo informe, encontramos que los beneficiarios de la calidad del agua del Guadalquivir es-tán dispuestos a casi duplicar dicho pago.

En cuanto a los valores agregados, en este estudio los beneficios ambientales derivados de la mejora de la ca-lidad del agua se han estimado en torno a 365 millones de euros anuales. Berbel y Pistón (2008) han calculado el valor del servicio realizado por las aguas del Guadal-quivir en el proceso de depuración natural mediante el método de los costes evitados: los costes de la depu-ración que no realizan las plantas de tratamiento. Los

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9. Conclusiones

autores cifran este valor en 230 millones de euros anua-les, de manera que el beneficio percibido, por alcanzar el buen estado, supone casi un 160% del valor de la función que actualmente realiza el río.

Estas cifras se hacen más relevantes cuando recorda-mos que los beneficios que hemos calculado se refie-ren, exclusivamente a los aspectos cualitativos de la calidad del agua, y excluyen la dimensión cuantitati-va del problema, lo que probablemente suponga una subestimación de los beneficios ambientales. Por otra parte, estas cifras tampoco incluyen los beneficios de mercado, es decir, aquéllos que se producirían como consecuencia del impacto de la mejora de la calidad del agua en bienes de mercado, por ejemplo, mayor producción agrícola, o que tuvieran su reflejo en opera-ciones mercantiles.

Obviamente, para el análisis coste-eficacia de las medi-das y el análisis de la desproporcionalidad de los costes de las mismas, será necesario hacer un cálculo exhaus-tivo de los costes de implementación de las mismas para que estos beneficios puedan ser comparados. Ac-tualmente el Programa de Medidas para la cuenca del Guadalquivir se encuentra en proceso de elaboración y será muy interesante comparar las estimaciones de costes de las medidas con los beneficios obtenidos en este trabajo. Obviamente, en tal comparación, tendrá que tenerse en cuenta el horizonte temporal, tanto en el coste de las inversiones, como en la obtención de be-neficios. En este trabajo los beneficios se han estimado estableciendo un horizonte arbitrario de diez años, si bien es esperable que los beneficios derivados del buen estado ecológico se generen mientras éste se manten-ga. En dicha comparación deberán tenerse en cuenta las correspondientes tasas de descuento.

Finalmente, si comparamos nuestros resultados con los de estudios llevados a cabo por otros países, vemos que nuestros datos se encuentran entre los calculados para Holanda —DAP media por la mejora de la calidad del agua entre 90 y 105 euros al año por hogar, Brouwer, (2007)— y Reino Unido —DAP por la mejora del estado del agua entre 50,4 y 299,9 libras, aproximadamente entre 75,6 y 450 euros, (Baker et al., 2007)—, y siem-pre en el mismo orden de magnitud, que son los dos países europeos que más han avanzado hasta el mo-mento en este sentido.

9.2. Aportación y limitaciones de la investigación

La investigación que se ha llevado a cabo supone una de las primeras estimaciones de los beneficios ambien-tales no de mercado en el contexto de implementación de la Directiva Marco del Agua, no sólo en el ámbito regional y nacional, sino también internacional. Conside-ramos que se ha aplicado un enfoque innovador y que los resultados que aquí se han presentado constituyen una importante aportación, como guía, para la política hídrica, pero también para la mejora de las aplicaciones de las técnicas de valoración ambiental de los recur-sos naturales en general y concretamente de los recur-sos hídricos. Obviamente, tanto nuestro enfoque como nuestra aplicación no están exentos de carencias y li-mitaciones, cuyo reconocimiento debe servirnos para avanzar en la investigación.

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En este epígrafe se resumen las principales aportacio-nes innovadoras que creemos tiene este trabajo, así como sus limitaciones.

9.2.1. Aportes de la investigación e innovación metodológica

Esta investigación ha planteado la estimación del bienes-tar derivado de la mejora del estado del agua, a través de un enfoque de beneficios, basado en la disponibili-dad a pagar del consumidor, superando, de este modo, el enfoque reduccionista de la contabilización del coste de las medidas de mitigación, reparación y prevención del daño ambiental que, como se ha argumentado, no es aplicable al contexto de la DMA. A pesar de que se ha desarrollado un extenso trabajo en el estudio teóri-co de la valoración ambiental, el uso práctico de estos instrumentos, al servicio de las políticas de gestión es todavía limitado, por tanto, consideramos que una de las principales aportaciones de este trabajo reside pre-cisamente en esta propuesta. Conviene también señalar que los estudios de valoración ambiental, en el ámbito de los recursos hídricos en España son todavía muy escasos, de modo que este trabajo profundiza en su aplicación atendiendo a las especificidades de nuestro país y región.

Con el escenario de valoración que se ha probado, ba-sado en una escala de calidad de las aguas, definida en términos de posibles usos (agrícola, recreativo, domés-tico y ambiental) y niveles de riesgo para la salud de las personas y los ecosistemas, se ha pretendido —en un contexto en el que todavía no se ha alcanzado el consenso científico e institucional sobre la definición de buen estado ecológico en la Directiva— superar las difi-

cultades encontradas en trabajos previos que utilizaron parámetros de tipo físico y ecológico para la definición del buen estado ecológico de las aguas, que resultaron no significativos (Hanley et al, 2006b).

Quizás la innovación metodológica más importante de esta investigación se encuentre en la inclusión de la di-mensión territorial, como eje fundamental de la propues-ta conceptual y del escenario de valoración; motivo por el cual se ha querido reflejar explícitamente en el título de este trabajo. Por una parte, el enfoque territorial que se ha dado a la valoración de los bienes ambientales en este trabajo es innovador, en cuanto a la escala a la que se ha llevado el análisis. Consideramos que la escala a la que hasta ahora se han aplicado los mecanismos de valoración ambiental de los recursos hídricos ha sido, en cierto modo, restrictiva: sólo se han evaluado com-ponentes individuales de las demarcaciones hidrográ-ficas (humedales, ríos, acuíferos, lagos, etc.). La DMA requiere de la profundización en la dimensión espacial, a escala de demarcación hidrográfica, como unidad in-tegradora de los elementos antes señalados y es la que se plantea en este trabajo.

Por otra parte, la literatura científica apunta al escaso estudio que se ha llevado a cabo hasta ahora de la escala espacial a la que los servicios de los ecosistemas son proporcionados, que se ha centrado, fundamentalmente, en el análisis de los efectos de la distancia en la valora-ción de los bienes ambientales [Según Bateman (2006b) es esperable que la densidad de usuarios decrezca con la distancia al lugar de provisión del bien y, derivado del mayor grado de valoración que se asume a los usuarios frente a los no-usuarios, es por tanto esperable un efecto decreciente del valor con la distancia]. En base a nues-tro conocimiento de la literatura de valoración ambiental,

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9. Conclusiones

éste es el primer estudio en el que se incorpora la di-mensión espacial (territorio) como un atributo específico de la valoración, cuya inclusión en los experimentos de elección permite analizar la heterogeneidad territorial de las preferencias. Como ha quedado demostrado, esta heterogeneidad territorial juega un papel fundamental en la agregación de los valores económicos del bien, sien-do éste un asunto de capital importancia, ya que como señala el propio Bateman, el modo en que se realiza la agregación de los valores ambientales es tan importante como la valoración en sí misma. En esta investigación hemos incluido tanto la variación en la localización de los bienes y servicios a valorar, como su nivel de provisión (nivel de calidad del agua), apoyándonos para ello en la utilización de mapas. Entendemos que nuestro enfoque presenta la ventaja sobre el análisis de los efectos de la distancia, en el caso concreto de los recursos hídricos, tomando la cuenca como unidad de medida en aquellos contextos en los que el uso recreativo del agua no es un indicador relevante. Esto ocurre en nuestra región, donde la recreación en agua de río es muy escasa, y es esperable que ocurra en muchos otros lugares en los que existan sustitutos o alternativas de uso recreativo tan populares como la playa. En estos casos, el efecto de la distancia puede resultar no significativo, lo cual no necesariamente implica la no existencia de heterogenei-dad territorial. En tal caso, nuestra propuesta ha sido, y creemos que la hemos refutado, la de vincular la condi-ción de usuario y no-usuario no a la relación recreativa con el agua, sino al lugar de residencia, en relación con la masa de agua proveedoras de servicios (tanto de uso como de no-uso).

Otra de las aportaciones importantes de esta investiga-ción es la relativa a la prueba de la distinta capacidad de transferencia de resultados de la valoración contingente

y los experimentos de elección. Como se ha menciona-do, la literatura científica señala, entre las ventajas de los experimentos de elección sobre la valoración con-tingente, su mayor idoneidad para la transferencia de resultados, ya que incluye mayor variación y flexibilidad en la provisión del bien. Sin embargo, se ha genera-do, hasta el momento, escasa evidencia empírica de dicha idoneidad. Los resultados de este trabajo apoyan dichos argumentos.

Finalmente, la inclusión de Doñana como una de las zonas de estudio, aprovechando la presencia del que quizás sea el mayor de los ecosistemas húmedos de Europa en la desembocadura del Guadalquivir, supone una doble aportación. Por una parte, consideramos que nuestros resultados permiten profundizar en el conocimiento de los valores socioeconómicos de los espacios protegidos de Doñana, que han sido tradicio-nalmente mucho menos estudiados que los aspectos biológico-ecológicos. Tomando en consideración los vínculos explícitos entre los servicios ambientales y el bienestar humano (MEA, 2005), la estimación de los valores asignados por la sociedad a espacios de espe-cial interés ecológico como es Doñana, es un elemen-to esencial para su conservación para generaciones presentes y futuras. Por otra parte, y como aporte adicional de esta profundización en los beneficios eco-nómicos de Doñana, consideramos que esta investiga-ción ha aportado evidencia sobre los valores de no-uso del espacio protegido. En la literatura científica, tanto internacional como nacional, encontramos fundamen-talmente estudios sobre los valores de uso (recreativo) del Parque Nacional de Doñana, Gómez-Limón et al., (2003) y Martín-Lopez et al., (2007), pero son más escasos aquéllos que analizan aspectos relacionados con el no-uso.

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9.2.2. Limitaciones de la investigación

En este trabajo se han aplicado técnicas de valo-ración ambiental por preferencias expresadas que, como hemos ido señalando a lo largo de este docu-mento, se basan en ciertas asunciones y son suscep-tibles de determinados sesgos, aspectos, ambos, que han de ser tenidos en cuenta en la interpretación de los resultados. Por tanto, los beneficios ambien-tales no de mercado que se han estimado deben ser considerados como un indicador, en términos mo-netarios, basado en la disponibilidad a pagar de los habitantes de la demarcación del Guadalquivir por la mejora de la calidad del agua en la cuenca. No deben ser interpretados como un intento de poner un valor, o precio a la calidad del agua, sino como un indicador a incorporar en el análisis económico prescrito por la directiva. Incluye, exclusivamente, el valor de no mercado de la calidad del agua, y no de otros aspectos del estado ecológico, como el caudal y beneficios indirectos sobre otros sectores.

Como se ha ido señalando en distintos capítulos, las técnicas de valoración ambiental están sometidas a críti-cas importantes, y están surgiendo con fuerza enfoques que cuestionan la asunción básica de que el consumidor se comporta como un maximizador racional de la utili-dad. Concretamente la economía del comportamiento (behavioural economics) tiene como objetivo aumentar el poder explicativo de la economía mediante el aporte de fundamentos psicológicos de la decisión80. Pero, más allá de estas limitaciones inherentes a la metodolo-

80 Para una visión del pasado, presente y futuro de la economía del comportamiento se recomienda la lectura de Camerer y Loewenstein (2004).

gía utilizada, nos gustaría señalar algunas limitaciones concretas de nuestro estudio, que deberían ser tenidas en cuenta en aplicaciones futuras, mejorando el trabajo que aquí se ha expuesto.

En primer lugar, nos referimos a la distinción entre los valores de uso y de no-uso que componen el valor eco-nómico total del agua. Es muy difícil estimar los com-ponentes de no-uso del valor económico de los bienes ambientales, de manera independiente, de los de uso; y pocos estudios, como los de Walsh et al. (1984) y Lan-gford et al. (1998), lo hacen. En esta investigación los valores de no-uso han sido estudiados, no por separa-do, sino junto con los valores de uso del agua (recorda-mos que en la escala de calidades que hemos usado, la calidad de nivel muy bueno corresponde con consumo humano y uso natural). Esta unión se hizo en pro de la credibilidad del escenario de valoración;ya que resulta-ba poco creíble pensar en un agua con una calidad tal que pudiera ser consumida directamente por el hombre y que presentara riesgo para la vida salvaje. Como so-lución, se pretendió obtener información relativa a los valores de no-uso mediante la inclusión de la Zona Do-ñana, como una de las zonas de estudio, tal y como se ha explicado en este documento. Por tanto, una de las líneas de investigación futura que queda pendiente es intentar estimar estos valores de forma independiente. Si bien conviene señalar que para la política hídrica, ha-cer esta distinción puede no necesariamente ser una prioridad.

La principal limitación de nuestro estudio se encuentra, a nuestro juicio, en la exclusión de los aspectos cuan-titativos del buen estado ecológico del agua, de tanta relevancia en la región. Se han explicado a lo largo de este documento las motivaciones y las consecuencias

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9. Conclusiones

de esta exclusión. En el apartado de investigaciones futuras, en este mismo capítulo, se hace una propuesta específica para su estudio. Resulta llamativo en este punto señalar que los trabajos de Moyano (2004) en-cuentran que los andaluces conceden particular rele-vancia a los aspectos relacionados con la calidad del agua, por encima de las presiones de tipo cuantitativo; lo cual no debe servirnos de justificación para ignorar su valoración, pero sí como dato a tener en cuenta en su futura investigación.

En cuanto al procedimiento de aplicación del cuestio-nario, consideramos que nuestro trabajo podría ha-berse mejorado mediante la introducción de cambios en el orden de las preguntas de valoración a distintas submuestras. Las preguntas de valoración contingen-te se preguntaron siempre antes que los experimen-tos de elección, y a su vez, en la valoración contingen-te se preguntó siempre en primer lugar por la DAP, por una calidad de agua buena para toda la cuenca; y en segundo lugar por una calidad muy buena. Los individuos que respondieron no estar dispuestos a pagar, en principio, por una mejora de la calidad del agua no realizaron los ejercicios de valoración. Si bien sus respuestas fueron tenidas en cuenta en la valora-ción contingente (como ceros legítimos o respuestas protestas), fueron excluidos de los experimentos de elección, ya que no respondieron a dichas preguntas. Esto seguramente ha tenido un impacto en las mayo-res DAP calculadas por los experimentos de elección (aunque estamos convencidos que los experimentos de elección habrían dado, en cualquier, caso resulta-dos mayores), pero sobre todo en que el número de observaciones de los experimentos de elección se ve reducido de manera importante (353 individuos de los 619 entrevistados).

Por otra parte, si tuviéramos que repetir esta investi-gación, nos gustaría probar la utilización del formato de elección dicotómica de la valoración contingente, lo cual probablemente hubiera atenuado las diferencias con los resultados de los experimentos de elección. Si bien, recordamos que la comparación de dichos resulta-dos no es uno de los objetivos de este trabajo.

Nos gustaría hacer mención, finalmente, a algunos as-pectos que si bien no consideramos necesariamente limitaciones de nuestro modelo, sí podrían haberse ana-lizado de manera alternativa o más extendida, enrique-ciendo, de este modo, el análisis. Por una parte, la divi-sión de la cuenca en las cuatro zonas de estudio (Alto, Valle, Campiña y Doñana) se ha realizado atendiendo a tres criterios: zonificación hidrológica, reducido numero y «sentido» para el público; siendo el tercero de estos criterios el que se consideró más importante, tras las experiencias en los grupos de discusión. Pero la división de la cuenca también podía haberse realizado atendien-do a otros criterios. Particularmente consideramos que hubiera sido interesante analizar las relaciones entre las partes altas, medias y baja de la cuenca, para observar la reacción del público ante mejoras en la parte alta frente a mejoras en la desembocadura.

Otro aspecto que hubiera enriquecido esta investiga-ción hubiera sido el de realizar entrevistas fuera de la demarcación hidrográfica del Guadalquivir (e incluso fuera de Andalucía), para observar la mejora del estado del agua también genera beneficios fuera de la cuenca. Esto hubiera permitido analizar tres categorías de indivi-duos en cuanto a su localización y territorio: residentes locales, subcuenca; residentes de la cuenca; y no resi-dentes, habitantes fuera de los límites de la cuenca. Si bien este asunto resulta sin duda interesante y quizás

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su interés para la implementación de la DMA sea, en cualquier caso, secundario, ya que no parece previsible que dicha implementación se haga a escalas mayores que la de demarcación hidrográfica.

9.3. Propuesta de investigaciones futuras

Además de las ideas que se han apuntado en el epígrafe anterior, para superar algunas de las limitaciones de esta investigación, planteamos nuevas líneas de investi-gación que aun quedan pendientes, a nuestro juicio, en el ámbito de la estimación de los beneficios ambienta-les y del recurso en el contexto de la DMA.

Buen estado y cantidad de agua: beneficios y costes del recurso

El objetivo de la DMA es la consecución del buen estado ecológico de las aguas, cuya valoración se ha planteado en esta investigación, exclusivamente en relación a los aspectos cualitativos del buen estado ecológico de las aguas. Sin embargo, es evidente que el mantenimiento de ciertos volúmenes de agua determina, de manera fundamental, la buena salud de los ecosistemas, de ahí que se hayan definido, y estudiado, conceptos como el de caudal ecológico: cantidad de agua necesaria para preservar el hábitat natural, las funciones ambientales del ecosistema y el paisaje. De ahí que se hayan desa-rrollado diversas metodologías para su estimación y la evaluación de su incidencia en el funcionamiento de los ecosistemas acuáticos y asociados. Este aspecto cuan-titativo es particularmente relevante en nuestra región,

donde las tendencias perfilan situaciones futuras insos-tenibles en cuanto al consumo del agua y muestran es-cenarios de creciente competencia entre los usos del agua (tal y como se mostró en el capítulo 5).

Por otra parte, en esta investigación nos hemos centra-do en el concepto de beneficio ambiental. La DMA pres-cribe también la incorporación en la política hídrica de los costes y beneficios del recurso. Como se discutió en el capítulo 3, la propia definición de estos concep-tos, así como la distinción entre ambos (recurso y am-biental) no ha sido todavía suficientemente clarificada por la comunidad científica. En ese mismo capítulo se planteó una interpretación alternativa a las proporciona-das por las guías WATECO y las Hojas Informativas de la distinción entre ambos conceptos podría situarse en las condiciones económicas de uso, es decir, en su asig-nación. En esta línea, los costes del recurso surgirían como consecuencia de la competencia entre los usos (humanos entre sí y en relación con el medio ambiente), como resultado de su limitada disponibilidad en térmi-nos cuantitativos. Mientras que los costes ambientales se referirían al daño ambiental, sobre el ambiente, rela-cionado con el estado ecológico de la masa de agua, o de la demarcación como resultado de los niveles de calidad del agua. De este modo, los beneficios y cos-tes del recurso recogerían la dimensión cuantitativa del problema; y los beneficios y costes ambientales, la di-mensión cualitativa, si bien no de manera neta ni esen-cial, ya que existe una estrecha relación entre cantidad (disponibilidad) del agua y su calidad.

Consideramos que la estimación de los beneficios de-rivados del mantenimiento de determinados volúmenes de agua, y sus efectos sobre el medio ambiente, son uno de los elementos clave y necesarios para las in-

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9. Conclusiones

vestigaciones futuras. Responden a la necesidad de incorporar a la política hídrica el valor asignado por el público al mantenimiento de niveles de agua que ga-ranticen la salud de los ecosistemas, para que puedan ser utilizados en el cálculo del coste de oportunidad de no mantener dichos niveles ambientales frente a otras opciones de gestión.

Nos interesa especialmente la estimación del valor eco-nómico de la disponibilidad del agua en condiciones de escasez. Esto se hace particularmente interesan-te cuando, en dichas condiciones, el medio ambiente entra en competencia directa por el recurso con otros usos del agua, vitales para la economía regional. Tal es el caso en nuestra zona de estudio donde, como hemos visto en este trabajo, la agricultura consume (y seguirá consumiendo) en torno al 80% del recurso, en el año hidrológico «normal». Conocer estos valores será muy importante para poder introducir los costes del recurso en la política de gestión hídrica, entendidos éstos como los costes de oportunidad de no mantener dichos nive-les ambientales en la cuenca.

El reto en este sentido se encuentra además en cómo definir, si se apuesta por la utilización de técnicas de valoración por preferencias expresadas, este aspecto cuantitativo del buen estado ecológico del agua. Del mismo modo que ocurre en la investigación que he-mos llevado a cabo para la estimación de la calidad del agua, consideramos que es necesario construir los escenarios de valoración en base a atributos que, es-tando en consonancia con los criterios de la DMA, sean fácilmente comprensibles por el público. La DMA define el estado ecológico muy bueno, bueno y aceptable en los ríos; en términos de indicadores de calidad hidro-morfológicos (para aguas superficiales): a) régimen hi-

drológico ,caudal e hidrodinámica del río y conexión con aguas subterráneas; b) continuidad del río y c) condicio-nes morfológicas, modelos de canales, variaciones de anchura y profundidad. Estos indicadores pueden ser utilizados como una primera base para la construcción del escenario de valoración, pero es necesario hacerlos asequibles al público en general. Una primera propuesta podría ser la de definir estos atributos en términos de la calidad ambiental derivada de los niveles de agua; por ejemplo flujo, riesgo de daños irreversibles por sequía, buen funcionamiento de los ecosistemas acuáticos —vida de animales y plantas dependientes del sistema hídrico— y estado de riberas.

Valores de opción: escasez y garantía de suministro

Otro aspecto interesante de la investigación sobre el va-lor del agua en condiciones de escasez se relaciona con el valor de opción. Desde que en su artículo Weisbrod (1964) argumentara que, ante una acción con conse-cuencias irreversibles, como la destrucción de un parque nacional, el público puede estar dispuesto a pagar por tener la opción de visitar el parque en el futuro, se ha aceptado de forma generalizada en la comunidad científi-ca la existencia de valores de opción como componentes importantes del valor de no-uso de los activos ambienta-les, que reflejan la preferencia del público por mantener la opción de la asignación del recurso en el futuro, Bishop (1982), Hanemann (1989) y Rolfe y Windle (2005).

En contextos de escasez como el del Guadalquivir, nos interesa conocer el valor económico que el público asig-na a la posibilidad de tener agua disponible en el futuro, es decir, si está dispuesto a pagar por asegurar la provi-sión del agua en años venideros. Consideramos que, en

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este sentido puede ser interesante aproximarse al proble-ma mediante un enfoque mixto entre las investigaciones, como las de Rolfe y Windle (2005), que tratan de estimar los valores de opción asociados con la reserva de agua en la cuenca Fitzory, en Australia, para compararlos con los beneficios de utilización del agua excedente en pro-yectos de desarrollo81 y el de Hensher (2005b), quienes investigan la disponibilidad para pagar por el suministro de agua en los hogares, analizando aspectos como la frecuencia y duración de los cortes de suministro.

Llevando el análisis al Guadalquivir, en el último borrador del Plan Especial de Sequía para el Guadalquivir (Minis-terio de Medio Ambiente, 2007), se establecen tres um-brales que definen la situación de sequía: 1) prealerta: no es posible garantizar 3 años de demanda urbana si las aportaciones que recibe el sistema, en los próximos 3 años naturales, son iguales o inferiores a las calcula-das con el percentil 1% (sequía de período de retorno de 100 años); 2) alerta: no es posible garantizar 2 años de demanda urbana si las aportaciones que reciba el sistema, en los próximos 2 años naturales, son iguales o inferiores a las calculadas con el percentil 1%; y 3) emergencia: no es posible garantizar 1 año la demanda urbana si las aportaciones que recibe el sistema en el próximo año son iguales o inferiores a las calculadas con el percentil 1%82.

81 Los autores tienen como principal objetivo la estimación «ais-lada» de los valores de opción con respecto a otros valores de no-uso y utilizan para ello experimentos de elección. Durante la investigación, se encontraron con el importante obstáculo de cómo definir exactamente estos valores de opción.

82 El borrador del Plan Especial de Sequía también incluye los umbrales de sequía para sistemas cuyo uso predominante es el riego en los mismos tres niveles: siguiendo el criterio la garantía del número de campañas de riego, para aportacio-

De este modo, planteamos como propuesta una investiga-ción en la que se analice el valor asignado por la sociedad a la posibilidad de mantener las reservas de agua (enfoque de Rolfe y Windle), relacionándolo con las posibilidades de restricciones de suministro de agua (como hacen Hensher et al.) en el tiempo (utilizando, por ejemplo, el sistema de umbrales por años del Plan de Sequía del Guadalquivir).

Transferencia de resultados inter-cuenca

En esta investigación se han estudiado aspectos rela-cionados con la dimensión espacial y la transferibilidad de beneficios intra-cuenca: el análisis de la transferencia de beneficios derivados de la mejora del conjunto de la cuenca por los residentes de distintos territorios de la misma. Creemos que esto es de particular interés para la implementación de la DMA, ya que es bastante plausi-ble que no haya recursos suficientes para llevar a cabo estimaciones individualizadas de las masas de agua, ni siquiera de las subcuencas, de modo que es previsible que se preparen extrapolaciones desde poblaciones o subcuencas piloto. Aún así, consideramos que también será necesario profundizar en la cuestión de la trans-feribilidad entre distintas cuencas (inter-cuenca) ya que para una estimación extensiva, a nivel europeo, las ex-trapolaciones pueden ser necesarias también desde re-sultados de otras cuencas e incluso de otros países. En este segundo nivel tiene sentido pensar en transferencias regionales, es decir, entre zonas que compartan proble-máticas hídricas similares, como pueden ser las cuencas mediterráneas.

nes iguales o inferiores a las calculadas con el percentil 5%: sequía de periodo de retorno de 20 años.

Referencias bibliográficas

20�

Adamowicz, V., T. Beckley, D. H. MacDonald, L. Just, M. Luckert, E. Murray, y W. Phillips, (1998a). «In Search of Forest Resource Values of Indigenous Peoples: Are Non-market Valuation Techniques Applicable». Society and Natural Resources, v. 11, no. 1, p. 51-66.

Adamowicz, V., P. Boxall, M. Williams, y J. Louviere, (1998b). «Stated Preference Approaches for Measuring Passive Use Values: Choice Experiments and Contingent Valuation». American Journal of Agricultural Economics, v. 80, p. 64-75.

Adamowicz, V., J. Louviere, y J. D. Swait, (1998c). Introduction to Attribute-Based Stated Choice Methods. Resource Valuation Branch Damage Assessment Center, Washington.

Adamowicz, V., J. Louviere, y M. Williams, (1994). «Combining Stated and Revealed Preference Methods for Valuing Environmental Amenities». Journal of Environmental and Economics Management, v. 26, p. 271-292.

AEAS, (2003). Encuesta de Tarifas 2002. <http://hispagua.cedex.es/documentacion/documentos/tarifas_2002.pdf,>

Alberini, A., K. Boyle, y M. Welsh, (2003). «Analysis of Contingent Valuation Data with Multiple Bids and Response Options Allowing Respondents to Express Uncertainty». Journal of Environmental Economics and Management, v. 45, no. 1, p. 40-62.

Álvarez-Farizo, B., N. Hanley, R. Barberán, y A. Lázaro, (2006). «Choice Modeling at the ‘Market Stall’: Individual versus Collective Interest in Environmental Valuation». Ecological Economics.

Álvarez-Farizo, B., y N. Hanley, (2006). «Improving the Process of Valuing Non-Market Benefits: Combining Citizens’ Juries with Choice Modelling». Land Economics, v. 82, no. 3, p. 465-478.

Amemiya, T., (1984). «Tobit Models: A Survey». Journal of Econometrics, v. 24, no. 1-2, p. 3-61.

Andreu, J., M. Pulido, G. Collazos, y M. A. Pérez, (2006). Metodologías y Herramientas para el Análisis Económico de Sistemas y Recursos Hídricos.


20�


Aplicación a la DMA, en Fundación Nueva Cultura del Agua (ed.), Congreso Ibérico sobre Gestión y Planificación del Agua.

Argüelles, A., (2005). Implantación de la Directiva Marco del Agua en la Demarcación Hidrográfica del Guadalquivir. El Nuevo Paradigma de la Gestión del Agua, en J.A. López Geta, J. C. Rubio Campos, y M. Martín Machuca (eds.), VI Simposio del Agua en Andalucía. Madrid.

Arnstein, S. R., (1969). «A Ladder of Citizen Participation». Journal of the American Institute of Planners, v. 35, no. 4, p. 216-224.

Arriaza, M., J. González Arenas, J. A. Cañas, y P. Ruiz Avilés, (2002). «Determinación del valor de uso de cinco Espacios Naturales Protegidos de Córdoba y Jaén». Revista de Estudios Agrosociales y Pesqueros, v. 196, p. 153-172.

Arrow, K., R. Solow, P. R. Porteny, E. E. Leamer, R. Radner, y H. Schuman, (1993). Report of the NOAA Panel on Contingent Valuation. Federal Register, January 15,

Atkinson, K., S. Mourato, (2006). Cost Benefit Analsyis and the Environment, Recent Development. OCDE, Paris.

Azqueta, D., (1994). Valoración Económica de la Calidad Ambiental. McGraw Hill,

Azqueta, D., y G. Delacámara, (2006). «Ethics, Economics and Environmental Management». Ecological Economics, v. 56, no. 4, p. 524-533.

Baker, B., P. Metcalfe, S. Butler, Y. Gueron, R. Sheldon, y J. East, (2007). Report on the Benefits of Water Framework Directive Programmes of Measure in England and Wales. DEFRA, Reino Unido.

Balistreri, E., G. McClelland, G. Poe, y W. D. Schulze, (2001). «Can Hypothetical Questions Reveal True Values? A Laboratory Comparison of Dichotomous Choice and Open-Ended Contingent Values with Auction Values». Environmental and Resource Economics, v. 18, no. 3, p. 275.

Barbier, E. B., M. Acreman, y D. Knowler, (1997). Economic Valuation of Wetlands. Ramsar Convention Bureau Gland, Switzerland.

Bateman, I. J., R. Brouwer, H. Davies, B. H. Day, A. Deflandre, S. D. Falco, S. Georgiou, D. Hadley, M. Hutchins, A. P. Jones, D. Kay, G. Leeks, M. Lewis, A. A. Lovett, C. Neal, P. Posen, D. Rigby, y R. Kerry Turner, (2006a). «Analysing the Agricultural Costs and Non-market Benefits of Implementing the Water Framework Directive». Journal of Agricultural Economics, v. 57, no. 2, p. 221-237.

Bateman, I. J., B. H. Day, S. Georgiou, y I. Lake, (2006b). «The Aggregation of Environmental Benefit Values: Welfare Measures, Distance Decay and Total WTP». Ecological Economics, v. 60, no. 2, p. 450-460.

Bateman, I. J., B. Carson, B. H. Day, N. Hanemann, N. Hanley, T. Hett, M. Lee, G. Loomes, S. Mourato, Ozdemiroglu E., D. W. Pearce, R. Sudgen, y J. Sawanson, (2002a). Economic Valuation with Stated Preference Techniques: Summary Guide. Edgar Elgar, Massachussets.

20�



Bateman, I. J., A. P. Jones, A. A. Lovett, I. R. Lake, y B. H. Day, (2002b). «Applying Geographical Information Systems (GIS) to Environmental and Resource Economics». Environmental and Resource Economics, v. 22, no. 1, p. 219-269.

Bateman, I., A. Munro, B. Rhodes, C. Starmer, y R. Sugden, (1997). «Does Part-Whole Bias Exist? An Experimental Investigation». The Economic Journal, v. 107, no. 441, p. 322-332.

Bateman, I. J., y I. Langford, (1997). «Non-User’s Willingness to Pay for a National Park: an Application and Critique of the Contingent Valuation Method». Regional Studies Cambridge, v. 31, p. 571-583.

Bateman, I. J., I. H. Langford, R. K. Turner, K. G. Willis, y G. D. Garrod, (1995). «Elicitation and Truncation Effects in Contingent Valuation Studies». Ecological Economics, v. 12, no. 2, p. 161-179.

Bateman, I. J., y R. K. Turner, (1993). «Valuation of the Environment, Methods and Techniques: the Contingent Valuation Method», en R.K.Turner (ed.), Sustainable Environmental Economics and Management: Principles and Practice. Belhaven Press, London.

Berbel, J., y J. M. Pistón, (2008). Valor del servicio de tratamiento de aguas residuales en el Guadalquivir, valoración de los activos naturales de España. Ministerio de Medio Ambiente, (proyecto en curso).

Berbel, J., C. Gutiérrez, y J. Martín-Ortega, (2006). Escenarios de Evolución. Análisis Económico del Regadío. Fundación de Estudios Rurales, p. 133-143.

Berbel, J., (2005). Análisis Económico en la Directiva Marco del Agua. Ejemplo de Aplicación a la Cuenca del Guadalquivir. Simposio Andaluz del Agua, Sevilla.

Berbel, J., y C. Gutiérrez, (2004a). I Estudio de Sostenibilidad del Regadío en el Guadalquivir. FERAGUA, Sevilla.

Berbel, J., y C. Gutiérrez, (2004b). Sustainability of European Irrigated Agriculture under Water Framework Directive and Agenda 2000. Office of Publications of the European Community, Bruselas.

Birol, E., K. Karousakis, y P. Koundouri, (2006a). «Using a Choice Experiment to Account for Preference Heterogeneity in Wetland Attributes: The Case of Cheimaditida Wetland in Greece». Ecological Economics, v. 60, no. 1, p. 145-156.

Birol, E., K. Karousakis, y P. Koundouri, (2006b). «Using Economic Valuation Techniques to Inform Water Resources Management: A Survey and Critical Appraisal of Available Techniques and an Application». Science of the Total Environment, v. 365, no. 1-3, p. 105-122.

Bishop, R. C., (1982). «Option Value: An Exposition and Extension». Land Economics, v. 58, no. 1, p. 1.

Blamey, R., J. Gordon, y R. Chapman, (1999). «Choice Modelling: Assessing the Environmental Values of Water Supply Options». The Australian Journal of Agricultural and Resource Economics, v. 43, no. 3, p. 337-357.

20�


Blumenschein, K., M. Johannesson, G. Blomquist, B. Liljas, y R. M. O’Conor, (1998). «Experimental Results on Expressed Certainty and Hypothetical Bias in Contingent Valuation.» Southern Economic Journal, v. 65, no. 1, p. 169.

Bockstael, N., y McConnelike, (2007). Environment and Resource Valuation with Revealed Preferences. Springer, Dordrecht.

Bockstael, N., (1996). «Modelling Economics and Ecology: the Importance of a Spatial Perspective». American Journal of Agricultural Economics, v. 78, no. December, p. 1168-1180.

Bohm, P., (1972). «Estimating Demand for Public Goods: An Experiment». European Economic Review, v. 3, no. 2, p. 111-130.

Boxall, P. C., W. L. Adamowicz, J. Swait, M. Williams, y J. Louviere, (1996). «A Comparison of Stated Preference Methods for Environmental Valuation». Ecological Economics, v. 18, no. 3, p. 243-253.

Boyle, K. J., W. H. Desvousges, F. R. Johnson, R. W. Dunford, y S. P. Hudson, (1994). «An Investigation of Part-Whole Biases in Contingent-Valuation Studies.» Journal of Environmental Economics and Management, v. 27, no. 1, p. 64-83.

Boyle, K. J., y J. C. Bergstrom, (1992). «Benefit Transfer Studies: Myths, Pragmatism and Idealism». Water Resources Research, v. 28, p. 657-663.

Boyle, K. J., y R. Bishop, (1988). «Welfare Measurements Using Contingent Valuation: a

Comparision of Techniques». American Journal of Agricultural Economics, v. 70, p. 20-28.

Brander, L., R. Florax, y J. Vermaat, (2006). «The Empirics of Wetland Valuation: A Comprehensive Summary and a Meta-Analysis of the Literature». Environmental and Resource Economics, v. 33, no. 2, p. 223-250.

Brody, S. D., y L. A. Highfield, (2004). «Does Location Matter? Measuring Environmental Perceptions of Creeks in Two San Antonio Watersheds». Environment and Behaviour, v. 36, no. 3, p. 229-250.

Brouwer, R., (2007). The Potentical Role of Stated Preferences Methods to Assess whether the Water Framework Directive is Disproportionately Costly (en fase de publicación).

Brouwer, R., y S. Georgiou, (2007). Economic Valuation of Environmental and Resources Costs and Benefits of Water Uses and Services in Water Framework Directive: Technical Guidelines for Practitioners. EU-AquaMoney Project Working Document.

Brouwer, R., (2006a). Assessment of Environmental and Resource Cost in the Water Framework Directive. International Workshop on Hydro-economic Modelling and Tools for Implementation of the EU Water Framework Directive, Valencia 30-31 Enero.

Brouwer, R., (2006b). Practical Working Definition of Environmental and Resource Costs and Benefits. EU-AquaMoney Project Working Document.

209



Brouwer, R., (2006c). «Valuing Water Quality Changes in the Netherlands using Stated Preference Methods.», en D.W. Pearce (ed.), Valuing the Environment in Developed Countries. Edward Elgar Publishing, Cheltenham, UK.

Brouwer, R., (2005). Uncertainties in the Economic Analysis in the European Water Framework Directive. Report for the Harmonirib Project.

Brouwer, R., (2000). «Environmental Value Transfer: State of the Art and Future Prospects». Ecological Economics, v. 32, p. 137-152.

Brouwer, R., L. H. Langford, I. J. Bateman, y R. K. Turner, (1999). «A Meta-analysis of Wetland Contingent Valuation Studies.» Regional Environmental Change, v. 1, no. 1, p. 47-57.

Brownstone, D., y K. Train, (1998). «Forecasting New Product Penetration with Flexible Substitution Patterns». Journal of Econometrics, v. 89, no. 1-2, p. 109-129.

Brufao, J., (2006). «La Directiva Marco del Agua: aspectos jurídicos e institucionales», en F.J. Martínez Gil y M. Soto Castiñeira (eds.), O tempo dos Rios. p. 199-208. Universidad de la Coruña.

Camerer, C., G. Loewenstein, y D. Prelec, (2005). «Neouroeconomics: How Neuroscience can Inform Economics». Journal of Economic Literature, v. 43, no. 1, p. 6-64.

Camerer, C. F., y G. Loewenstein, (2004). «Behavioral Economics: Past, Present and Future», en C.F.Camerer,

G. Loewenstein, y M. Rabin (eds.), Advances in Behavioral Economics. Princenton University Press, Princenton.

Cameron, T. A., G. L. Poe, R. G. Ethier, y W. D. Schulze, (2002). «Alternative Non-market Value-Elicitation Methods: Are the Underlying Preferences the Same?», Journal of Environmental Economics and Management, v. 44, no. 3, p. 391-425.

Carlsson, F., P. Frykblom, y C. Liljenstolpe, (2003). «Valuing Wetland Attributes: an Application of Choice Experiments». Ecological Economics, v. 47, no. 1, p. 95-103.

Carpintero, O., (1999). Entre la Economía y la Naturaleza. Fundación Primero de Mayo, Madrid.

Carson, R. T., N. E. Flores, y N. F. Meade, (2001). «Contingent Valuation: Controversies and Evidence». Environmental and Resource Economics, v. 19, no. 2, p. 173-210.

Carson, R. T., (1998). «Valuation of the Tropical Rainforests: Philosophical and Practical Issues in the Use of Contingent Valuation». Ecological Economics, v. 24, p. 15-29.

Carson, R. T., (1997). «Contingent Valuation Surveys and Tests of Insensitivity to Scope», en R.J. Kopp, W. Pommerhene, y N. Schwartz (eds.), Determining the Value of Non-marketed Goods: Economic, Psychological and Policy Relevan Aspects of Contingent Valuation Methods. p. 127-163. Kluwer, Boston.

210


Carson, R. T., J. Wright, A. Alberini, N. Carson, y N. Flores, (1995). A Bibliography of Contingent Valuation Studies and Papers. Natural Resource Damage Assesment, Inc.

Carson, R. T., y R. Mitchell, (1993). «The Value of Clean Water: the Public’s Willingnes to Pay for Boatable, Fishable and Swimmable Quality Water». Water Resources Research, v. 29, no. 7, p. -2445.

Ceña Delgado, F., y C. Romero, (1982). Evaluación Económica y Financiera de Inversiones Agrarias. Banco de Crédito Agrícola, Madrid.

Champ, P. A., R. Bishop, T. Brown, y D. McCollum, (1997). «Using Donation Mechanisms to Value Non-Use Benefits from Public Goods». Journal of Environmental Economics and Management, v. 33, p. 151-156.

Coase, R. H., (1960). «The Problem of Social Costs». Water Resources Bulletin, v. III, p. 1-44.

Colombo, S., J. Calatrava-Requena, y N. Hanley, (2006). «Analysing the Social Benefits of Soil Conservation Measures Using Stated Preference Methods». Ecological Economics, v. 58, no. 4, p. 850-861.

Comisión Europea, (2003a). Economics and the Environment: The implementation Challenge of the Water Framework Directive. A Guidance Document. WATECO.

Comisión Europea, (2003b). Guidance Document No.8, Public Participation in Relation to the Water Framework

Directive. Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive. Bruselas.

Comisión Europea, (2003c). Overall approach for the classiffication of Ecological Status and Ecolgical Potential. Office for Official Publications of the European Commission, Luxemburg.

Comisión Europea, (2003d). Overall Approach for the Classification of Ecological Status and Ecological Potential. Office for Official Publications of the European Commission, Luxemburg.

Comisión Mundial del Medio Ambiente y del Desarrollo, (1987). Nuestro Futuro Común. Alianza Editorial, Madrid.

Confederación Hidrográfica del Guadalquivir, (2007). Informe Artículos 5 y 6 de la Directiva Marco del Agua. <http://www.chguadalquivir.es/chg/opencms/dma/menu_izquierda/informe/contenido.html>

Confederación Hidrográfica del Guadalquivir, (1999). Plan Hidrológico de Cuenca. Ministerio de Medio Ambiente.

Cong, R., (2000). «Marginal Effects of the Tobit Model.» Stata Technical Bulletin, v. 56, p. -27.

Corbitt, R., (1998). Standard Handbook of Environmental Engineering. McGrawHill Hybooks, Nueva York.

Costanza, R., D’Arge R., R. Groot, S. Farber, M. Grasso, B. Hannon, K. Limburg, S. Naeem, O’Neil R., J. Paruelo, R. Raskin, R. Sutton, y M. Van den Belt,

211



(1997). «The Value of the World’s Ecosystem Services and Natural Capital». Nature, v. 387, p. 253-260.

Costanza, R., (1989). «What is Ecological Economics?», Ecological Economics, v. 1, p. 1.

Crocker, T., (1985). «On the Value of the Condition of a Forest Stock». Land Economics, v. 61, no. 3, p. 244-254.

Cummings, R. G., G. W. Harrison, y E. E. Rutstrom, (1995). «Homegrown Values and Hypothetical Surveys: Is the Dichotomous Choice Approach Incentive-Compatible?» The American Economic Review, v. 85, no. 1, p. 260.

Cummings, R. G., D. S. Brookshire, y W. D. Schulze, (1993). Valuing Environmental Goods: an Assessment of the Contingent Valuation Method. Rowman and Allanheld, Totowa.

Davis, R. K., (1963). The Value of Outdoor Recreation: an Economic Study of the Maine Woods. PhD dissertation, Harvad University,

Dziegielewska, D., y R. Mendelsohn, (2007). «Does ‘No’ Mean ‘No’? A Protest Methodology». Environmental and Resource Economics, v. 38, no. 1, p. 71-87.

Eade, J. D. O., y D. Moran, (1996). «Spatial Economic Valuation: Benefits Transfer using Geographical Information Systems». Journal of Environmental Management, v. 48, no. 2, p. 97-110.

ENCOBALT, (2007). Valuing Environmental Costs and Benefits for Supporting the Implementation of the WFD in the Baltic Member States.

Espino, R., C. Roman, y J. D. Ortuzar, (2006). «Analysing Demand for Suburban Trips: A Mixed RP/SP Model with Latent Variables and Interaction Effects». Transportation, v. 33, no. 3, p. 241-261.

Ferrer, G., y F. La Roca, (2006). El papel de la economía en el desarrollo e implementación de la Directiva Marco del Agua. Ambigüedad conceptual y problemas prácticos. Mimeo, Universidad de Valencia.

Field, B. C., y M. K. Field, (2002). Environmental Economics. An Introduction. McGraw Hill, Nueva York.

Foster, V., y S. Mourato, (2003). «Elicitation Format and Sensitivity to Scope». Environmental and Resource Economics, v. V24, no. 2, p. 141-160.

Freeman, A. M., (1979). The Benefits of Environmental Improvement: Theory and Practice. The John Hopkins University Press, London.

Freeman, A. M., (2003). The Measurement of Environmental and Resource Values: Theory and Methods. Resources for the Future, Washington DC.

Gallardo, R., (2001). Análisis de los efectos de la reforma de la política agraria común y de la viabilidad de las estrategias adaptativas en los sistemas sgrarios del valle del Guadalquivir. Tesis doctoral Universidad de Córdoba.

212


Gleick, P., G. Wolff, E. Chalecki, y R. Reyes, (2002). The New Economy of Water. The Risks and Benefits of Globalization and Privatization of Fresh Water. Pacific Institute for Studies in Development, Enviroment, and Security, California.

Gómez, C. M., (2006). Los costes y beneficios ambientales en el proceso de decisión de la DMA. Hydronomic Convention, Barcelona 13-14 Noviembre.

Gómez-Lama, M., R. Priego, J. M. Recio, Berbel, y J., (1994). Valoración ambiental de los campos de golf en Andalucía. Servicio de Publicaciones de la Universidad de Córdoba, Córdoba.

Gómez-Limón, J., L. Medina Domingo, I. Atancé Muñiz, y A. Garrido Palomero, (2003). «Los Visitantes de Doñana». Sostenible, v. 4.

González-Antón, C., y C. Arias, (2001). «The Incorporation of Integrated Management in European Water Policy», Integrated Water Resources Management. p. 69-74. IAS Press, Oxfordshire.

Görlach,B., y E. Interwies, (2006). Assessing Environmental and Resource cost in the Water Framework Directive: the Case of Germany. Ecologic, Institut fur Internationale und Europäische Umweltpolitik, Berlín.

Green, C., (2003). Water Economics, Principles and Practice. Wiley, West Sussex.

Greene, W. H., (2003). Econometric Analysis. Prentice Hall, New Yerseay.

Halstead, J. M., B. E. Lindsay, y C. M. Brown, (1991). «Use of the Tobit Model in Contingent Valuation: Experimental Evidence from the Pemigewasset Wilderness Area». Journal of Environmental Management, v. 33, no. 1, p. 79-89.

Hanemman, W. M., (1984). «Welfare Evalutaions in Contingent Valuation Experiments with Discrete Responses». American Journal of Agricultural Economics, v. 66, no. 3, p. 332-341.

Hanley, N., S. Colombo, D. Tinch, A. Black, y A. Aftab, (2006a). «Estimating the Benefits of Water Quality Improvements under the Water Framework Directive: are Benefits Transferable?», European Review of Agricultural Economics, v. 33, no. 3, p. 391-413.

Hanley, N., R. Wright, y B. Álvarez-Farizo, (2006b). «Estimating the Economic Value of Improvements in River Ecology Using Choice Experiments: an Application to the Water Framework Directive». Journal of Environmental Management, v. 78, p. 183-193.

Hanley, N., S. Mourato, y R. Wright, (2001). «Choice Modelling Approaches: a Superior Alternative for Environmental Valuation?», Journal of Econimc Surveys, v. 15, no. 3, p. 435-462.

Hanley, N., M. Ryan, y R. Wright, (2003). «Estimating the Monetary Value of Health Care: Lessons from Enviromental Economics». Health Economics, v. 12, p. 3-16.

Hanley, N., R. Wright, y V. Adamowicz, (1998). «Using Choice Experiments to Value the

213



Environment». Environmental and Resource Economics, v. 11, no. 3-4, p. 413-428.

Hanley, N., (1996). «Ethical Beliefs and Behaviour in Contingent Valuation Surveys». Journal of Environmental Planning and Management, v. 39, no. 2, p. 255-272.

Hanley, N., (1992). «Are there Environmental Limits to Cost Benefit Analysis?», Environmental and Resource Economics, v. 2, no. 1, p. 33-59.

Hanley, N., y J. Wright, (1992). «Valuing the Environment: Recent UK Experience and an Application to Greenbelt Land». Environmental Planning and Management, v. 35, no. 2, p. 145-160.

Hanneman, W. M., (1996). «Theory Versus Data in the Contigent Valuation Debate», en D.J. Bjornstad y J. R. Kahn (eds.), The Contigent Valuation of Enviromental Resources: Methodological Issues and Research Needs. Elgar, Brookfield.

Hanneman, W. M., (1991). «Willingness to Pay and Willingness to Accept: How Much Can They Differ?», The American Economic Review, v. 81, no. 3, p. 635-647.

Hanneman, W. M., (1989). «Information and the Concept of Option Value». Journal of Environmental Economics and Management, v. 16, no. 1, p. 23-37.

Hausman, J., y D. McFadden, (1984). Specification Tests for the Multinomial Logit Model. Econometrica, v. 52, no. 5, p. 1219-1240.

Heberling, M., A. Fisher, y J. Shortle, (2000). How the Number of Choice Sets Affects Responses in Stated Choice Surveys. US EPA, Cincinnati.

Hein, L., K. van Koppen, R. S. de Groot, y E. C. van Ierland, (2006). «Spatial Scales, Stakeholders and the Valuation of Ecosystem Services». Ecological Economics, v. 57, no. 2, p. 209-228.

Hensher, D., J. Rose, y W. Greene, (2005a). Applied Choice Analysis. A Primer. Cambridge University Press.

Hensher, D., N. Shore, y K. Train, (2005b). «Household’s Willingness to Pay for Water Services Attributes». Environmental and Resource Economics, v. 32, p. 509-531.

Hensher, D., y L. Johnson, (1981). Applied Discret Choice Modelling. Wiley, New York.

Hicks, J. R., (1939). «The Foundations of Welfare Economics». Economic Journal, v. 49, p. 696-712.

Hicks, J. R., (1943). «The Four Consumer Surpluses». Review of Economic Studies, v. 8, p. 108-116.

Holmes, T., y V. Adamowicz, (2003). «Attribute Based Methods», en P.Champ, T. Brown, y K. Boyle (eds.), A Primer on the Economic Valuation of the Enviroment. Kluwer, Nueva York.

Hotelling, H., (1947). The Economics of Public Recreation. National Parks Services, Washington.

214


Hotelling.H, (1931). «The Economics of Exhaustible Ressources». Journal of Political Economy, v. 39, p. 137-175.

INE, (1989). Censo Agrario. <www.ine.es>.

INE, (1999). Censo Agrario. <www.ine.es>.

INE, (2002). Encuesta sobre el suministro y tratamiento del Agua. <www.ine.es>.

INE, (2004). Suministro y tratamiento de agua por volumen de agua sisponible y abastecida. <www.ine.es>.

INE, (2005). Contabilidad Regional de España. <www.ine.es>.

Instituto de Estadística de Andalucía, (2008). Anuario Estadístico de Andalucía. <www.juntadeandalucia.es/iea/anuario/>.

Interwies, E., B. Görlach, P. Strosser, Ozdemiroglu E., y R. Brouwer, (2005). The Case for Valuation Studies in the Water Framework Directive. Scotland and Nothern Ireland Forum for Environmental Research.

Interwies, E., A. Kraemer, N. Kranz, B. Görlach, y T. Dworak, (2004). Basic Principles for Selecting the Most Cost-Effective Combinations of Measures for Inclusion in the Programme of Measures as Described in Article 11 of the Water Framework Directive. HANDBOOK. German Federal Environmental Agency, Berlín.

Jevons, W. S., (1865). The Coal Question. Macmillan, London.

Jin, J., Z. Wang, y S. Ran, (2006). «Comparison of Contingent Valuation and Choice Experiment in Solid Waste Management Programs in Macao». Ecological Economics, v. 57, no. 3, p. 430-441.

Johnston, R. J., S. K. Swallow, y D. M. Bauer, (2002). «Spatial Factors and Stated Preference Values for Public Goods: Considerations for Rural Land Use». Land Economics, v. 78, p. 481-500.

Jordan, J. L., y W. George, (1983). «Design and Analysis of Simulated Consumer Choice or Allocation Experiments: An Approach Based on Aggregate Data». JMR, Journal of Marketing Research (pre-1986), v. 20, no. 000004, p. 350.

Jowett, I. G., (1997). «Instream Flow Methods: a Comparison of Approaches». Regulated Rivers: Research and Management, v. 13, no. 2, p. 115-127.

Juste Ruiz, J., (1999). Derecho internacional del medio ambiente. McGraw Hill, Madrid.

Kaldor, N., (1939). «Welfare Propositions of Economics and Interpersonal Comparisons of Utility». Economic Journal, v. 69, p. 262-268.

Kallas, Z., (2006). Valoración de los bienes y servicios no comerciales procedentes de la agricultura: una aplicación al caso de la comarca natural Tierra de Campos. Tesis Doctoral. Universidad de Valladolid, Palencia.

21�



Knetsch, J. L., y J. A. Sinden, (1984). «Willingness to Pay and Compensation Demanded: Experimental Evidence of an Unexpected Disparity in Measures of Value». The Quarterly Journal of Economics, v. 99, no. 3, p. 507-521.

Kontoleon, A., y T. Swanson, (2003). «The Willingness to Pay for Property Rights for the Giant Panda: Can a Charismatic Species Be an Instrument for Nature Conservation?», Land Economics, v. 79, p. 483-499.

Kosz, M., (1996). «Valuing Riverside Wetlands: the Case of the Donau-Auen National Park». Ecological Economics, v. 16, no. 2, p. 109-127.

Kramer, R., y D. Mecer, (1997). «Valuing a Global Environmental Good: U.S. Residents’ Willingness to Pay to Protect Tropical Rain Forests». Land Economics, v. 73, p. 196-210.

Krutilla, J. V., (1967). «Conservation Reconsidered». The American Economic Review, v. 57, no. 4, p. 777-786.

Lancaster, K. J., (1966). «A New Approach to Consumer Theory». The Journal of Political Economy, v. 74, no. 2, p. 132-157.

Langford, I., A. Kontogianni, M. S. Skourtos, S. Georgiou, y I. J. Bateman, (1998). «Multivariate Mixed Models for Open-Ended Contingent Valuation Data - Willingness to Pay for Conservation of Monk Seals». Environmental and Resource Economics, v. 12, p. 443-456.

Layard, R., y S. Glaister, (1994). Cost-Benefit Analysis. Cambridge University, Cambridge.

Loomis, J. B., (2000). «Environmental Valuation Techniques in Water Resources Decision Making». Journal of Water Resources Planning and Management, p. 339-344.

Loomis, J. B., T. Brown, B. Lucero, y G. Peterson, (1996). «Improving Validity Experiments of Contingent Valuation Methods: Results of Efforts to Reduce the Disparity of Hypothetical and Actual Willingness to Pay». Land Economics, v. 72, no. 4, p. 450.

Louviere, J., D. Hensher, J. D. Swait, y V. Adamowicz, (2000). Stated Choice Methods: Analysis and Applications. Cambridge University Press, Cambridge.

Louviere, J., y D. A. Hensher, (1983). «Using Discrete Choice Models with Experimental Design Data to Forecast Consumer Demand for a Unique Cultural Event». The Journal of Consumer Research, v. 10, no. 3, p. 348-361.

Louviere, J., (1981). «A Conceptual and Analytical Framework for Understanding Spatial and Travel Choices». Economic Geography, v. 57, no. 4, p. 304-314.

Luce, D., (1959). Individual Choice Behavior. Wiley, New York.

Maestu, J., (2006). Experiencia española en el análisis económico de la DMA y nuevos retos. International Workshop on Hydro-economic Modelling and Tools for

21�


Implementation of the EU Water Framework Directive, Valencia 30-31 Enero.

Mainwaring, L., (2001). «Environmental Values and the Frame of Reference». Ecological Economics, v. 38, no. 3, p. 391-402.

Marshall, A., (1890). Principles of Economics. Macmillan, New York.

Martín-Lopez, B., C. Montes, y J. Benayas, (2007). «The Non-Economic Motives Behind the Willingness to Pay for Biodiversity Conservation». Biological Conservation, v. 139, no. 1-2, p. 67-82.

Martín-Ortega, J., C. Gutiérrez, y J. Berbel, (2008). «Caracterización de los usos del agua en la demarcación del Guadalquivir en aplicación de la Directiva Marco de Aguas». Revista de Estudios Regionales, v. 81.

Martín-Ortega, J., (2007a). Lessons Learned from the Assesment of Enviromental Costs: The Guadalquivir River Basin Case Study. Workshop on the Assesment of Environmental and Resource Costs and Benefits in the WFD, Berlin, 4 Abril.

Martín-Ortega, J., (2007b). The Use of Choice Experiment for the Valuation of Water Quality. Economic Valuation of the Enviroment. Scientific Meeting, Institute for Environmental Studies, Vrije Universiteit (Amsterdam). 21 Marzo.

Martín-Ortega, J., y J. Berbel, (2007a). Análisis multicriterio de la gestión hídrica bajo la directiva

Marco del Agua. VI Congreso de Economía Agraria, Albacete, 18-21 Septiembre.

Martín-Ortega, J., y J. Berbel, (2007b). «Método multicriterio para apoyo a la planificación hídrica». Observatorio Medioambiental, v. 10, p. 57-77.

Martín-Ortega, J., y J. Berbel, (2007c). Reparto de los recursos hídricos entre los usos agrícolas y urbanos en la demarcación hidrográfica del Guadalquivir: un análisis económico en aplicación de la directiva Marco del Agua. VI Coloquio Ibérico de Estudios Rurales, Universidad Internacional de Andalucía. Huelva, 23-24 Febrero.

Martín-Ortega, J., J. Berbel, y R. Brouwer, (2007). Beneficios y costes ambientales del uso del agua. Una estimación en aplicación de la Directiva Marco del Agua al Guadalquivir. VI Congreso de Economía Agraria, Albacete, 18-21 Septiembre.

Martín-Ortega, J., (2006). Análisis económico de los usos del agua en el Guadalquivir en aplicación de la directiva Marco del Agua. I congreso andaluz de eesarrollo eostenible: el agua y V congreso andaluz de ciencias ambientales, Federación Andaluza de Ciencias Ambientales. Granada, 27-29 Abril.

Martín-Ortega, J., y J. Berbel, (2006a). Economic Analysis of Water Uses in the Guadalquivir River Basin under Water Framework Directive. International Workshop on Hydro-Economic Modelling and Tools for Implementation of the European WFD, Universidad Politécnica de Valencia, 30-31 Enero.

21�



Martín-Ortega, J., y J. Berbel, (2006b). Economic Analysis on the Water Framework Directive implementation: Water Use Characterisation and Tools for Resource Allocation. III International Symposium on Transboundary Waters, Universidad de Castilla la Mancha, 30 Mayo- 2 Junio.

Martín-Ortega, J., y J. Berbel, (2006c). Economic Valuation of Environmental Costs of Water under the Water Framework Directive. Hydronomic Convention, Barcelona, 13-14 Noviembre.

Martín-Ortega, J., y J. Berbel, (2005a). «Metodología para el análisis de presiones y tendencias de consumo doméstico de agua en la demarcación hidrográfica del Guadalquivir», en J.A.López Geta, J. C. Rubio Campos, y M. Martín Machuca (eds.), VI Simposio del Agua de Andalucía. p. 563-574. Madrid.

Martín-Ortega, J., y J. Berbel, (2005b). «Metodología para la caracterización económica del uso industrial del agua bajo la aplicación de la directiva Marco de Agua en la demarcación hidrográfica del Guadalquivir», en J.A.López Geta, J. C. Rubio Campos, y M. Martín Machuca (eds.), VI Simposio del Agua de Andalucía. p. 561-574. Madrid.

Martín-Ortega, J., y J. Berbel, (2005c). «Aplicación del artículo cinco de la directiva Marco del Agua al uso industrial y doméstico en la demarcación hidrográfica del Guadalquivir». VI Simposio del Agua en Andalucía, Instituto Geológico y Minero de España, Sevilla, 1-3 Junio.

Martín-Ortega, J., y J. Berbel, (2005d). Caracterización económica y tendencias del uso industrial del agua

en la demaración hidrográfica del Guadalquivir bajo la aplicación de la directiva Marco del Agua. VIII Encuentro de Economía Aplicada, Universidad de Zaragoza, Murcia, 16-18 Junio.

Martínez Alier, J., y J. Roca Jusmet, (2000). Economía ecológica y política ambiental. Fondo de Cultura Económica, México.

McFadden, D., (1974). «Conditional Logit Analysis of Qualitative Choice Behaviour», en P. Zarembka (ed.), Frontiers in Econometrics. p. 105-142. Academic Press, New York.

MEA, (2005). Ecosystems and Human Well-being: Synthesis. Island Press, Washinngton DC.

Meadows, D., D. Meadows, y J. Randers, (1993). Más allá de los límites del crecimiento. Aguilar, Madrid.

Meadows, D., D. Meadows, J. Randers, y W. Behrens, (1972). LoslLímites del crecimiento. Fondo de Cultura Económica, México, D.F.

Ministerio de Medio Ambiente, (2008). Análisis de demanda de agua y análisis de beneficios ambientales. Secretaría general para el territorio y la biodiversidad (en proceso de elaboración).

Ministerio de Medio Ambiente, (2007a). El agua en la economía española: situación y perspectivas.

Ministerio de Medio Ambiente, (2007b). Plan especial de actuación en situaciones de alerta y eventual sequía en la cuenca hidrográfica del guadalquivir. Confederación Hidrográfica del Guadalquivir.

21�


Ministerio de Medio Ambiente, (2007c). Precios y costes de los servicios del agua en España. Informe Integrado.

Ministerio de Medio Ambiente, (2004a). Caracterización económica de los usos del agua en la demarcación hidrográfica del Júcar.

Ministerio de Medio Ambiente, (2004b). Manuales de las aplicaciones informáticas para la caracterización económica de los usos del agua.

Ministerio de Medio Ambiente, y Gobierno de Navarra, (2002). Análisis económico del plan de cuenca del Cidacos. Aplicación de la guía de análisis económico de la directiva marco del agua.

Mitchell, R., y N. Carson, (1989). Using Surveys to Value Public Goods: the Contingent Valuation Methods. Resources for the Future, Washington DC.

Mogas, J., P. Riera, y J. Bennett, (2006). «A Comparison of Contingent Valuation and Choice Modelling with Second-Order Interactions». Journal of Forest Economics, v. 12, no. 1, p. 5-30.

Moral Ituarte, L., (2001). «El tratamiento del agua en la ordenación del territorio. Consideraciones sobre su concreción en Andalucía». Scripta Veterea, v. 81.

Moral Ituarte, L., (1994). «Elementos para una teoría de los conflictos territoriales sobre el agua». Boletín de la A.G.E., v. 18, p. 17-27.

Morrison, M. D., J. Bennett, R. Blamey, y J. Louviere, (2002). «Choice Modeling and Tests of Benefit

Transfer». American Journal of Agricultural Economics, v. 84, no. 1, p. 161-170.

Morrison, M. D., R. K. Blamey, y J. W. Bennett, (2000). «Minimising Payment Vehicle Bias in Contingent Valuation Studies». Environmental and Resource Economics, v. V16, no. 4, p. 407-422.

Morrison, M. D., J. Bennett, y R. K. Blamey, (1999). «Valuing Improved Wetland Quality Using Choice Modeling». Water Resources Research, v. 35, no. 9, p. 2805-14.

Moyano, E., F. Garrido, C. Navarro, y B. Burza, (2004). «La cuestión hídrica en Andalucía: actitudes y valores de los andaluces respecto al problema del agua». Revista de Estudios Regionales, v. 70, p. 85-116.

Naciones Unidas, (2006a). Implementación de la gestión integrada de los recursos hídricos. Departamento de Asuntos Sociales y Económicos de Naciones Unidas, México.

Naciones Unidas, (2006b). Nature for Water. Innovative Financing for the Environment. Convention on the Protection and Use of Transboundary Watercourse and International Lakes, Ginebra.

Naciones Unidas, (2003). Informe sobre el desarrollo de los recursos hídricos en el mundo: agua para todos, agua para la vida.

Navrud, S. ed., (1992). Pricing the European Enviroment. Scandinavian University Press/Oxford University Press, Oslo, Oxford.

219



Neill, H. R., R. G. Cummings, P. T. Ganderton, G. W. Harrison, y T. McGuckin, (1994). «Hypothetical Surveys and Real Economic Commitments». Land Economics, v. 70, no. 2, p. 145.

OCDE, (1994). Environmental Indicators. Organisation for Economic Cooperation and Development, Paris.

Othman, J., J. Bennett, y R. K. Blamey, (2004). «Environmental Values and Resource Management Options: a Choice Modeling Experience in Malaysia». Environment and Development Economics, v. 9, no. 9, p. 803-24.

Pearce, D. W., y R. K. Turner, (1995). Economía de los recuros naturales y el medio ambiente. Colegio de Economistas de Madrid.

Pearce, D. W., y A. Markandya, (1989). «Marginal Opportunity Cost as a Planning Concept in Natural Resource Management», en G. Schramm y J. Warford (eds.), Environmental Management and Economic Development. John Hopkins University Press, London.

Perry, C. J., M. Rock, y D. Seckler, (1997). «Water as an Economic Good: a Solution, or a Problem?», en M.Kay, T. Franks, y L. Smith (eds.), Water: Economics, Management and Demand. p. 3-11. E & FN Spon, Londres.

Pigou, A., (1920). The Economics of Welfare. Macmillan, London.

Piñero Campos, J. M., (2004). La transposición de la directiva Marco de las Aguas al derecho español. Jornadas sobre la Aplicación de la Directiva Marco del

Agua. Colegio de Ingenieros de Caminos Canales y Puertos, Madrid.

Postle, M., A. Foottit, T. Fenn, y R. Salado, (2004). CEA and Developing a Methodology for Assessing Disproportionate Costs. Department for Environment, Food and Rural Affairs (DEFRA), U.K.

Randall, A., y J. P. Hoehn, (1996). «Embedding in Market Demand Systems». Journal of Environmental Economics and Management, v. 30, no. 3, p. 369-380.

Randall, A., B. Ives, y C. Eastman, (1974). «Bidding Games for Valuation of Aesthetic Environmental Improvements». Journal of Environmental Economics and Management, v. 1, no. 2, p. 132-149.

Ready, R., S. Navrud, y W. Duborg, (2001). «How do Respondents with Uncertain willingess to Pay Answer Contingent Valuation Questions?» Land Economics, v. 77, no. 3, p. 315-326.

Ready, R., J. Whitehead, y G. Blomquist, (1995). «Contigent Valuation when Respondents are Ambivalent». Journal of Environmental Economics and Management, v. 29, p. 181-196.

Riera, P., (1994). Manual de valoración contingente. Instituto de Estudios Fiscales, Madrid.

Rolfe, J., y J. Windle, (2005). «Valuing Options for Reserve Water in the Fitzroy Basin». The Australian Journal of Agricultural and Resource Economics, v. 49, no. 1, p. 91-114.

220


Rolfe, J., J. Bennett, y J. Louviere, (2000). «Choice Modelling and its Potential Application to Tropical Rainforest Preservation». Ecological Economics, v. 35, no. 2, p. 289-302.

Rollins, K., y A. Lyke, (1998). «The Case for Diminishing Marginal Existence Values». Journal of Environmental Economics and Management, v. 36, no. 3, p. 324-344.

Romero, C., (1994). Economía de los recursos ambientales y naturales. Alianza Economía, Madrid.

Romero, C., (1993). Teoría de la decisión multicriterio. Concepto, técnicas y aplicaciones. Alianza Editorial, Madrid.

Rosen, S., (1974). «Hedonic Prices and Implicit Markets: Product Differentiation in Pure Competition». The Journal of Political Economy, v. 82, no. 1, p. 34-55.

Rosenberger, R. S., G. L. Peterson, A. Clarke, y T. C. Brown, (2003). «Measuring Dispositions for Lexicographic Preferences of Environmental Goods: Integrating Economics, Psychology and Ethics». Ecological Economics, v. 44, no. 1, p. 63-76.

Rowe, R. D., W. D. Schulze, y W. S. Breffle, (1996). «A Test for Payment Card Biases». Journal of Environmental Economics and Management, v. 31, no. 2, p. 178-185.

Saaty, T. L., (1980). The Analytic Hierachy Process. McGraw-Hill, New York.

Sáenz de Miera, G., (2002). Agua y economía. Ediciones de la Universidad Autónoma de Madrid, Madrid.

Samuelson, P. A., (1954). «Pure Theory of Public Expenditure». The Review of Economics and Statistics, v. 36, p. 387-389.

Samuelson, W., y R. Zeckhauser, (1988). «Status Quo Bias in Decision Making». Journal of Risk and Uncertainty, v. 1, no. 1, p. 7-59.

Schaafsma, M., y R. Brouwer, (2006). Overview of Existing Guidelines and Manuals for the Economic Valuation of Environmental Costs and Benefits. AquaMoney Project Working Document,

Seung-Hoon Y., K. Seung-Jun, y K. Tai-Yoo, (2000). «Dealing with Zero Response Data from Contingent Valuation Surveys: Application of Least Absolute Deviations Estimator». Applied Economics Letters, v. 7, no. 3, p. 181-184.

Shabman, L., y K. Stephenson, (2000). «Environmental Valuation and its Economic Critics». Journal of Water Resources Planning and Management, v. 126, no. 6, p. 382-388.

Smith, V. K., y L. L. Osborne, (1996). «Do Contingent Valuation Estimates Pass a ‘Scope’ Test? A Meta-analysis». Journal of Environmental Economics and Management, v. 31, no. 3, p. 287-301.

Spash, C. L., (2000). «Ecosystems, Contingent Valuation and Ethics: the Case of Wetland Re-Creation». Ecological Economics, v. 34, no. 2, p. 195-215.

221



Spash, C. L., (1997). «Ethics and Environmental Attitudes With Implications for Economic Valuation». Journal of Environmental Management, v. 50, no. 4, p. 403-416.

Stenger, A., y M. Willinger, (1998). «Preservation Value for Groundwater Quality in a Large Aquifer: a Contingent-Valuation Study of the Alsatian Aquifer». Journal of Environmental Management, v. 53, p. 177-193.

Stevens, T. H., R. Belkner, D. Dennis, D. Kittredge, y C. Willis, (2000). «Comparison of Contingent Valuation and Conjoint Analysis in Ecosystem Management». Ecological Economics, v. 32, no. 1, p. 63-74.

Strosser, P., (2006). «Assessing Environmental Costs in the Context of the Implementation of the European Union Framework Directive». Hydronomic Convention. Barcelona, 13-14 Noviembre.

Swait, J. D., y V. Adamowicz, (2001). «The Influence of Task Complexity on Consumer Choice: A Latent Class Model of Decision Strategy Switching». Journal of Consumer Research, v. 28, p. 135-148.

Thurstone, L. L., (1929). «Theory of Attitude Measurement». Psychological Review, v. 36, p. 222-241.

Torell, L. A., J. D. Libbin, y M. D. Miller, (1990). «The Market Value Of Water In The Ogallala Aquifer». Land Economics, v. 66, no. 2, p. 163-181.

Train, K., (2003). Discrete Choice Methods with Simulation. Cambridge University Press, Cambrigde.

Trémolet Consulting, (2006). Analysis of Member States and Pilot River Basin Submissions on the State of Play for Cost-Effectiveness Analysis in the WFD.

Turban, E., J.E. Aronson, y T.P. Liang, (2005). Decision Support Systems and Intelligent Systems. Pearson Education, Inc. New Jersey.

Tversky, A., y E. Shafir, (1992). «The Disjunction Effect in Choice Under Uncertainty». Psychological Science, v. 3, no. 5, p. 305-309.

UNESCO, (2002). 21st Century Talks. Paris.

Unión Europea, (2000). Directiva 2000/60/CE por la que se establece el Marco Comunitario de Actuación en Política de Agua.

Vanderlinden, K., J. V. Giráldez, y M. Van Meirvenne, (2004). «Assessing Reference Evapotranspiration by the Hargreaves Method in Southern Spain». Journal of Irrigation and Drainage Engineering, v. 130, no. 3, p. 184-191.

Velázquez-Alonso, E. (2006). Modelo input-output de agua. Análisis de las relaciones intersectoriales de agua en Andalucía. Centro de Estudios Andaluces. Serie Economía E2003/XX. CENTA.

Walsh, R. G., J. B. Loomis, y R. A. Gilman, (1984). «Valuing Option, Existence and Bequest Demands for Wilderness». Land Economics, v. 60, p. 14-29.

Ward, F. A., y D. Beal, (2000). Valuing Nature with Travel Cost Methods. Edward Elgar Publishing, Cheltenham.

222








EconomíaIF014/09

los beneficios ambientales de las aguas del guadalquivir ... · esta investigación es la ganadora...

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