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Revista Chapingo serie ciencias forestales y del ambiente

versión On-line ISSN 2007-4018versión impresa ISSN 2007-3828

Rev. Chapingo ser. cienc. for. ambient vol.23 no.1 Chapingo ene./abr. 2017

http://dx.doi.org/10.5154/r.rchscfa.2016.03.015 

Artículos

Valoración económica de la biodiversidad forestal en México, una revisión

José L. Romo-Lozano1  * 

Javier López-Upton2 

J. Jesús Vargas-Hernández2 

María L. Ávila-Angulo2 

1Universidad Autónoma Chapingo, División de Ciencias Forestales. km 38.5 Carretera México-Texcoco. C. P. 56230. Chapingo, Texcoco, Estado de México, México.

2Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo. km 36.5 Carretera México-Texcoco. C. P. 56230. Montecillo, Texcoco, Estado de México, México.

Resumen

El deterioro creciente de los recursos naturales crea la necesidad de valorar los servicios ambientales, incluidos los de la biodiversidad. La valoración económica de ésta se ha focalizado en bienes y servicios sin mercado, lo cual es complicado. Se han desarrollado técnicas para medir estos valores cuya aceptación se ha incrementado últimamente. En este trabajo se hizo una búsqueda de las valoraciones económicas efectuadas en México. Casi la totalidad de estudios de valoración realizados en el país se restringen a los métodos de valoración contingente (MVC) y costo de viaje (MCV). El único nivel de biodiversidad explorado es el de ecosistema. No se conocen trabajos desarrollados en términos de los bienes y servicios sin mercado a nivel de gen y especie. El método de valoración contingente es el más utilizado (11 estudios), le sigue el método costo de viaje con un estudio realizado conjuntamente con el MVC. Ocho estudios no consideraron los sesgos más importantes (tiempo, sustitución, múltiples destinos, vehículo de pago, estratégico e hipotético) de estos métodos.

Palabras clave: Método costo de viaje; valoración contingente; servicios ambientales; sesgos de valoración sin mercado.

Introducción

Una parte importante en el tema de la valoración económica referida a los bienes y servicios derivados de la biodiversidad, se ha focalizado en los bienes y servicios sin mercado, debido a que la gran mayoría de éstos pertenece a la categoría de bienes públicos. Las razones por las cuales este tipo de bienes y servicios no se reflejan en el mercado y complican su valoración son dos: la no excluibilidad y la no rivalidad. La primera se refiere al hecho de que cuando los bienes y servicios son producidos se presentan muchas dificultades para ser excluidos del uso de los beneficiarios, generando con ello la imposibilidad de asignar cargos (precios) y, en consecuencia, obstaculiza o limita su comercialización. La segunda significa que la agregación de beneficiarios (consumidores) ocurre con un costo marginal cero, lo cual se presenta, en algunos casos, hasta antes de que ocurra congestionamiento en el uso del bien o servicio considerado.

La estimación de medidas de valor para bienes y servicios que carecen de mercado ha sido la preocupación de muchos economistas durante los últimos 70 años. En los trabajos pioneros de Clawson (1959), Davis (1963) y Hotelling (1949), los investigadores desarrollaron técnicas para medir valores de bienes y servicios sin mercado, cuya aceptación se ha incrementado gradualmente en el tiempo. La demanda de estas medidas de valor surge por la tendencia creciente en el deterioro y destrucción de activos naturales a nivel mundial, así como la ineficiencia en el uso de los recursos. Esto genera la necesidad de reconocer dichos valores y utilizarlos en la definición de políticas que incidan en las conductas de productores y consumidores de los recursos para contribuir a frenar el deterioro.

La valoración económica ambiental en México es relativamente reciente. Las aplicaciones de las metodologías de valoración datan de la última década del siglo pasado y marcan una tendencia creciente en número y variedad de estudios, con un interés también creciente en el ámbito académico y gubernamental. El objetivo del presente documento fue revisar las valoraciones económicas realizadas en México, específicamente aquellas desarrolladas en el ámbito de la biodiversidad forestal, con el propósito de caracterizar los métodos usados, su nivel de utilización y los principales aspectos abordados de la biodiversidad.

Materiales y métodos

En este estudio se hicieron búsquedas de las valoraciones económicas efectuadas en México, relacionadas con la biodiversidad forestal. La revisión se hizo en la biblioteca de la Universidad Autónoma Chapingo y en los buscadores electrónicos Google, Consorcio Nacional de Recursos de Información Científica y Tecnológica (CONRICYT), CrossRef y Scientific Electronic Library Online (SciELO). En la búsqueda se introdujeron conceptos relacionados con la valoración económica de la biodiversidad forestal, tales como: valoración contingente, costo de viaje, valor de la biodiversidad y valor forestal. Las investigaciones encontradas se caracterizaron y analizaron.

El proceso de valoración económica de la biodiversidad forestal demanda precisar varios temas, entre los que resaltan la relación bosques-biodiversidad, la clasificación de los servicios que de ésta se derivan, la tipificación de valores y los métodos de valoración, los cuales se describen a continuación.

Biodiversidad y recursos forestales

La biodiversidad se define como la variabilidad entre los organismos vivos de todas las fuentes, incluyendo terrestres, marinos y los complejos ecológicos de los cuales forman parte (United Nations Environment and Development Program [UNEP], 1992). El concepto de servicios ecosistémicos se refiere a los beneficios que la gente obtiene de los ecosistemas (Millenium Ecosystem Assessment, 2005). Los seres humanos dependen de los sistemas naturales para producir una variedad amplia de bienes y servicios, que van desde el uso directo de determinadas especies como fuente de alimentos o medicamentos, a funciones que proporcionan los ecosistemas como purificación del agua, retención de nutrientes o regulación del clima (Polasky, Costello, & Solow, 2005). En los servicios derivados de la biodiversidad se distinguen cuatro niveles: genes, especies, ecosistema y funcional (Cuadro 1). El nivel de genes se considera como el más básico y se expresa físicamente en los nucleótidos, cromosomas e individuos. Los cultivos importantes no podrían mantener su estatus comercial sin el soporte genético de sus parientes ancestrales, primitivos y silvestres, los cuales son esenciales en la productividad de los cultivos, así como en el cambio y mejoramiento de ciertas propiedades (sabores, resistencia a plagas y enfermedades, y adaptación a condiciones ambientales), mediante la investigación en biotecnología e ingeniería genética. De Groot, Wilson, y Boumans (2002) ofrecen una desagregación amplia de los servicios derivados de los ecosistemas.

Cuadro 1 Servicios ambientales derivados de la biodiversidad 

Nivel Servicios
Gen Recursos genéticos y materia prima
Especie Polinización, control biológico, servicios farmacéuticos, materia prima y producción de alimentos
Ecosistema Regulación de gases, regulación de climas, regulación de disturbios, regulación hídrica, oferta y calidad de agua, retención de sedimentos, formación de suelos, reciclado de nutrientes-fertilidad de suelos, tratamiento de residuos, refugio de especies, materia prima-producción de alimentos, recreación, cultural, belleza escénica y producción de biodiversidad
Funcional Por el carácter agregado del nivel, los servicios son prácticamente los mismos que el nivel ecosistema

Fuente: Figueroa (2005).

Clasificación de valores y valores forestales

Los valores económicos se basan en las preferencias de los individuos (Brown, 1984), por lo que se orientan a una visión instrumentalista (Pearce, Moran, & Biller, 2002). Dichos valores dependen de: (1) la percepción de las personas sobre el objeto y el resto de los objetos relacionados y relevantes; (2) los valores mantenidos por las personas y sus preferencias asociadas; y (3) el contexto de la valoración. Aun cuando la terminología usada no ha sido totalmente consensuada, varios economistas ambientales han avanzado en una tipología de valores relacionados con los servicios ecosistémicos.

En general, los valores de los servicios ecosistémicos se clasifican en valores de uso y no uso. Los primeros incluyen todas las formas directas e indirectas en las cuales un agente espera hacer uso físico de un recurso natural (Blomquist & Whitehead, 1995). A su vez, estos valores se dividen en valores de uso directo e indirecto. Los primeros son bienes o servicios que pueden ser consumidos directamente. Los usos indirectos son, esencialmente, las funciones ecológicas proporcionadas por los recursos (Munasinghe & Lutz, 1993). Los valores de no uso no significan sin uso, se refiere al hecho de que las personas asignan valores aun cuando nunca vayan a hacer uso del recurso valorado (McCollum, Peterson, & Sorg-Swanson, 1992). El concepto de valor de no uso incluye los valores de opción y valores de existencia. El valor de opción es el valor que le representa a un individuo el saber que algún recurso natural está disponible en el futuro; es decir, mantiene la opción de poder beneficiarse. El concepto de valor de existencia incluye los valores vicarios, inherentes y de herencia. El valor vicario se refiere al valor de saber que otros individuos podrán usar un recurso determinado. El valor inherente se deriva de conocer que el recurso existe, y el de herencia de conocer que los recursos estarán disponibles para futuras generaciones.

Algunos economistas usan frecuentemente el término de “valor de existencia” o “fuera del sitio” para referirse a los beneficios de no uso (Bishop & Heberlein, 1990; Mitchell & Carson, 1989). Algunos ejemplos de estos valores en el ámbito de los recursos forestales son (Secretariat of the Convention on Biological Diversity [CBD], 2001):

  1. Valores de uso directo. Madera, carbón, leña, algunos productos no maderables, información genética en la actividad agrícola y farmacéutica. Recreación/ turismo, investigación/educación y cultura/religión.

  2. Valores de uso indirecto. Funciones de cuenca: conservación de suelo, oferta de agua, agua de calidad, protección contra inundaciones y tormentas, protección para la actividad pesquera. Clima global: almacenamiento de carbón, fijación de carbón, biodiversidad y amenidades locales.

  3. Valores de opción y de existencia. La conservación en general de la biodiversidad y ecosistemas recreativos.

Métodos de valoración económica de la biodiversidad

De manera general, la biodiversidad se ha valorado económicamente desde tres enfoques (Pearce et al., 2002): la utilización de información de mercado; preferencia declarada; y transferencia de beneficios (Cuadro 2).

Cuadro 2 Enfoques de valoración económica de la biodiversidad. 

Enfoques Métodos de valoración económica
Información de mercado Precios de mercado Productividad Costos
Preferencia declarada Valoración contingente Experimentos de selección
Preferencia revelada Métodos de costo de viaje
Transferencia de beneficios Uso de estimaciones (DAP) de otros estudios

Fuente: Pearce et al. (2002). DAP: Disposición a pagar.

Debido a que casi la totalidad de estudios de valoración realizados en el país se restringen a los métodos costo de viaje y valoración contingente, la revisión de esta sección se centra en estos dos métodos.

Método costo de viaje (MCV)

El método costo de viaje es una técnica de preferencia revelada que considera el hecho de que la gente de diferente origen viaja a un sitio determinado y, por lo tanto, se puede esperar que visite el sitio a distintas tasas (Mendelsohn & Brown, 1983). Esta técnica utiliza las variaciones que ocurren en el costo de viaje para estimar la demanda por el sitio de interés. Una vez que se conoce la función de demanda, es posible estimar el excedente del consumidor de los visitantes y, consecuentemente, el valor del sitio. El método en general puede ser aplicado por zonas o individual. Las primeras aplicaciones han utilizado el método por zonas, incluyendo los siguientes pasos (Freeman III, Herriges, & Kling, 1993):

  1. Para un sitio de recreación dado, el área circundante se divide en zonas circulares con el propósito de medir el costo de viaje redondo desde cada zona hasta el sitio.

  2. Los visitantes al sitio son muestreados para determinar sus zonas de origen.

  3. Se definen tasas de visita para cada zona de origen por periodo.

  4. Se construye la medida del costo de viaje redondo desde la zona de origen a la de recreación.

  5. Se hace una regresión considerando las tasas de visita y un conjunto de variables socioeconómicas tales como ingreso promedio, nivel de educación, tamaño de familia, etc. La regresión prueba la hipótesis de que las tasas de visita dependen, en parte, del costo de viaje.

La función de demanda recreativa se estima bajo varios supuestos: 1) los individuos pueden ser agrupados en zonas residenciales o municipios; 2) los individuos dentro de cada zona tienen preferencia s similares; 3) la gente reacciona ante el incremento del costo de viaje de la misma manera en que reaccionarían al aumento en las cuotas de entrada del sitio (Dixon, Scura, Carpenter, & Sherman, 1996). La función de demanda obtenida expresa el número de visitas (tasa) que la gente de distinto origen está dispuesta a realizar a diferentes precios (costos de viaje). La curva de demanda completa se traza determinando la distancia (y consecuentemente el precio) a la cual ocurren cero turistas, así como el número de visitas que ocurren a precio cero (Figura 1), para el caso de una función de demanda lineal. De este modo, el excedente del consumidor, definido como el área bajo la curva de demanda y por encima del precio, representa el beneficio que cada visitante obtiene de la experiencia recreativa, por lo cual se interpreta también como el valor de lo que se pierde si el sitio fuese destruido. El valor anual de los beneficios generados por el sitio es la suma del total de los excedentes del consumidor estimados para cada origen de los visitantes.

Figura 1 Función de demanda recreativa completa para un sitio determinado. 

Algunos de los problemas más frecuentes en la aplicación de este método son los sesgos de tiempo, sustitución y de viajes con múltiples destinos. El sesgo del tiempo ocurre cuando éste no se considera como un elemento de la conducta de los practicantes de la recreación (Cesario & Knetsch, 1970). La extensión del sesgo depende de la significancia de la variable omitida, en este caso tiempo de viaje, y la correlación entre la variable omitida y la variable retenida. Si el costo monetario del tiempo y el viaje están positivamente relacionados; es decir, los costos de viaje altos también tienen altos tiempos de viaje, se esperaría que la pendiente de la curva de demanda sea subdeterminada (i. e. la verdadera pendiente de la curva es de pendiente más negativa) (Dwyer, Kelly, & Boews, 1977). Una de las soluciones de mayor aceptación a este tipo de sesgo es la conversión del costo de tiempo observado a un valor monetario usando un precio sombra apropiado (Cesario, 1976).

El sesgo de sustitución se presenta cuando se omiten variables en la estimación de la curva de demanda de un sitio que reflejan la presencia de sitios sustitutos. La resultante de esta omisión es la subestimación de la verdadera curva de demanda. Dicha subestimación se expresa cuando se aumenta el costo de uso de un sitio a los visitantes y no reaccionan como los localizados a una distancia mayor con un mismo nivel de costos monetarios. Su participación será más alta debido a que tiene menos sustitutos disponibles que los individuos localizados a mayor distancia. Para la reducción de este sesgo se propuso el enfoque de sitios múltiples, el cual incluye el costo de viaje como variable dependiente de sitios alternativos relevantes (Burt & Brewer, 1971).

El sesgo de múltiples destinos se refiere al hecho de que, en algunas ocasiones, los visitantes toman la decisión de visitar un sitio considerando la inclusión de al menos otro destino u otras razones en el viaje, sobre todo cuando los visitantes provienen de lugares distantes. De este modo, los costos del viaje no pueden ser contabilizados totalmente referidos a la experiencia recreativa en estimación. Una de las soluciones formuladas es el método de estimación de múltiples destinos, propuesto por Mendelsohn, Hof, Peterson, y Johnson (1992). Este método estima un sistema de funciones de demanda inversa para los posibles viajes y el valor del beneficio de un sitio mediante la estimación del valor del sistema de demandas sin el sitio.

La aplicación del método zonal ha evolucionado hacia el método individual en las últimas dos décadas; una de las principales razones es que en el método zonal se asume que la conducta de los individuos es idéntica dentro de una zona. Dicho supuesto es difícil de mantener por el carácter no homogéneo de los individuos en las zonas consideradas origen de los recreacionistas, de manera que el agregado y promediado de cada zona suele ser inexacto (Zhang, Wang, Nunes, & Ma, 2015). En el método individual se busca desarrollar la relación entre el costo y el número de visitas realizadas por un individuo al sitio de interés durante un periodo, incluyendo otros parámetros explicativos (Tourkolias, Skiada, Mirasgedis, & Diakoulaki, 2015). La diferencia fundamental entre el método zonal y el individual es que este último define la variable dependiente, número de visitas hechas por periodo por el individuo i al sitio j (Pak & Türker, 2006), esto es:

Vij=f(Cij , Xi)

donde:

V ij

Número de visitas anuales por el individuo i al sitio de recreación j

C ij

Costo de visita realizado por el individuo i al sitio j

X i

Conjunto de variables socioeconómicas que determinan las visitas del individuo

Método de valoración contingente (MVC)

La utilización de encuestas sobre valoración contingente fue propuesta por Ciriacy-Wantrup (1947) en el marco de la medición de los beneficios generados por programas de conservación de suelos. Posteriormente, Davis (1963) fue el iniciador de la aplicación empírica de valoraciones contingentes en su tesis doctoral. En los inicios del presente siglo, el número de aplicaciones del método ya mostraba una alta tendencia, “las valoraciones contingentes han sido aplicadas en más de 50 países y ahora hay miles de artículos sobre estudios aplicando el MVC” (Carson, 2001).

El MVC, como método de preferencia declarada, emplea técnicas de entrevista para estimar el beneficio económico de bienes sin mercado. Las encuestas se elaboran cuidadosamente para simular un mercado donde se interroga a la gente acerca de los valores que ellos asignarían a mercancías sin mercado. Los estudios de valoración contingente incluyen generalmente las siguientes etapas: a) se define un mercado hipotético para el bien bajo estudio, por ejemplo, un bien ambiental; b) se les pregunta a los individuos entrevistados su máxima disposición a pagar (DAP) para que se dé un mejoramiento ambiental (o su DAP para prevenir un deterioro), también que declaren su mínima disposición a aceptar (DAA) si ese mejoramiento no es realizado; c) se calcula la DAP o la DAA promedio; d) la DAP o DAA obtenidas se utilizan en una regresión contra variables socioeconómicas como ingreso, educación y edad; y e) los datos se agregan convirtiendo los valores medios declarados en valores de la población relevante (Hanley, Spash, & Walker, 1995). Durante la aplicación de la encuesta se espera que el entrevistado revele la suma de dinero que estaría dispuesto a renunciar (o a aceptar) para restablecer un mismo nivel de utilidad original, dado un incremento (o reducción) en la cantidad del bien sin mercado. Cabe aclarar que la estimación de la DAA presenta una clara tendencia decreciente en los estudios de MVC. El rechazo al uso de la DAA se enmarca en la disparidad que presenta con las estimaciones de DAP. Tal disparidad se explica por aspectos psicológicos, efecto ingreso, costos de transacción, valor implicado y motivos de beneficios. “En general, la renuencia de los analistas a emplear las medidas de DAA para una pérdida ambiental significa que las actividades con impacto ambiental negativo no deben fomentar esta medida porque su valor real asociado a la pérdida será subestimado” (Brown & Gregory, 1999).

Aunque la aceptación del MVC ha crecido durante las tres últimas décadas, aún se discute la precisión de sus resultados. Los problemas principales que se presentan en este método se relacionan con el diseño de los cuestionarios y su administración. Los sesgos más comunes son: punto de partida, vehículo de pago, sesgo estratégico, sesgo hipotético y formato de preguntas.

El sesgo de punto de partida se genera cuando la forma o el medio de pago introduce, directa o indirectamente, valores potenciales de DAP que influyen en las cantidades dadas por el entrevistado. La mayoría de los analistas están de acuerdo en que cuando se usan puntos de partida en los estudios de valuación contingente, la evidencia que sugiere el sesgo de punto de partida es convincente. Mitchell y Carson (1986) argumentan que este tipo de problema debería ser controlable mediante el diseño de pagos con tarjeta o el uso de preguntas abiertas cuando se pide la declaración de la DAP.

El sesgo estratégico es otra fuente potencial de imprecisión en las estimaciones de MVC, que surge cuando los entrevistados engañan intencionalmente a los investigadores sobredeclarando y subdeclarando el valor verdadero del bien sin mercado. Esto es, si un entrevistado, correcta o incorrectamente, cree que de acuerdo con la DAP que declare será beneficiado o perjudicado en la provisión del bien que se valora, se genera entonces una motivación para que el encuestado manipule la DAP declarada, la cual diferirá del valor verdadero que asigna. Freeman III (1986) y Mitchell y Carson (1981) argumentan que el sesgo estratégico no debería ser un problema significativo cuando los instrumentos del MVC se diseñan con cuidado. Esta afirmación es apoyada por tres consideraciones: a) la ausencia de evidencias significativas para la hipótesis del ventajista (free rider); b) el hecho de que la mayoría de los instrumentos del MVC no ofrecen oportunidades obvias o incentivos para intentar manipular el resultado; y c) las inspecciones visuales de la distribución de ofertas no sugieren la existencia de respuestas fuertemente sesgadas, aunque se debe reconocer que es una prueba débil.

El sesgo hipotético se refiere al sesgo relacionado con la naturaleza hipotética del método de valuación contingente. Cummings, Brookshire, y Shulze (1986) argumentan que la causa-efecto de las DAP relacionadas con este tipo de sesgo ha sido definida de manera muy pobre en la literatura. De hecho, Mitchell y Carson (1986) consideran que los problemas metodológicos más serios del MVC se derivan de su carácter hipotético; sin embargo, ellos señalan que en la literatura hay argumentos razonables que apoyan la idea de que las situaciones hipotéticas de pago, diseñadas cuidadosamente, pueden aproximarse a las situaciones de pago reales con suficiente precisión para ser un componente útil en el análisis de costo/beneficio. Una parte importante de los sesgos presentes en el método, así como el tratamiento de los mismos, se puede consultar en Mitchell y Carson (1986) y en Romo-Lozano (1998).

Uno de los momentos más significativos en la evolución del método se dio en el marco del desastre ocasionado por el derrame de petróleo, ocurrido en 1989, por un barco carguero de la compañía Exxon Valdez. La corte recomendó incluir la valoración económica de los daños, con fines de compensación, en la cual se consideraron los valores pasivos (también llamados valores de no uso o de existencia). Lo anterior condujo a que la National and Atmospheric Administration (NOAA) del gobierno de los Estados Unidos conformara una comisión de expertos para analizar y determinar si la valoración contingente tenía validez para la medición de valores de no uso. La comisión formada incluyó la participación de dos premios nobel de economía: Kenneth Arrow y Robert Solow. Los resultados de esta comisión se expresaron en un reporte que se manifestó en favor del uso del MVC para estimar el valor de no uso en desastres ambientales. El reporte incluyó un conjunto de medidas rigurosas con la finalidad de reducir los sesgos que se presentan tradicionalmente en el método (Arrow et al., 1993).

A finales de la última década del siglo pasado, las aplicaciones del MVC marcaron una tendencia importante en el formato de pregunta para obtener la DAP. El formato de pregunta abierta del tipo “¿Cuánto es lo máximo que usted estaría dispuesto a pagar por...?”, empezó a sustituirse de manera creciente por el formato de pregunta cerrada, del tipo “Si cuesta $x obtener …, ¿Estaría dispuesto a pagar esa cantidad? Este cambio incrementó la atención y necesidad de aspectos estadísticos.

Hanemann y Kanninen (1999), después de una revisión detallada de los modelos estadísticos aplicados, señalan que la mayoría de éstos violan algunas de las restricciones de la teoría económica, pues utilizan modelos de probabilidad de respuesta basados en el modelo de utilidad Box-Cox que incluyen las versiones lineal y logarítmica o modelos no lineales de utilidad. Dependiendo de la especificación estocástica, los primeros dan lugar a modelos probit y logit de probabilidad de respuesta. Los segundos generan modelos log-normales, log-logísticos y Weibull. Finalmente, los autores señalan que tales problemas pueden evitarse mediante el uso de un conjunto de modelos probabilidad de respuestas modificadas.

Una ventaja importante del MVC es que puede estimar tanto valores de uso como de no uso y puede aplicarse a la valoración de cambios ambientales sin importar de donde procedan. El método tiene las desventajas de que es relativamente caro y que cuando los escenarios son multidimensionales, conocido como efecto incrustación, pueden resultar complejos para los entrevistados; por ejemplo, el concepto de biodiversidad puede ser difícil para los entrevistados (Nijkamp, Vindigni, & Nunes, 2008).

Resultados y discusión

El Cuadro 3 presenta los 11 estudios encontrados con aplicaciones de valoración económica en México relacionadas con la biodiversidad forestal. Adicionalmente, se tiene conocimiento de la existencia de al menos cuatro contratos de bioprospección (Barreda, 2001), estos son: contrato entre Diversa y la Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM); contrato entre la Organización de Médicos Indígenas Tradicionales y el Colegio de la Frontera Sur; contrato entre Sandoz y la Unión de Comunidades Forestales Zapotecas y Chinantecas de la Sierra Juárez de Oaxaca; y entre las empresas trasnacionales American Cyanamid y American Home Products con la Universidad de Arizona y el Jardín Botánico del Instituto de Biología y la Facultad de Química de la UNAM. El conocimiento de las condiciones económicas de dichos contratos nos permitiría conocer los valores de mercado acordados para la bioprospección (nivel gen); desafortunadamente, no fue posible conocer tales condiciones.

Cuadro 3 Características de los estudios de valoración económica de la biodiversidad forestal en México 

Autores Lugar Nivel de biodiversidad Tipo de ecosistema Servicio valorado Número de encuestados Método Sesgos abordados* Resultados
Romo-Lozano (1998) Ocampo, Michoacán Ecosistema Bosque templado Recreativo 200 y 300 VC y CV Todos los sesgos 7.5 USD de beneficio recreativo por visitante; DAP = 16.5 USD
Larqué-Saavedra, Valdivia-Alcalá, Islas-Gutiérrez, y Romo-Lozano (2004) Ixtapaluca, México Ecosistema Bosque templado Servicios de un bosque 385 VC Ninguno DAP = $180.00 en La Paz, México
Del Ángel-Pérez, Mendoza-Briseño, y Rebolledo- Martínez (2006) Coatepec, Veracruz Ecosistema Cubierta vegetal con estructura variada Servicios de cubierta vegetal 161 VC Ninguno DAP promedio = $2,886.00
Sanjurjo-Rivera e Islas-Cortés (2007) Río Colorado, Sonora Ecosistema Cuenca hidrográfica Recreativo 85 VC Se evitó el sesgo de formato abierto 93 % de la muestra tiene una DAP entre $15.00 y $25.00
López-Paniagua, González-Guillén, Valdez-Lazalde, y de los Santos-Posadas (2007) Cuenca Tapalpa, Jalisco Ecosistema Cuenca hidrográfica Hidrológicos 243 VC y CV Ninguno El valor económico del servicio hidrológico ambiental se estimó en $7,256.50
Del Ángel-Pérez, Rebolledo-Martínez, Villagómez-Cortés, y Zetina-Lezama (2009) San Andrés Tuxtla, Veracruz Ecosistema Cuenca hidrográfica Hidrológicos 241 VC Ninguno Valor promedio de la DAP mensual de $6.02
Martínez-Cruz et al. (2010) Región Izta-Popo, México Ecosistema Cuenca hidrográfica Hidrológicos 95 VC Ninguno La media de la DAA fue de $7,992.97∙ha1∙año-1
Flores-Xolocotzi, González-Guillén, y de los Santos-Posadas (2010) Mexico city ⁄ Ciudad de México Ecosistema Bosque urbano Recreativo 187 VC Se identificaron las respuestas de valor cero y las respuestas de protesta La DAP promedio anual por visitante fue de $543.60
Silva-Flores, Pérez- Verdín, y Návar-Cháidez (2010) Pueblo Nuevo, Durango Ecosistema Cuenca hidrográfica Hidrológicos 242 VC Ninguno La DAP por persona es igual a $0.003∙L-1 ∙día-1 La DAA es igual a $0.054 L-1 ∙día-1
De Yta-Castillo (2013) Pluma Hidalgo, Oaxaca Ecosistema Bosque de niebla Servicios de bosque de niebla 140 VC ⁄Ninguno Las familias otorgan un valor económico de $6,388.00 al mes
Jaramillo-Villanueva, Galindo-de-Jesús, Bustamante-González, y Cervantes-Vargas (2013) Montaña de Guerrero Ecosistema Cuenca hidrográfica Hidrológicos 115 VC Ninguno La DAP promedio fue de $132.90

Fuente: Elaboración propia. VC: Valoración contingente, CV: Costo de viaje, DAP: Disposición a pagar, DAA: Disposición a aceptar. *Sesgos de los métodos: tiempo, sustitución, múltiples destinos; vehículo de pago, estratégico e hipotético.

En la búsqueda se indagó la existencia de documentos que reportan el uso de medidas de valor resultantes de las valoraciones encontradas, pero no se hallaron evidencias documentadas al respecto. Acorde con el análisis, del amplio conjunto de metodologías disponibles, en México solo se han utilizado el MVC y el MCV.

La frecuencia de valoración en los servicios es: tres estudios de valoración de servicios recreativos; cinco estudios de valoración de servicios hidrológicos y tres estudios de valoración de servicios ambientales agregados. El único nivel de biodiversidad explorado es el de ecosistema. No se conocen trabajos desarrollados en términos de los bienes y servicios sin mercado a nivel de gen y especie, aunque algunos de los estudios caracterizados en el nivel de ecosistema bien podrían ser incluidos en la categoría del nivel funcional.

El MVC es el más utilizado (11 estudios), mientras que el MCV se presenta en un solo estudio realizado conjuntamente con el MVC. Es notable que, del conjunto de aplicaciones del método de valoración contingente, ocho estudios no consideraron los sesgos que la literatura reporta como comúnmente presentes. La aplicación del MCV consideró algunos de los sesgos frecuentes, tales como el sesgo del tiempo.

Conclusiones

En México, el tema de la valoración económica aplicada a la biodiversidad forestal, aunque presenta avances, es limitado tanto en el número de estudios realizados como en la variedad de los métodos. Pocos estudios se han ocupado de los problemas que los métodos presentan; es decir, los sesgos, los cuales reducen el nivel de confiabilidad de los resultados. De igual manera, la ampliación de los estudios hacia otros niveles de la biodiversidad presenta retos y oportunidades importantes. La tendencia de los últimos años es el uso creciente de las herramientas estadísticas en la aplicación de las metodologías aquí referidas. Tales herramientas han probado ser un apoyo no solo para el tratamiento de las imprecisiones de la estimación, sino también en la conciliación de las restricciones que los modelos de la teoría económica imponen. En este marco, las posibilidades de avanzar hacia mejores estimaciones son promisorias. La valoración contingente, con los avances que actualmente reporta, sigue siendo un método cada vez más robusto y de gran ayuda a la creatividad de los investigadores interesados en incursionar en valoraciones económicas de los distintos niveles de la biodiversidad forestal.

Agradecimientos

Los autores agradecen a la Comisión Nacional Forestal, gerencia de reforestación, por el apoyo recibido en la elaboración del presente trabajo.

REFERENCIAS

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Recibido: 08 de Marzo de 2016; Aprobado: 30 de Octubre de 2016

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