Valoración económica de la restauración ambiental de lagunas costeras: el Mar Menor (SE España)

Economic valuation of coastal lagoon environmental restoration: Mar Menor (SE Spain)*, **

A Perni¹*, F Martínez–Carrasco¹, JM Martínez–Paz^1,2

¹ Departamento de Economía Aplicada, Facultad de Economía y Empresa, Universidad de Murcia, Campus de Espinardo, CP 30100, Murcia, España.

*Corresponding author.
E–mail: angel.perni@um.es

Received October 2010
Accepted February 2011

RESUMEN

Las lagunas costeras son un tipo especial de ecosistema fronterizo entre el medio marino y el terrestre, que en muchos casos están amenazadas por las actividades humanas desarrolladas en su periferia. Uno de los impactos antropogénicos más importantes que sufren es su eutrofización, como consecuencia de un enriquecimiento en nutrientes de aguas provenientes de la agricultura y de sistemas de depuración deficientes. En la Unión Europea existen normas, como la Directiva Marco del Agua y la Directiva Marco sobre la Estrategia Marina, para regular el buen estado ecológico de estos ecosistemas mediante un programa de medidas que debe ser evaluado económicamente teniendo en cuenta los beneficios generados por las mismas. En este trabajo se ha aplicado el método de la valoración contingente para estimar los beneficios generados por las medidas de mejora del estado ecológico de la laguna costera del Mar Menor (SE España), una de las más importantes del Mar Mediterráneo. Los resultados muestran que existe una disposición a pagar por la implantación de medidas adicionales a la depuración de aguas residuales urbanas u otras impuestas por la normativa. A partir de los valores de disposición a pagar obtenidos, se han estimado los beneficios ambientales generados por la corrección de los impactos del Mar Menor. Estos beneficios ascienden a 17.4 millones de euros anuales, de los cuales 7.7 se corresponden con el incremento en el valor de uso y 9.7 en el valor de no uso. Por otro lado, la estimación de la función de demanda derivada ha puesto de manifiesto que variables como el vínculo con el Mar Menor y el nivel de concientización ambiental influyen positivamente en la disposición a pagar manifestada.

ABSTRACT

Coastal lagoons are a special type of boundary ecosystem between marine and terrestrial environments, which in many cases are threatened by human activities developed in the periphery. One of the most important anthropogenic impacts sustained by coastal lagoons is eutrophication, as a result of nutrient enrichment of the water from agriculture and deficient treatment systems. In the European Union, laws such as the Water Framework Directive and Marine Strategy Framework Directive aim to achieve a good ecological status for these ecosystems through a program of measures, which must take into account the benefits generated by them. In this study we have applied the contingent valuation method to estimate the benefits generated by the measures to improve the ecological status of the Mar Menor coastal lagoon (SE Spain), one of the most important of the Mediterranean Sea. The results show that there is a willingness to pay for the implementation of additional measures apart from urban wastewater treatment and other obligatory measures. From the willingness to pay values obtained, the environmental benefits generated by the correction of the impacts at Mar Menor were estimated. These benefits add up to 17.4 million euros per year, of which 7.7 and 9.7 are related to the increase in the use and non–use values, respectively. On the other hand, the estimation of the derived demand function has shown that variables such as the connection to Mar Menor and the level of environmental awareness have a positive influence on the willingness to pay.

Key words: contingent valuation, environmental restoration, eutrophication, environmental benefits, coastal lagoon.

INTRODUCCIÓN

Los humedales y las lagunas costeras son ecosistemas frontera entre el medio marino y terrestre. Existen diversos tipos de humedales (marismas; manglares; lagunas oligohalinas, mesohalinas y euhalinas; etc.) en los que se alberga buena parte de la biodiversidad del planeta (EEA 2010). Desde un punto de vista socioeconómico, estos ecosistemas son importantes proveedores de bienes y servicios, tales como alimentos, materias primas, patrimonio cultural, regulación del clima, indicadores de cambio global, recreación y turismo, entre otros, que tienen una notable influencia en los niveles de bienestar de la sociedad (Hanley et al. 2003). En el caso de las lagunas costeras del área mediterránea, los vertidos de aguas residuales con niveles deficientes de depuración, el turismo basado en el desarrollo urbanístico y el crecimiento de una agricultura intensiva en agroquímicos, son algunas de sus principales presiones. Consecuentemente, numerosos ecosistemas costeros presentan impactos en la calidad de sus aguas y en sus comunidades biológicas (EEA 2000, Pérez–Ruzafa y Marcos 2008).

Dada la realidad descrita en el párrafo anterior, en el marco de la Unión Europea se vienen implementando diversas iniciativas para la protección de los ecosistemas marinos y costeros. La norma más ambiciosa para la protección del medio ambiente acuático es la Directiva Marco del Agua (DMA, 2000/60/CE), cuyo objetivo es conseguir el buen estado ecológico de las aguas europeas en el año 2015. Más reciente es la Directiva Marco sobre la Estrategia Marina (DMEM, 2008/56/CE), que establece el marco de protección del medio marino europeo para conseguir un buen estado ecológico satisfactorio del mismo. Ambas directivas promueven el diseño de un programa de medidas para restaurar y/o conservar, según cada caso, el estado ecológico de una masa de agua. Estas medidas deben contar con la aceptación social, encauzada a través de un procedimiento de información y participación pública, pero también ser evaluadas desde una perspectiva económica que tenga en cuenta los beneficios sociales de las mismas (Stemplewski et al. 2008). Si bien se han producido notables avances en la consideración de accionistas (stakeholders) en los procesos de decisión publica (Fletcher y Pike 2007), es escasa la información acerca de los beneficios monetarios que la restauración de ecosistemas costeros reporta a la sociedad (Liu et al. 2009). Debido a que una gran parte de los bienes y servicios obtenidos al aplicar medidas de mejora ambiental en un ecosistema carece de mercado, es necesario el empleo de técnicas de valoración propias de la economía ambiental (Spurgeon 1999).

El objetivo de este trabajo fue determinar los beneficios ambientales derivados de la mejora del estado ecológico de la laguna costera del Mar Menor (Murcia, SE España). Este ecosistema costero presenta un avanzado estado de eutrofización, por lo que las administraciones públicas encargadas de su gestión han definido una serie de actuaciones para conseguir el buen estado ecológico propugnado por la DMA y la DMEM. La valoración de los beneficios ambientales derivados de la recuperación de la laguna se realiza mediante la aplicación del método de la valoración contingente, estimando la disposición de los ciudadanos de la Región de Murcia a pagar por las medidas proyectadas. Además, mediante modelos econométricos se determinarán las variables socioeconómicas que influyen sobre la disposición al pago, lo que permitirá proponer medidas que favorezcan la aceptación social de este tipo de proyectos.

MARCO METODOLÓGICO

Método de la valoración contingente

Los ecosistemas naturales cumplen con una serie de funciones imprescindibles para la sociedad: función de provisión (alimento, agua dulce, madera y fibras), función de regulación (regulación del clima y del ciclo hidrológico, amortiguación de la contaminación) y función cultural (recreo, turismo, educación). Desde una perspectiva económica, el conjunto de bienes y servicios proveídos por un ecosistema le confieren un valor, denominado valor económico total, que se divide en dos categorías: valor de uso y valor de no uso. El valor de uso es el derivado de la utilización del bien o servicio ambiental, ya sea de forma directa (e.g., alimentos o recreo) o indirecta (e.g., reducción de la contaminación o soporte externo a ecosistemas). El valor de no uso se corresponde con el valor atribuido a la mera existencia del elemento ambiental valorado, independientemente de si es utilizado o no (Birol et al. 2006). Muchos de los bienes y servicios proveídos por los ecosistemas carecen de mercado (e.g., aire limpio, biodiversidad o posibilidad de recreo), por lo que no tienen un precio que indique cual es su valor. Por este motivo, dado que no existe un reflejo de su escasez o de los impactos generados por la actividad humana, se producen situaciones de asignación ineficiente de recursos, es decir, su degradación, sobreexplotación y contaminación (Sanjurjo e Islas–Cortés 2007).

La economía ambiental proporciona un abanico de técnicas de valoración que permiten capturar el valor monetario de bienes y servicios ambientales que carecen de mercado (Pouta et al. 2000), entre las que se encuentra el método de la valoración contingente (MVC), válido para estimar tanto valores de uso como valores de no uso. Este método se fundamenta en la construcción de un mercado hipotético mediante encuestas, en las cuales los entrevistados deben declarar su disposición a pagar por la acción sobre un determinado bien o servicio ambiental, por ejemplo, la restauración de un ecosistema (Stone et al. 2008).

El desarrollo de un ejercicio de valoración económica mediante el MVC se estructura en las siguientes fases (Riera 1994): (1) determinar con precisión lo que se desea valorar en unidades monetarias, (2) definir la población relevante, (3) concretar los elementos de la simulación del mercado, (4) decidir la modalidad de entrevista, (5) seleccionar la muestra, (6) redactar el cuestionario, (7) realizar las entrevistas, (8) analizar estadísticamente los datos y (9) presentar e interpretar los resultados. En este apartado no se detallan cada una de las fases de la MVC, dado que serán explicadas más adelante a medida que se presente el caso de estudio.

Además de estimar el valor económico de un determinado bien o servicio ambiental, es común en este tipo de trabajos buscar aquellas variables que explican la disposición al pago de la población encuestada. Para esto hay que tener en cuenta dos aspectos fundamentales: la formulación y la modelización de la pregunta sobre la disposición al pago (DAP).

Existen varias opciones para que los encuestados declaren su disposición a pagar (Pearce y Özdemiroglu 2002). Una de ellas es preguntar directamente al encuestado por su DAP, lo que se conoce como "formato abierto". En cambio, si el entrevistador adelanta un valor guía para que el encuestado declare si está o no dispuesto a pagar, se trata de un "formato binario". La combinación de estos dos formatos da lugar a un "formato mixto", que ha sido el utilizado en este trabajo: en primer lugar el individuo debe contestar si está dispuesto o no a sufragar para conseguir un determinado objetivo ambiental (BDAP, formato binario); en segunda instancia, se pregunta su disposición máxima a pagar (TDAP, formato abierto). Una vez estudiadas estas respuestas se puede plantear la modelización econométrica de cada una de ellas: modelos de regresión logística para la pregunta binaria y modelos de regresión multivariante para la pregunta de formato abierto. Para posibilitar la estimación de estos modelos, los cuestionarios diseñados para el MVC contenían, además de preguntas sobre la DAP, otra serie de cuestiones sobre variables psicográficas y socioeconómicas.

La regresión logística es un modelo de elección discreta cuya variable dependiente es binaria, por lo que también recibe el nombre de modelo logit binario. El modelo estima la probabilidad de que un individuo conteste que sí está dispuesto a pagar, P_¡(BDAP), en función de sus características socioeconómicas, X_i (Long y Freese 2006):

La modelización de TDAP se realiza a partir de un modelo de regresión multivariante con especificación tobit censurado en cero, puesto que carece de lógica que los valores de DAP tengan un valor inferior a cero. Con estos modelos se obtiene la función de demanda del mercado simulado mediante el MVC. Utilizando una terminología similar a la ecuación 1, el modelo tobit de TDAP viene dado por la siguiente expresión (Amemiya 1982):

Dado que el objetivo de este trabajo no es el de presentar de una manera exhaustiva las características del MVC, se remite al lector interesado en profundizar sobre los fundamentos propios de esta metodología a los trabajos de Mitchell y Carson (1989) y Pearce (2006). Respecto a antecedentes de la aplicación del MVC a ecosistemas marinos y costeros, el punto de partida lo constituye el trabajo de Arrow et al. (1993), quienes aplicaron el MVC para la estimación de la pérdida de los valores de no uso como consecuencia del accidente del petrolero Exxon Valdez. Otros trabajos que han empleado este método para valorar los servicios ambientales de los ecosistemas marinos y costeros, así como las medidas de gestión emprendidas en ellos, son los de Giraud et al. (2002), Polomé et al. 2005, Alban et al. (2008), Beaumont et al. (2008), Jones et al. (2008), Remoundou et al. (2009), entre otros. Por último, cabe destacar que las guías redactadas para la evaluación de inversiones públicas aconsejan el uso de este método para la estimación de los beneficios de no mercado en los proyectos de restauración ambiental (OECD 2006, EC 2008).

CASAO DE ESTUDIO

La laguna costera del Mar Menor: Diagnóstico y programa de medidas

El Mar Menor es una de las lagunas litorales más grandes de la Europa mediterránea y está situada en el sureste de España (fig. 1). Tiene una superficie aproximada de 135 km² y una profundidad media de 2.5 m, siendo la máxima de 6 m. Se trata de una laguna hipersalina cuya salinidad oscila entre los 42 y 47, y presenta una temperatura media de 12 °C en invierno y 30 °C en verano. El Mar Menor está separado del Mar Mediterráneo por una barra arenosa de 20 km de longitud y entre 100 y 900 m de anchura, conocida como La Manga del Mar Menor. Esta laguna se encuentra conectada con el Mar Mediterráneo a través de varios canales naturales, algunos de los cuales han sido ensanchados para facilitar el trasiego de barcos entre el Mar Mediterráneo y el Mar Menor (Pérez–Ruzafa et al. 2008).

Las características de alta salinidad y temperatura del Mar Menor, así como la variedad de humedales presentes en su entorno, le dan un valor especial desde el punto de vista ecológico, pues contiene un número importante de especies de flora y fauna autóctonas adaptadas a sus condiciones ambientales (Martínez–Fernández et al. 2007).

En relación a la flora, cabe destacar la presencia de especies halófilas como Sarcocornia fruticosa, Inula crithmoides, Limonium angustibracteautum y Halimione portulacoides. En áreas de dunas se han descrito poblaciones de Ammophile arenaria ssp. arundinacea, Lutus creticus ssp. salzmanii, Medicago marina, Eryngium maritimum y Pancratium maritimum, entre otras. Los fondos fangosos de la laguna se han caracterizado por la presencia de praderas de Cymodocea nodosa, Zostera marina y Zostera noltii, si bien en la actualidad se encuentran desplazadas por especies invasoras procedentes del Mediterráneo, principalmente Caulerpa prolifera (Pérez–Ruzafa y Marcos 2008).

En cuanto a la fauna, en el Mar Menor y sus humedales periféricos se han citado más de 200 especies de aves, 20 de las cuales ahí encuentran su lugar de reproducción, tales como Recurvirostra avosetta, Himantopus himantopus, Charadrius alexandrinus y Sterna albifrons. Esta zona también sustenta el 1% de las poblaciones mediterráneas de Phoenicopterus roseus, Gelochelidon nilotica y Sterna albifrons. La ictiofauna del Mar Menor es característica por la presencia de Aphanius iberus, endémica del sureste español, y otras especies de interés pesquero como Anguilla anguilla, Mugil cephalus, Sparus auratus y Lithognathus mormyrus (García–Rodríguez et al. 2009).

La diversidad de hábitats y las especies existentes en la laguna del Mar Menor y su entorno están protegidas a nivel nacional, europeo e internacional. El Mar Menor y sus humedales periféricos, con un total de 15,000 ha, han estado incluidos en la Lista Ramsar de Humedales desde el año 1994 (Morillo y Gómez–Campo 2000), y son Zona de Especial Protección de Importancia para el Mediterráneo. Otras figuras de protección con las que cuenta son las de Zona de Especial Protección para Aves y Lugar de Importancia Comunitaria (Lloret et al. 2008).

A pesar de su importancia ambiental, el Mar Menor está amenazado por los impactos generados por las actividades humanas que se desarrollan en el territorio que lo rodea. Son tres las actividades que ejercen una mayor presión sobre el medio de esta laguna costera: la agricultura, el turismo y la minería (Conesa y Jiménez–Cárceles 2007). Si bien las actividades mineras desarrolladas en las sierras del Campo de Cartagena cesaron hace años, las ramblas que drenan el Campo de Cartagena han transportado hasta la laguna metales pesados, cuya presencia se ha detectado en los sedimentos y la biota de la laguna del Mar Menor (Benedicto et al. 2008). Por su parte, los agroquímicos utilizados en las 45,000 ha de agricultura intensiva del Campo de Cartagena (Martínez–Carrasco et al. 2009) han contaminado los acuíferos de la zona, que alcanzan concentraciones de nitratos entre los 200 y 300 mg L^–1, superando con creces los 50 mg L^–1 establecidos en la normativa. Se ha estimado que estos acuíferos, conectados al Mar Menor, aportan un flujo subterráneo de aguas contaminadas de 5 Hm³ año^–1 (CHS 2008). También, las ramblas que desembocan en la laguna transportan aguas cargadas de nutrientes. De hecho, la principal entrada de nitratos y fosfatos a la laguna es a través de la Rambla del Albujón, cuyo caudal procede de los retornos de riego de la agricultura situada en la cuenca de drenaje del Mar Menor y de los efluentes de las desalobradoras utilizadas en el Campo de Cartagena para el tratamiento de aguas subterráneas para su posterior aplicación a regadío (Velasco et al. 2006). Por todo esto, el área del Campo de Cartagena ha sido declarada como zona vulnerable a la contaminación por nitratos, bajo los criterios establecidos en la Directiva 91/676/EEC. Por otro lado, el área del Mar Menor es uno de los destinos turísticos de mayor afluencia de visitantes del sureste español, que recibe una media de 200,000 turistas cada año. El incremento poblacional en los meses de verano ha provocado episodios de vertidos incontrolados, dados los deficientes sistemas de captación y depuración de aguas residuales de los municipios ribereños. Esto ha propiciado la declaración de esta laguna como zona sensible a los vertidos de aguas residuales urbanas de acuerdo con la Directiva 91/721/EEC.

El aumento en las concentraciones de nutrientes, que ha ocasionado la eutrofización de la laguna, junto con la apertura de canales artificiales, ha favorecido la invasión y propagación masiva de medusas (Rhyzostoma pulmo y Cotylorhiza tuberculata) y otras especies procedentes del Mar Mediterráneo. Esto ha llevado consigo el descenso de la pesca de especies típicas de la laguna (Mugil cephalus y Sparus auratus). Asimismo, la infestación de medusas, así como los vertidos de aguas residuales que han originado cierres temporales de playas, han afectado a la imagen turística de la zona (Conesa y Jiménez–Cárceles 2007).

La evaluación del estado ecológico del Mar Menor, una de las etapas iniciales de la implementación de la DMA y la DMEM, se ha llevado a cabo por el principal organismo gestor de las aguas de la laguna costera, la Confederación Hidrográfica del Segura (CHS). En dicha evaluación, la CHS (2008) ha utilizado indicadores fisicoquímicos, siguiendo la metodología propuesta por Bald et al. (2005), y biológicos (composición, abundancia y/o biomasa de fitoplancton, invertebrados bentónicos y macroalgas), como propone Orfanidis et al. (2001). A partir de estos indicadores, el estado de un ecosistema acuático se determina en una escala cualitativa de cinco categorías: muy bueno, bueno, moderado, deficiente y malo. Así, la CHS ha definido el estado ecológico del Mar Menor como "inferior a bueno con tendencia a empeorar", por lo que ha propuesto una serie de medidas para hacer frente al deterioro de la laguna. Las medidas propuestas, que están recogidas en el informe titulado Esquema de Temas Importantes de la CHS (Grindlay et al. 2011), se centran en la reducción de la contaminación difusa procedente de la agricultura del Campo de Cartagena, y en la mejora en el tratamiento de las aguas residuales procedentes de los municipios ribereños del Mar Menor y posterior evacuación de las aguas depuradas al Mar Mediterráneo. La tabla 1 resume las medidas, clasificadas como medidas básicas y adicionales, que se van a implementar para mejorar la calidad de las aguas del Mar Menor. Las medidas básicas son aquellas que se han de realizar por imposición normativa. El establecimiento de medidas adicionales responde a que la sola aplicación de medidas básicas no conseguiría una reducción suficiente de nutrientes que permitiera la recuperación del Mar Menor, que seguiría deteriorándose hasta un estado moderado en lugar de alcanzar la categoría de buen estado. La reducción de las entradas de nutrientes mitigará los efectos de la eutrofización en el ecosistema lagunar (García–Pintado et al. 2007). Tras la corrección de esta perturbación antrópica, el Mar Menor alcanzaría, a mediano o largo plazo, el objetivo del buen estado establecido en la DMA y la DMEM (CHS 2008).

Diseño de la encuesta

La encuesta diseñada para la simulación del mercado hipotético de mejora del Mar Menor, además de las cuestiones propias de la valoración económica, cuenta con otra serie de bloques de preguntas que recopilan información necesaria para la estimación de los modelos econométricos a los que se hizo referencia en el apartado de metodología. El cuestionario está estructurado de la siguiente manera:

• Bloque I. Opinión sobre problemas ambientales.

• Bloque II. Conocimiento de la laguna del Mar Menor.

• Bloque III. Valoración económica de la mejora ambiental del Mar Menor.

• Bloque IV. Valoración del compromiso ecológico.

• Bloque V. Información socioeconómica.

Los bloques I y II definen el contexto de la valoración económica, es decir, sirven para familiarizar al encuestado con el bien que se pretende valorar. El bloque I contiene dos cuestiones con varios ítems, la primera sobre problemas ambientales en general (contaminación acústica, degradación de espacios naturales, etc.) y la segunda sobre problemas relacionados con el agua (vertidos, pérdida de humedales, etc.). El bloque II consiste de once cuestiones, cuyo fin es determinar el conocimiento de los encuestados sobre el estado de conservación actual del Mar Menor y de las medidas propuestas para su mejora.

El bloque III contiene un total de siete preguntas relativas al ejercicio de valoración contingente, que estima la DAP de dos escenarios distintos de mejora del Mar Menor, a partir de las medidas proyectadas. El primer escenario consiste en la aplicación de las medidas básicas para mitigar la tendencia a empeorar de la laguna y conseguir que en el largo plazo el estado ecológico de la laguna sea, al menos, moderado (escenario "moderado"). El segundo escenario incluye la aplicación conjunta de las medidas básicas y las medidas adicionales establecidas por la CHS. En este caso, el Mar Menor evolucionaría, también en el largo plazo, hacia un buen estado ecológico (escenario "bueno"). En el cuestionario se incluyó una pregunta binaria (BDAP) en la que los encuestados deberían contestar si estarían dispuestos o no a contribuir económicamente por la mejora del estado ecológico del Mar Menor. La cantidad declarada se repartiría a lo largo del año en el recibo del agua como una tasa adicional. Si la respuesta era afirmativa, el encuestado debería declarar, en primer lugar, su disposición máxima a pagar por el escenario "moderado" (TDAP–M) y, en segundo lugar, por el escenario "bueno" (TDAP–B). De este modo, calculando la diferencia entre la DAP de ambos escenarios, se puede conocer de manera aislada la DAP por la implementación de medidas adicionales y, por tanto, cuantificar los beneficios ambientales obtenidos de las mismas. Además, durante la encuesta se aportó a los individuos un folleto informativo sobre las características de ambos escenarios con el fin de definir completamente el ejercicio de valoración (Blomquist y Whitehead 1998).

Por último, los bloques IV y V se han incluido para determinar el perfil de los encuestados, el cual viene definido por las siguientes variables: nivel de compromiso ecológico, sexo, edad, renta, nivel de estudios, situación laboral, localidad de domicilio habitual, posesión de segunda residencia, pertenencia a grupos ecologistas y tipo de vínculo con la laguna.

La encuesta se realizó mediante entrevistas personales durante abril de 2010, siendo la población objetivo los 1,140,887 ciudadanos de la Región de Murcia mayores de 18 años (INE 2010). Se eligió esta población objetivo por su proximidad geográfica y vínculo con el Mar Menor, si bien se trata de una elección conservadora dado que los usuarios potenciales de la laguna no se reducen únicamente al límite geográfico establecido. Se realizó un muestreo aleatorio simple estratificado por comarcas de la Región de Murcia, generando una muestra para cada comarca mediante un proceso de selección aleatorio. El tamaño muestral de 344 encuestas arroja, para un nivel de confianza de 95.5%, un error de estimación de 5.39% en el caso de proporciones intermedias y de 3.23% en el caso de proporciones extremas (Weisberg 2005).

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Análisis de la disposición al pago

La composición del mercado simulado mediante el MVC se realiza a partir de las respuestas a la pregunta de la BDAP. En primer lugar, se deben eliminar de la muestra las respuestas protesta, que se dan cuando un encuestado responde que no está dispuesto a pagar, aunque esté de acuerdo con la mejora del estado ecológico del Mar Menor. De lo contrario, se estarían incluyendo valores cero que, en realidad, no lo son (Bateman y Langford 1997). Se consideraron como respuestas protesta a individuos que opinan que la mejora de lagunas costeras "es competencia de las administraciones públicas" o que no es apropiada una tasa adicional en el recibo del agua. Finalmente, se consideraron 196 individuos como integrantes del mercado hipotético, de los cuales 83.7% tuvieron una BDAP positiva. El error de estimación para 196 individuos es de 7.14% en el caso de proporciones intermedias y de 4.29% en el caso de proporciones extremas. La tabla 2 muestra la estadística descriptiva de la TDAP para cada escenario y en la figura 2 se representa la función de densidad de cada uno mediante un kernel gaussiano. Dicho kernel permite estudiar y comparar la distribución de ambas TDAP: ambas tienen la distribución esperada, con una acumulación de valores en cero (correspondiente a los ceros reales) y la clásica asimetría dada por los individuos con una DAP elevada (Carson 2000). Por otro lado, ambas distribuciones tienen un perfil similar, diferenciándose en el rango (más amplio en el caso del escenario "bueno"), lo cual constituye una prueba de validez del ejercicio.

La TDAP en el escenario "bueno" (TDAP–B) fue de 35.34 euros por año, siendo menor el obtenido para el escenario "moderado" (TDAP–M). Ambas TDAP presentaron una correlación positiva y significativa (coeficiente de Pearson = 0.928; P < 0.000). Estos resultados entran dentro de lo esperado dado que para obtener una mayor mejora del Mar Menor es necesaria la aplicación de medidas adicionales y, por tanto, una mayor contribución económica. De hecho, el 82.9% de los encuestados declararon que estarían dispuestos a pagar más por la implementación de medidas adicionales. Esto indica que los escenarios de valoración propuestos han sido entendidos por los encuestados, lo que da validez y consistencia a los resultados mostrados. Los valores estimados son similares a los obtenidos en otros ejercicios de valoración económica de espacios naturales de la Región de Murcia, los cuales oscilan entre 21.5 y 31.5 euros por año (Esteve et al. 2011).

Beneficios ambientales del programa de medidas

A partir de los valores de TDAP estimados en el anterior epígrafe, se estimó el valor económico total de la laguna con el fin de tener un indicador del bienestar que genera la recuperación ambiental del Mar Menor hasta su buen estado ecológico. Para ello, se multiplicó el valor de TDAP–B por la población objetivo, obteniendo un valor económico total de 45,179,125 euros por año para el escenario de mejora ambiental más optimista.

Por otro lado, la TDAP por la implementación de medidas adicionales es igual a la diferencia entre TDAP–B y TDAP–M, lo que dio como resultado 15.23 euros por año. A partir de este valor, para conocer los beneficios ambientales generados por el conjunto de medidas adicionales fue necesario extrapolar el incremento calculado al conjunto de la población objetivo, lo que resultó en 17,357,709 euros por año.

Los beneficios ambientales de uso se obtuvieron multiplicando la ΔTDAP de uso por la población de usuarios (81.12% de la población objetivo), lo que da un total de 7,727,820 euros por año. Los beneficios de no uso se obtuvieron multiplicando la ÀTDAP de no uso por la población objetivo total, dado que los valores de no uso están presentes también en individuos que, aun no siendo usuarios del elemento valorado, le otorgan un valor de existencia. Por tanto, el incremento en el valor de no uso resultante de la aplicación de medidas adicionales sería de 9,651,904 euros por año.

Modelización de la disposición al pago

Para explicar los motivos por los que un individuo tiene una BDAP positiva, así como el monto de la misma (TDAP), se utilizaron el modelo logit binario y el modelo de regresión multivariante con especificación tobit. El programa econométrico utilizado para la modelización de la DAP fue el GRETL 1.9, software libre y de código abierto (Cottrell y Lucchetti 2011).

La estimación de ambos modelos se realizó introduciendo distintas combinaciones de variables no multicolineales de la encuesta, hasta identificar aquel conjunto significativo que da a los modelos una mayor capacidad predictiva. La tabla 4 muestra la estadística descriptiva de las variables que resultaron significativas, siendo éstas las siguientes:

• UNIV. Variable binaria que toma el valor 1 si el individuo tiene o está cursando estudios universitarios.

• EMPL. Variable binaria que toma el valor 1 si el individuo tiene trabajo.

]]> • LINK. Variable binaria que toma el valor 1 si el individuo cumple al menos una de las siguientes características relacionadas con su vínculo con la laguna: el individuo es habitante de algún municipio ribereño de la laguna y/o tiene una segunda residencia en la zona y/o desarrolla una actividad económica en la zona.

• USER. Variable binaria que toma el valor 1 si el individuo ha utilizado la laguna del Mar Menor al menos una vez en los últimos dos años.

• ICA. Índice que mide el compromiso ecológico afectivo del individuo. Se calcula a partir de las respuestas dadas a una serie de ítems del cuestionario (Maloney et al. 1975), mediante una escala de Likert con puntuación del 1 al 5 (mínimo = 1, máximo = 5). (Por ejemplo, "Me enfurece pensar que las Administraciones Públicas no hacen nada para ayudar a controlar la degradación del Mar Menor".)

• ICV. Índice que mide el compromiso ecológico verbal del individuo. Se calcula a partir de las respuestas dadas a una serie de ítems del cuestionario, mediante una escala de Likert con puntuación del 1 al 5 (mínimo = 1, máximo = 5). (Por ejemplo, "Dejaría de comprar productos de empresas que contaminan las aguas continentales o costeras, aunque fuese un inconveniente para mi".)

• INCO. Variable continua que mide la renta mensual familiar del individuo.

La disposición a pagar binaria se modelizó mediante un modelo logit multivariante (tabla 5). El elevado porcentaje de clasificación correcta indica un buen ajuste del modelo, que distingue de una manera bastante exacta entre los individuos que están dispuestos a pagar por la mejora de la calidad del agua del Mar Menor de los que no, con base en sus características socioeconómicas.

Dado el signo positivo de las variables del modelo, todas ellas incrementan la probabilidad de que un individuo esté dispuesto a pagar. Considerando la naturaleza no lineal del modelo, se calculó la pendiente de cada variable en el punto medio muestral, que indica la contribución de cada variable a la probabilidad de BDAP positiva. Por ejemplo, por cada punto del índice de compromiso afectivo (ICA), la probabilidad de una respuesta afirmativa aumentaría un 4.8%, o un 16.7% si es usuario (USER). Los poderes públicos pueden incidir sobre estos aspectos para mejorar la aceptación social de las iniciativas emprendidas para la mejora del Mar Menor, mediante el fomento de visitas al espacio y campañas de sensibilización ambiental.

Por otro lado, la modelización del monto de la TDAP se realizó mediante la estimación de la función de demanda de las mejoras ambientales (tabla 6). Los valores de pseudo–R² obtenidos para cada uno de los dos escenarios indican que ambos presentan un buen ajuste dada la naturaleza del modelo (Greene 1997) y son congruentes con la teoría económica al mostrar los signos esperados. Al ser un modelo lineal, éste permite interpretar directamente los coeficientes de las variables explicativas: en el escenario "moderado", cada punto en el índice de compromiso verbal (ICV) se correspondería con un aumento de DAP de 3.05 euros por año; por cada 1000 euros al mes de renta familiar, la TDAP–M aumentaría en 3 euros por año; aquel individuo que tuviera algún vínculo con el Mar Menor estaría dispuesto a pagar aproximadamente 11 euros por año más que aquel que no lo tuviera y los individuos con empleo estarían dispuestos a pagar 14.7 euros por año. Como era de esperarse, los signos de los coeficientes coinciden en ambos escenarios; sin embargo, los coeficientes son mayores en el escenario "bueno", lo que demuestra que las funciones de demanda estimadas cumplen la condición expresada anteriormente: las estimaciones de la TDAP incorporan el efecto de implementar medidas adicionales.

CONCLUSIONES

A partir de los valores unitarios de la disposición al pago, se ha calculado el incremento del valor económico total de la laguna del Mar Menor para toda la población. Este incremento, entendido como los beneficios ambientales generados por la actuación, se ha estimado en 17.4 millones de euros, de los cuales 7.7 se corresponden con el incremento en el valor de uso y 9.7 con el valor de no uso. Estos beneficios ambientales deben incluirse en el análisis coste–beneficio que debe preceder, según se desprende de las directivas comunitarias, a la aprobación del programa de medidas diseñado para conseguir el buen estado ecológico de una masa de agua (Almansa y Martínez–Paz 2011). De esta manera, si su rentabilidad socioeconómica es superior al umbral establecido, estaría justificada su ejecución respecto a otras medidas de gasto público en un escenario de restricción presupuestaria como la actual.

Por último, también se han analizado que características socioeconómicas tienen los individuos que apoyan los planes de medidas propuestos, indicando su disposición a contribuir económicamente. Así, nivel de estudios, trabajo, vínculo con el espacio, uso del espacio y tener una elevada conciencia ambiental favorecen dicha disposición. Por otra parte, se han estudiado las variables que inciden en la cantidad total declarada, resultando significativos el vínculo con el espacio, el hecho de tener trabajo, el nivel de renta y el compromiso ecológico verbal. Dadas estas condiciones, las administraciones públicas deberían incidir en campañas de concienciación ambiental (que incrementen los índices de compromiso ecológico) y de divulgación de los valores naturales que aún conserva el espacio, con el fin de incrementar el apoyo social al programa de medidas propuesto y las partidas presupuestarias destinadas al mismo.

AGRADECIMIENTOS

Este trabajo fue financiado parcialmente por la Consejería de Agricultura y Agua de la Región de Murcia (Contrato 70/ 90). El primer autor agradece la beca predoctoral concedida por la Fundación Séneca (España).

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NOTAS

*English translation by Christine Harris.

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