Las áreas naturales prioritarias de conservación lo son en función de su importancia en la protección de biodiversidad, la oferta de servicios ambientales, su importancia cultural, su valor paisajístico y recreativo, entre otras. Hay una relación directa entre el uso del suelo y la provisión de los bienes y servicios mencionados anteriormente. Los usos del suelo a su vez generan externalidades y por lo tanto el espacio de acción individual se amplía al colectivo. En el caso de las áreas naturales, cada vez que se hace un aprovechamiento del territorio a través de actividades productivas se pueden generar externalidades negativas, mientras que al conservar el territorio en su estado natural se proveen beneficios a otros, pero que no capitaliza completamente el tenedor de la tierra.

En general, cualquier estrategia de conservación debe ser diseñada a partir de la evidencia científica y consultando la factibilidad política y económica (Parkhurst et al., 2002). Las condiciones biofísicas y materiales, los atributos de la comunidad y las reglas que gobiernan las relaciones entre individuos, afectan los tipos de acciones que estos pueden llevar a cabo, así como la relación costo-beneficio de dichas acciones y sus resultados probables (Ostrom, 2005). La conservación, es pues, un problema que requiere la participación de diversas áreas del conocimiento, en particular de la interacción entre las ciencias naturales con las ciencias políticas, lo que hasta ahora ha sido un diálogo de sordos (Agrawal y Ostrom, 2006).

En términos económicos, la selección de las áreas a conservar y el instrumento utilizado debe consultar la eficiencia, esto es, proteger los hábitats que proveen el mayor beneficio ambiental al menor costo de oportunidad (Michael, 2003). Sin embargo, debe tenerse en cuenta que a pesar del avance científico hay una gran incertidumbre sobre la magnitud de los servicios ambientales, en particular porque los sistemas ecológicos no son lineales y si propensos a cambios discretos que alteren de manera fundamental su funcionamiento y los servicios que éste presta (Arrow et al., 2000).

En este escrito se hace una revisión de la literatura, con el objetivo de discutir los diversos instrumentos económicos utilizados y/o planteados por la teoría para incentivar la protección de áreas naturales, a la luz del conocimiento científico sobre los ecosistemas y sus servicios, y los aportes de la economía para el manejo de recursos y diseño de incentivos.

La regulación directa consiste en la declaración normativa que hacen las autoridades sobre los usos del suelo permitidos en cada zona. Desde el punto de vista de la conservación, esto es, restringir los posibles usos del suelo o imponerle al propietario los usos que la autoridad considera compatibles con el objetivo ambiental perseguido. Una de las ventajas de esta aproximación es que bajo condiciones de información imperfecta, en particular cuando no se conoce la ubicación de la función de costos de mitigación del daño ambiental, la autoridad puede alcanzar más fácilmente el objetivo ambiental1 (Perman et al., 2003), que en este caso es la conservación de las zonas de mayor valor ecológico y del área establecida.

Por ejemplo, si se paga una suma fija por hectárea de bosque preservado, los propietarios con el mayor costo marginal de conservación conservarán una menor área forestal, mientras que los de menor costo marginal conservarán más, lo que es más barato que requerir que todos los propietarios conserven la misma área (Engel et al., 2008). El punto es que si no se conoce con certeza el costo marginal agregado de conservación, entonces un impuesto o un subsidio producirán un área de conservación mayor al escenario sin el incentivo, pero no necesariamente el área que la ciencia considera apropiada para que el programa de conservación sea efectivo (Ej. Un área insuficiente que garantice el aumento de la población de una especie amenazada).

Además, para la conservación es importante tanto el área a proteger como su configuración. Si una zona contigua de gran tamaño es preferible a muchas pequeñas inconexas, entonces hay que complementar el incentivo con otros mecanismos para lograr la contigüidad de las áreas (Parkhurst et al., 2002), haciendo más complejo el incentivo y favoreciendo el uso de los instrumentos de comando y control.

La regulación directa es fuertemente criticada pues se considera económicamente ineficiente, lo que en el contexto de la conservación significa que no se maximiza la diferencia entre los beneficios ambientales y el costo de oportunidad de la protección (Michael, 2003). Adicionalmente, en muchos casos la regulación no es efectiva debido al bajo cumplimiento de la norma, lo que puede obedecer a un monitoreo deficiente, facilitando el reporte de información falsa sobre las actividades de conservación cuando estas no son visibles para la autoridad ambiental. La no credibilidad en las sanciones contempladas en la ley también mina la efectividad. Hay que resaltar que estas situaciones se hacen más patentes cuando el tenedor de la tierra no está de acuerdo con lo norma y/o con los objetivos que esta persigue.

Otra de las modalidades de conservación utilizadas ampliamente es la compra de predios. Bajo este esquema la autoridad ambiental, los gobiernos nacionales o locales y/o las asociaciones de individuos adquieren la propiedad absoluta sobre uno o más predios. Una de las ventajas que se mencionan es que se pueden adquirir los terrenos definidos por la ciencia como los necesarios para la conservación (Michael, 2003). Sin embargo, la evidencia señala que la definición de áreas protegidas no suele correlacionarse espacialmente con las necesidades de conservación identificadas (Chape et al., 2005). Asimismo, se ha mostrado que la figura de área protegida no necesariamente es efectiva (Lü et al., 2003) pues la institucionalidad que la enmarca no promueve la conservación (Hayes, 2006).

Mientras la regulación directa impone obligaciones o restricciones en el comportamiento de los individuos o las firmas, los instrumentos basados en incentivos económicos están orientados a cambiar las decisiones de los agentes, como resultado de los nuevos precios o información que enfrentan. Los diferentes enfoques en este campo reconocen que la conservación impone un costo al tenedor de la tierra, en términos del ingreso dejado de percibir o el acceso a los recursos (Gjertsen y Niesten, 2010). Un aspecto importante es que estos incentivos operan en situaciones en las que la tierra está en manos de privados, y por lo tanto, no configura un escenario de recursos comunes. En este sentido los arreglos que posibilitan el funcionamiento del instrumento se realizan entre el tenedor de la tierra y otro agente, que pueden ser usuarios de algún servicio o el Estado.

A. Impuestos/subsidios

Como se mencionó en la introducción, los usos del suelo tienden a producir externalidades, bien sea porque ocasionan un daño no intencional a un tercero o porque producen un beneficio del cual no se apropia completamente el tenedor de la tierra. Bajo esta perspectiva, los impuestos y los subsidios son un instrumento que internalizan la externalidad a partir de la incorporación del costo de la externalidad negativa o del beneficio de la positiva.

Es conveniente distinguir dos escenarios. En el primero, la autoridad pretende que el propietario disminuya el nivel de actividad que ocasiona el daño ambiental o que mitigue dicho daño. En el segundo, se busca disuadir al propietario de realizar actividades que ocasionan el daño ambiental. Mientras que en el primer escenario se busca atenuar e incluso revertir un daño ocasionado, en el segundo el objetivo es evitar que se ocasione el daño.

La distinción anterior es importante, pues según sea el caso cambia la naturaleza de la externalidad. Por ejemplo, en un territorio clave para la provisión de un servicio ambiental, como la oferta hídrica o la protección de biodiversidad, hay zonas en las que se llevan a cabo actividades agrícolas y otras que mantienen su estado natural. En las zonas agrícolas se ocasiona una externalidad negativa, bien sea por contaminación de los cuerpos de agua o por la fragmentación del territorio y su impacto en la biodiversidad. En las zonas naturales la externalidad es positiva, pues se producen los servicios ambientales que benefician al propietario y otros agentes, pero por los cuales el propietario no percibe una compensación equivalente.

Así, mientras en el primer caso los impuestos son una opción políticamente viable y reflejan el principio de que quien contamina paga, en el segundo no lo son. La viabilidad política depende, en este caso, de la distribución de beneficios y costos de cada instrumento. En la práctica, priman los subsidios y los beneficios tributarios por conservación y en consecuencia el costo del incentivo recae sobre el contribuyente (Boyd et al., 1999). Esto tiene efectos potencialmente nocivos, pues a través de un efecto ingreso positivo se incentiva la escala de la actividad perjudicial. Wu (2000) muestra además que cuando el subsidio está orientado a retirar tierra de actividades agrícolas, se incentiva el ingreso de otras tierras que antes no estaban dedicadas a la agricultura, y por lo tanto, el área neta de conservación es inferior a la esperada.

Una de las razones esgrimidas frecuentemente a favor de los mecanismos basados en incentivos es su eficiencia. Esta preferencia se deriva de los resultados de la economía ambiental, donde se demuestra que un mismo nivel de contaminación o mitigación que se alcanza con la regulación, puede generarse a través de incentivos a un menor costo económico. No obstante, dicha afirmación no sobrevive en contextos de información asimétrica, donde las circunstancias específicas definen cual es el mecanismo más eficiente (Arriagada y Perrings, 2009). Así mismo, este resultado es siempre válido cuando el origen geográfico del daño ambiental no es importante, más no cuando la localización espacial de la fuente de daño ambiental es relevante. En este caso la autoridad debe fijar una tarifa para cada fuente de daño ambiental, y por lo tanto, se requiere el mismo nivel de información que en el diseño de un mecanismo de comando y control (Perman et al., 2003). Así, la heterogeneidad en términos del valor ecológico, que caracteriza a las áreas dentro de una zona de conservación, requiere tarifas diferenciales para que el instrumento sea eficiente².

En cuanto a la efectividad del instrumento, hay que decir que el área conservada no se conoce con certeza sino hasta después de poner en marcha el mecanismo, debido a la dificultad de predecir con precisión la respuesta agregada de los propietarios al impuesto o subsidio. Feng et al. (2003) muestran que en el caso del CRP, Conservation Reserve Program, de Estados Unidos no es evidente que el mecanismo de incentivos haya producido mejores resultados que los instrumentos de comando y control. Por su parte, Arriagada y Perrings (2009) señalan que pocos esquemas PSA, pagos por servicios ambientales, producen beneficios adicionales, es decir, no alcanzan el objetivo ambiental, y enfatizan que esto depende, al igual que con otros incentivos, del diseño y la respuesta de los agentes al incentivo.

B. Permisos comercializables de desarrollo

Los permisos comercializables de desarrollo restringen el área sobre la cual el propietario puede decidir autónomamente el uso del suelo y se aplican en particular para disminuir la presión que ejerce la urbanización sobre zonas agrícolas o de conservación (Walls y McConell, 2007; Karanja y Rama, 2011). La autoridad fija el porcentaje del área que puede ser desarrollada y reparte los correspondientes permisos. De esta forma, los propietarios que enfrentan un mayor costo marginal de conservación estarán dispuestos a pagar precios altos por los permisos y los de menor costo precios más bajos. Aquellos para quienes el precio al que pueden vender los permisos es superior al costo de oportunidad de conservación, venderán. Se preservan entonces las áreas de menor costo marginal de conservación, de tal manera que cumple la meta de protección al menor costo económico. Este esquema requiere un número amplio de vendedores y compradores, y la creación de este nuevo mercado agrega un grado de complejidad que no tienen otros instrumentos (Messer, 2007).

Al igual que con otros instrumentos, el diseño se complica a medida que aumenta la heterogeneidad de las áreas en la zona de conservación. En este caso debe definirse equivalencia entre áreas de diverso valor ecológico. Chomitz et al. (2004) sugieren que puede haber un trade-off entre el grado de clasificación de los hábitats y el costo de oportunidad de la conservación. Clasificaciones gruesas de hábitats significan una mayor sustituibilidad, pero pueden resultar en menor representación de la biodiversidad. Adicionalmente, la configuración del territorio en conservación que emerja después de poner en marcha el instrumento, no se conoce con certeza ex – ante (Drechsler y Watzold, 2009), y por lo tanto existe el riesgo que no cumpla el perfil ecológico ideal (Fox y Nino-Murcia, 2005)

Este instrumento ha sido usado ampliamente en Estados Unidos, a pequeña escala, para la conservación de áreas agrícolas y naturales (Chomitz et al., 2004), aunque con éxito limitado (Walls y McConell, 2004); mientras que para la conservación de biodiversidad su aplicación ha sido poca (Drechsler y Watzold, 2009).

C. Pago por servicios ambientales

Naidoo et al. (2008) señalan que a nivel global, sólo en unos pocos lugares, puede alcanzarse el objetivo simultáneo de conservación de la biodiversidad y almacenamiento de carbono. En la misma línea, Nelson et al. (2008) encuentran que para la cuenca Willamette en Oregon (Estados Unidos), las políticas de cambio en el uso del suelo orientadas a aumentar el secuestro de carbono, en la mayoría de los casos, no aumentan la conservación de especies e incluso las disminuye. Chisholm (2010) encuentra que las políticas que promueven el secuestro de carbono, para mitigar el cambio climático, pueden reducir la oferta hídrica y la biodiversidad. Estos trade-offs muestran que el diseño de mecanismos orientados a mejorar la oferta de un servicio ambiental, como sucede con el enfoque convencional de los PSA, tienen el riesgo de disminuir la oferta de otros servicios.

Es importante tener en cuenta que los servicios ambientales son un intangible que se derivan de un ente físico como son los ecosistemas. En este sentido, los atributos que definen estos servicios no son necesariamente los mismos que los del ecosistema que los provee. Para ejemplificar, definamos un bosque como una colección de árboles, este bosque ofrece madera útil para diversas actividades humanas y presta el servicio de secuestro de carbono. El bosque como proveedor del recurso natural madera, puede caracterizarse como un bien privado o de uso común, dependiendo de si hay o no un arreglo institucional que permita la exclusión⁶. Por el contrario, el bosque como proveedor del servicio ambiental secuestro de carbono, tiene características de bien público, pues los beneficios de cada unidad de carbono secuestrada son disfrutados conjuntamente por muchas personas que son difíciles de excluir. Así, aunque el recurso, madera y el servicio ambiental, secuestro de carbono, se derivan del mismo ecosistema, los atributos biofísicos de cada uno de ellos son diferentes, y por lo tanto, afectan los incentivos que enfrentan los individuos que interactúan en el aprovechamiento del recurso y/o el servicio (Ostrom, 2005).

Los atributos que comúnmente se utilizan para caracterizar los servicios ambientales son la rivalidad y la facilidad de excluir a otros del goce del servicio (ver Tabla 1). Además de estos atributos, la incidencia espacial de los servicios tiene que ver con si los beneficios son locales o globales y la dirección en que estos fluyen. Por ejemplo, el secuestro de carbono tiene características de bien público, no rival y no excluyente, es consumido por toda la población y el servicio fluye en todas las direcciones desde el punto en el que fue originado, es omni-direccional. La consecuencia inmediata de lo anterior, es que no se pueden reducir los beneficiarios a un grupo pequeño e identificable al que se le pueda cobrar por percibir dicho beneficio.

La conservación de la biodiversidad también tiene características de bien público. Por un lado, la utilidad que alguien obtiene del no uso de la biodiversidad –ejemplo: valor de existencia– es no rival y no excluyente, y estos beneficios no se restringen al sitio de conservación, sino que son globales y fluyen en cualquier dirección. Por otra parte, el aumento en la biodiversidad contribuye a la estabilidad, resilencia y resistencia del ecosistema que la alberga, favoreciendo sin distinción a los habitantes en el área de influencia del ecosistema.

Los servicios hídricos por su parte son bienes club, cuyos beneficios son mayormente locales y regionales, dependiendo del tamaño de la cuenca. Además, estos servicios fluyen en una dirección determinada, direccional. Por ejemplo, la conservación de bosque en la parte alta de la cuenca, provee servicios de regulación hídrica que benefician a todos los habitantes de la parte baja de la misma. Aquí, a diferencia de los casos anteriores, los beneficiarios del servicio ambiental pueden identificarse plenamente y su exclusión de los beneficios es relativamente fácil, evitando así los incentivos que dan lugar al fenómeno del polizón.

De acuerdo con lo anterior, los esquemas de Pagos por Servicios Ambientales para servicios no excluyentes, son más factibles si son financiados por el gobierno u otras instancias acordes con la escala de los beneficios. Así mismo, los Pagos por Servicios Ambientales para servicios de regulación hídrica y calidad de agua, pueden llevarse a cabo fácilmente a través de la financiación de los usuarios directos, aunque también es factible que se haga por medio de los gobiernos locales o regionales.

Si la financiación la hace el gobierno u otra entidad, en representación de los usuarios finales de los servicios, se configura una situación en la que la relación contractual se da entre el proveedor privado del servicio y el gobierno. Si se adopta la definición de Pago por Servicios Ambientales que propone Wunder (2005), según la cual hay una transacción voluntaria de un servicio ambiental bien definido entre proveedores y compradores, entonces el carácter de voluntario hace que el esquema converja a lo que se conoce como arreglos ambientales voluntarios. Segerson y Miceli (1998) sugieren que el impacto ambiental de estos arreglos puede ser positivo o negativo, en relación al nivel de calidad ambiental que se alcanza bajo esquemas mandatorios. El impacto es negativo si quien ocasiona el daño ambiental tiene un poder de negociación sustancial. Estos arreglos tienen a favor el hecho de que promueven una actitud proactiva y cooperativa de los propietarios, que de acuerdo a Muller (2003) ha sido uno de los factores decisivos en los programas de conservación austriacos.

En cuanto al instrumento, la idea fundamental es persuadir a los propietarios para que hagan un cambio en el uso del suelo, a favor de la conservación, o disuadirlos de la explotación de un área que merece ser protegida. El problema de la conservación se acota a la internalización de una externalidad positiva o negativa a través de un mecanismo de mercado. En este sentido, se da lo que Kosoy y Corbera (2010) denominan el proceso de comodificación⁷ de las funciones de los ecosistemas, permitiendo así la definición de unos derechos de propiedad sobre los servicios intangibles de los ecosistemas, la cual es además necesaria para el intercambio de estos servicios en un mercado (Gómez-Baggethun et al., 2010).

La relación entre la propiedad de la tierra y la justificación del esquema es clave. De acuerdo a Alchian (2008), el derecho de propiedad es la autoridad exclusiva para decidir cómo es usado aquello que se posee. Este atributo está acompañado de otros dos: 1) el derecho exclusivo a los servicios que emanan del bien; y 2) el derecho de delegar, arrendar o vender una porción de los derechos. En esta línea, el propietario de la tierra tiene, por lo tanto, derecho a decidir el uso que le da al suelo y los servicios ambientales que se producirán en el interior de su propiedad y en consecuencia, de la renta que dichos servicios puedan generar.

La lógica de derechos de propiedad ha llevado a algunos a conceptualizar el instrumento Pago por Servicios Ambiental es como una puesta en práctica del teorema de Coase⁸ (Engel et al., 2008; Muradian et al., 2010). Sin embargo, dado nuestro escaso conocimiento sobre el funcionamiento de los ecosistemas, no es fácil establecer el vínculo entre usos alternativos del suelo y la cantidad y calidad de los servicios ambientales ofrecidos (Norgaard, 2010), de tal manera que el objeto de negociación no se conoce adecuadamente por las partes. Es por ello, que en la práctica se paga por unos usos del suelo verificables (Arriagada y Perrings, 2009)⁹.

Los Pagos por Servicios Ambientales también se racionalizan bajo la lógica de subsidios (Engel et al., 2008), si se entienden como un pago para inducir un aumento en las actividades ambientalmente benéficas. Debe recordarse que con los subsidios, a diferencia de los impuestos, se corre el riesgo de permitir un daño ambiental adicional. Alix-Garcia et al. (2010), al evaluar la efectividad del programa mexicano de Pagos por Servicios Ambientales Hidrológiccos, PSAH, encuentran que el esquema promueve la deforestación de bosques antes conservados.

Los programas integrados de desarrollo y conservación, ICDP por sus siglas en inglés, se entienden como las estrategias para el manejo y conservación de recursos naturales que pretenden reconciliarla con los intereses socio-económicos de las comunidades locales, así como los de otros agentes a nivel regional e internacional (Garnett et al., 2007). Este tipo de esquemas es coherente con las nociones de desarrollo sostenible defendidas por Naciones Unidas, donde la conservación y el desarrollo no son objetivos antagónicos, sino complementarios e indivisibles.

Recientemente, Tallis et al. (2008) al examinar el desempeño de los proyectos del Banco Mundial, que persiguen simultáneamente los objetivos ambientales y de reducción de la pobreza, encontraron que tan sólo el 16% de estos logran su cometido, mientras que cerca del 55% alcanza uno de los dos objetivos, y alrededor del 30% ninguno. En este mismo sentido se pronuncian Garnett et al. (2007), quienes además agregan que en los casos de éxito, este tiende a ser frágil y de poca duración.

Pese a lo anterior, no existen acuerdos sobre las condiciones que mejoran el desempeño de estos programas. Y según afirman Agrawal y Redford (2006), los estudios empíricos sobre el tema aportan poco para el diseño de políticas o la reflexión teórica sobre los factores que hacen de la conservación y el combate de la pobreza metas compatibles. Estos autores sugieren que la falla de dichos estudios radica en una interpretación simplista de la pobreza y la biodiversidad, así como de una limitada atención al contexto.

El rápido deterioro ambiental, requiere la comprensión de los instrumentos económicos disponibles para ser implementados en la conservación de áreas naturales y en el mejoramiento de la provisión de servicios ambientales y de biodiversidad. Los alcances y limitaciones de cada instrumento deben ser tenidos en cuenta, no solamente para el diseño de estrategias efectivas de conservación, sino también para la creación de nuevos instrumentos o la combinación de varios existentes, para que enfrenten los desafíos de cada caso particular.

Los instrumentos aquí revisados, son relevantes en aquellos escenarios caracterizados por la tenencia privada de la tierra. En este sentido, hay una relación estrecha entre el uso de la tierra y su efecto ambiental. Los incentivos económicos buscan alinear los usos del suelo que el propietario puede decidir autónomamente con los efectos ambientales perseguidos. Sin embargo, este último aspecto constituye uno de los retos más importantes, debido a la dificultad de establecer unos efectos claros, así como una causalidad definida entre los usos alternativos del suelo y el objetivo ambiental perseguido.