La Evaluación Social Multi-criterio como alternativa para la ...

XI Jornadas de Economía Crítica

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La Evaluación Social Multi-criterio como alternativa para la

evaluación de la política de conservación de la naturaleza

María Ángeles Díez Universidad del País Vasco/Euskal Herriko Unibertsitatea (UPV/EHU)

Iker Etxano Universidad del País Vasco/Euskal Herriko Unibertsitatea (UPV/EHU)

1. Introducción

El contexto que aglutina el diseño de políticas públicas adquiere hoy en día una complejidad

creciente por diferentes motivos. Entre otros, restricciones derivadas de razones

medioambientales han sido incorporadas al ámbito de la decisión de políticas públicas. La

sostenibilidad ha sido asumida al objeto de evitar actuaciones que hayan podido perjudicar el

medio ambiente. En este mismo contexto, la participación pública también se está convirtiendo

en un aspecto de relevancia creciente. Pensamos que, desde una perspectiva democrática

amplia, la sociedad civil debería tener una presencia creciente en las decisiones públicas. De

este modo, métodos de evaluación de políticas públicas que incluyan ambos aspectos

(sostenibilidad y participación) han sido desarrollados durante las últimas décadas junto con la

aplicación de otros métodos que todavía permanecen fundamentalmente inamovibles.

Por otro lado, la conservación de la naturaleza es una de las estrategias que han sido

tradicionalmente adoptadas para preservar el medio ambiente. Las estrategias de conservación

han sido desarrolladas, entre otros, a través de la promoción de los Espacios Naturales

Protegidos (ENP). Estos lugares se caracterizan por contener una serie amplia de atributos,

tales como económicos, sociales y territoriales, además de los ambientales. Todos ellos

deberían ser tenidos en cuenta a fin de llevar a cabo un proceso de evaluación completo.

Asimismo, la superficie protegida ha crecido considerablemente debido al apoyo y promoción

ejercidas en torno a las estrategias de conservación. La implementación de la Red Natura 2000

en la Unión Europea es un buen ejemplo de la relevancia que la conservación de la naturaleza

está adquiriendo hoy en día en todas sus dimensiones.

En cuanto a los contenidos de esta comunicación, en el primer apartado se lleva a cabo una

revisión conceptual del Análisis Coste Beneficio (ACB) en la medida en que ha sido uno de los

principales, sino el principal, métodos de evaluación de la política medioambiental. Ello nos

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conduce a poner en tela de juicio si es un método apropiado para la evaluación de la política de

conservación. En segundo lugar se describen las principales características del Análisis Multi-

criterio (AMC) y se revisa su aplicación a la política de conservación. El tercer apartado explora

la potencialidad de la Evaluación Social Multi-criterio (ESMC), un método particular dentro de la

familia del multi-criterio, para evaluar la próxima implementación de la Red Natura 2000

prevista en la CAPV. Finalmente, las principales ideas son sucintamente recogidas en un último

apartado.

2. Análisis Coste Beneficio: la vía tradicional de valorar la política medioambiental

2.1. Fundamento

La idea que descansa en el ACB es la comparación entre las ganancias (beneficios) y pérdidas

(costes) que un determinado proyecto o política concreta puede producir en la sociedad. Los

costes y beneficios son definidos de acuerdo con la satisfacción de preferencias sociales. De

hecho, los efectos generados por proyecto son valorados en el modo en que los individuos

afectados los valorarían. De este modo, la agregación de las preferencias individuales son

valoradas como preferencias sociales. Sin embargo, tanto costes como beneficios son relativos

en la medida en que están relacionadas con el bienestar individual (utilidad de los individuos).

Tal como se desprende de lo anterior, el ACB encuentra su fundamento en la Economía del

Bienestar. El principio por el que se rige el fundamento teórico del ACB es que los ‘ganadores’

en relación a un determinado proyecto/política hipotéticamente pueden más que compensar a

los ‘perdedores’, pues se obtiene un mayor bienestar conjunto incluso tras la compensación. La

sociedad, por tanto, estará mejor en su conjunto. Esto es conocido como el criterio de

compensación de Kaldor-Hicks, que además es consistente con el óptimo de Pareto. Esto es,

para los ‘perdedores’ la situación inicial es indiferente con respecto a la situación posterior (una

vez ejecutado el proyecto) pues han sido compensados, mientras que para los ‘ganadores’,

siempre que puedan ‘sobre-compensar’, la situación posterior es preferida a la inicial.

En el ámbito de la gestión medioambiental el ACB es un método de evaluación que valora en

términos monetarios los cambios producidos en la calidad medioambiental. Si el cambio

producido por el ser humano (determinado proyecto) implica una mejor calidad

medioambiental, en términos monetarios, será valorado por la Disposición a Pagar (DAP) de

los individuos por ello –esto es, beneficio. Por el contrario, si el proyecto supone un

empeoramiento de la calidad medioambiental lo que debe ser valorado es la Disposición a

Aceptar (DAA) de los individuos –coste. Por tanto, la compensación de los ‘ganadores’ a los

‘perdedores’, en caso de que exista, es valorada en términos monetarios.

El ACB ha sido diseñado para contrastar si los beneficios derivados de un determinado

proyecto superan sus costes, y en caso de que así sea el proyecto se pondrá en marcha. En

concreto, los beneficios y costes derivados del mismo a lo largo de la vida del proyecto son

considerados como Valor Presente Neto (VPN). Es decir, tanto los efectos positivos como

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negativos que un determinado proyecto genera a lo largo del tiempo (en el futuro) han de ser

considerados en el presente, cuando se ha de tomar la decisión. La regla de decisión, por

tanto, es un VPN positivo tal como refleja la Ecuación 1:

0)1(

)(1 ft

T

ttt

r

CBVPN

+

−=∑= (1)

donde Bt y Ct son los beneficios y costes respectivamente en el año t y r es la tasa de

descuento.

Si el VPN es negativo el proyecto no se pondrá en marcha; debería de ser positivo para que el

proyecto sea aceptado. Cuando un solo proyecto es valorado los gestores públicos deben

decidir si aceptan o rechazan el proyecto en función del VPN. En estos casos la intensidad

monetaria (característica cardinal) es el criterio seguido para tal decisión. Pero cuando

diferentes alternativas son valoradas (todas ellas con VPN > 0) la decisión corresponderá a

aquella alternativa que mayor VPN tenga, y por tanto se podrá llevar a cabo una clasificación

ordinal de las diferentes alternativas en función del VPN (característica ordinal). En cualquier

caso, la regla de decisión del ACB sólo es operativa bajo la condición de ‘conmensurabilidad

fuerte’ –‘strong commensurability’– (Munda, 1996), esto es, cuando todos los beneficios y

costes ligados a una determinada acción se transforman en una única unidad de medida (por

ejemplo una medida monetaria como el VPN).

El descuento futuro es un profundo tema de debate (y desacuerdo) entre los economistas. Por

lo general a los beneficios y costes futuros se les otorga una importancia menor que en el

presente, por lo que se pone de manifiesto el asunto del descuento. El descuento refleja en qué

medida los economistas tienen en cuenta los cambios de preferencias para costes y beneficios

en el tiempo, y por tanto la tasa de descuento (r) es un medio para reflejar la preferencia

temporal. En relación a la Ecuación 1, el futuro debe ser descontado para lograr un valor

presente, lo que depende de la preferencia temporal (más o menos a favor con respecto al

futuro). Así, cuanto mayor sea el horizonte temporal del proyecto (mayor t) y cuanto mayor sea

la preferencia social por el futuro (mayor r) menor será el VPN.

El ACB ha sido específicamente diseñado para incluir costes y beneficios medioambientales y

ha sido empleado como método de evaluación de políticas medioambientales en los EEUU

principalmente desde el decenio de 19701. Fue extensivamente aplicado en la evaluación de

nuevas regulaciones tras la Executive Order 12291, promovida por Reagan en 1981. En

Europa, un marco legal más reciente, la 1995 Environment Act en el Reino Unido, prevé el

empleo del ACB en el ámbito de la ejecución de políticas públicas en materia medioambiental.

El ACB ha sido utilizado como instrumento de evaluación en diferentes áreas de la política

medioambiental. Ha sido empleado tanto para valorar efectos medioambientales globales (ej.:

efecto invernadero, agujero de la capa de ozono, etc.) como asuntos abordados desde la

1 Hanley y Spash (1993) explican extensamente cómo ha sido el desarrollo del ACB en los EEUU.

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perspectiva local (ej.: mejora de la calidad del agua, reducción del plomo en la gasolina, control

de la contaminación por nitratos, evaluación de códigos de prácticas forestales, etc.). Con

respecto a la conservación de la naturaleza, tal como se aborda en el epígrafe 2.3, la

valoración económica de los hábitats protegidos ha sido una vía común explotada para conocer

sus beneficios y poder contrastarlos con los costes asociados a la conservación.

2.2. Sostenibilidad, paradigmas y ACB

El concepto de Desarrollo Sostenible (DS) ha sido formalmente tomado de la propuesta de la

‘Comisión Brundtland’ de las Naciones Unidas en 1987 como el Desarrollo que

“satisface las necesidades del presente sin comprometer la habilidad de las

generaciones futuras para satisfacer sus propias necesidades”.

Esta ambigua definición ha acarreado numerosas interpretaciones y conflictos a lo largo de las

dos últimas décadas entre científicos, decisores de políticas públicas y la sociedad civil. Sin

embargo, hay dos aspectos inherentes derivados de esta definición: equidad intergeneracional

y equidad intrageneracional. La primera tiene en cuenta la magnitud tiempo, lo que pone de

relieve la necesaria consideración del bienestar de las generaciones futuras cuando políticas

en relación al DS son adoptadas en el presente. Por el contrario, la segunda tiene por objeto la

naturaleza de las desiguales actuaciones de orden socioeconómico y medioambiental

actualmente existentes entre países ricos y pobres a nivel mundial.

Desde una perspectiva economicista el DS está relacionado con el crecimiento económico y la

acumulación de capital. El término DS ha sido ampliamente aceptado en la medida en que la

idea de que el crecimiento económico debe ser compatible con una alta calidad

medioambiental ha calado, y por tanto, según esta línea, no puede ser a costa de las

generaciones futuras. Asimismo, el crecimiento económico está vinculado a funciones de

producción y a la acumulación de capital. La acumulación de capital incrementa la capacidad

de la economía para producir bienes y servicios y de este modo la sociedad obtiene un mayor

bienestar. En este sentido conviene aclarar que existen diferentes tipos de capital. Por un lado

el capital natural representa los recursos naturales (renovables y no-renovables), que se

diferencia del capital reproducible (van Kooten y Bulte, 2000), compuesto a su vez por el capital

humano (conocimiento) y capital físico (bienes empleados para productor otros bienes y

servicios).

Desde la perspectiva medioambiental un asunto de importancia es hasta qué punto el capital

natural y el reproducible son sustitutivos, y en caso de que lo sean qué efectos genera en el

bienestar de la sociedad. Ello nos conduce a los conceptos de sostenibilidad fuerte y

sostenibilidad débil, ya que son definidos en términos del grado de sustitución entre capital

natural y reproducible. La sostenibilidad débil implica un alto grado de sustitución (ej.: la

construcción de infraestructuras viarias puede compensar el decremento de la calidad

ambiental en términos de bienestar social derivados de su uso) mientras que la sostenibilidad

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fuerte supone la no sustitución (ej.: la pérdida de ciertas especies biológicas no puede ser

reemplazada por el incremento de utilidad derivado del uso de aquellas infraestructuras). Por

tanto, ¿hasta qué punto deberían ser sustitutivos el capital natural y el reproducible? ¿El capital

reproducible genera suficiente bienestar como para compensar la pérdida de capital natural?

Las posiciones favorables a la sostenibilidad fuerte argumentan la existencia de un umbral

crítico de capital natural el cual no deberíamos traspasar2.

van Kooten y Bulte (2000) establecen una correspondencia directa entre los enfoques sobre la

sostenibilidad y paradigmas científicos. La sostenibilidad débil y fuerte son asociadas

respectivamente con los paradigmas neoclásico y ecológico. Los principios sobre los que se

rige cada uno de ellos se recogen en el Cuadro 1. En el área concreta de la Economía, el

paradigma neoclásico (tal como se define en el Cuadro 1) se asocia en la Economía Ambiental,

mientras que el paradigma ecológico se relaciona con la Economía Ecológica.

Cuadro 1: Neoclásico vs Ecológico – visiones sobre la sostenibilidad Neoclásico (economicista) Ecológico

1. Centrado en lo que ocurre en términos marginales porque es en este contexto donde se tomas las decisiones. La escala de la economía en relación a la base de recursos es irrelevante.

1. Centrado las posibilidades de irreversibilidad y ecosistemas en gran escala. Existen efectos de escala – ciertos elementos podrían desencadenar la puesta en marcha de procesos ecosistémicos de gran escala que desemboquen en pérdidas irreversibles del funcionamiento de los ecosistemas.

2. Los economistas utilizan modelos estáticos que asumen la existencia de equilibrio.

2. Los modelos en ecología se fundamentan en la resiliencia y en la dinámica de no-equilibrio.

3. El sistema de valoración empleado es utilitario. 3. El sistema de valoración debe provenir de fuera de la ecología porque la ecología no posee el suyo propio.

4. La medición se realiza en función de valores monetarios que valoran cambios en la calidad ambiental.

4. En general se opone a la valoración monetaria, en especial en la medida en que es aplicada sobre decisiones que afectan a la productividad de ecosistemas amenazados y de gran escala.

5. Los precios juegan un papel importante ya que reflejan escasez y por tanto promueven sustitución e innovación tecnológica. El cambio tecnológico, aunque impredecible y difícil de valorar, ha demostrado ser un factor poderoso en el pasado y continuará siéndolo en el futuro.

5. El papel de los precios y del cambio tecnológico es infravalorado. Los precios no reflejan la realidad debido a la existencia de externalidades. El cambio tecnológico es impredecible y poco fiable para resolver problemas futuros.

6. El descuento y el valor presente son utilizados. 6. En general se opone al descuento y el énfasis es puesto en las generaciones futuras.

7. Las generaciones actuales deben a las futuras tanto como a ellas mismas, lo que conduce a mantener una acumulación de capital no decreciente. Se han de realizar suficientes inversiones para compensar a las generaciones futuras por el uso (o degradación) de ciertos recursos.

7. Salvaguardar el funcionamiento de ecosistemas de gran escala principalmente para satisfacer la preocupación sobre la equidad intergeneracional. Preservación de la variedad de las funciones de los ecosistemas es lo importante de cara al futuro (destacan los servicios estéticos).

9. El estándar mínimo de seguridad de conservación permite trade-offs.

9. El principio de precaución permite un alcance menor para equilibrar costes y beneficios.

10. Destacan los derechos de propiedad individuales, siendo el gobierno el encargado de establecer y aplicar las “reglas de la ley”, y en los casos que sea necesario, confiando en el Estado para la corrección de externalidades.

10. El individualismo es entendido como fuente de degradación medioambiental. La intervención del Estado es necesaria para la protección de los ecosistemas.

Fuente: tomado de van Kooten and Bulte (2000:243).

2 Este aspecto es tratado en profundidad por diferentes autores (ver por ejemplo, Turner et al., 1994; van Kooten y Bulte, 2000).

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En el contexto del ACB el grado de compensación relacionado con las sustituciones entre

capital natural y reproducible es un factor crucial. Esto es, hasta qué punto el criterio de

compensación puede ser ejecutado dependiendo de la visión de sostenibilidad adoptada. El

ACB puede ser efectivamente integrado en el enfoque de la sostenibilidad débil ya que supone

una sustitución total entre capital reproducible y capital natural. Por lo tanto, un trade-off entre

éstos, apoyado en el criterio de compensación, guarda coherencia. Por el contrario, bajo el

mismo razonamiento, el ACB debería ser descartado en relación a la sostenibilidad fuerte ya

que el capital natural y reproducible no pueden ser compensados, esto es, el principio de

compensación no resulta operativo.

Hay otros dos aspectos relevantes que conviene señalar en relación a la sostenibilidad en el

marco del ACB. En primer lugar, se debe destacar el inconveniente que supone la

consideración del descuento. Si un determinado proyecto causa un perjuicio a largo plazo (ej.:

residuos nucleares, pérdida de biodiversidad genética, etc.) el hecho de descontarlo supondrá

que el valor presente de tal perjuicio parezca bajo. En otras palabras, cuanto mayor sea la tasa

de descuento menos importante será el impacto futuro del perjuicio medioambiental –la

reducción de la tasa de descuento sólo es una solución aritmética pero no medioambiental.

Además, el descuento supone que los proyectos que sólo proporcionan beneficios a largo

plazo, tanto medioambientales como paisajísticos, sean más difíciles de justificar. Así, se

concluye que el descuento puede fomentar un consumo más intensivo de recursos no

renovables en perjuicio de las generaciones futuras, lo que lo aliena con el paradigma

neoclásico.

En segundo término, se ha puesto de manifiesto el aspecto distributivo relacionado con el ACB

(Munda, 1996). Este método de evaluación resulta débil desde el punto de vista de la equidad

distributiva. La hipotética compensación que la economía del bienestar predice no considera

los diferentes niveles de renta existentes, por lo que los beneficios y costes derivados no

impactan de igual manera sobre el conjunto de la sociedad.

2.3. ACB y política de conservación de la naturaleza

El primer paso del proceso de evaluación del ACB es la identificación de tanto los beneficios

como los costes derivados del proyecto propuesto. Los beneficios y costes relacionados con la

ejecución de la política de conservación de la naturaleza son detalladamente explicados por

Dixon y Sherman (1990). Existen diferentes modos de clasificar los beneficios de acuerdo con

los criterios empleados y los objetivos establecidos para cada tipo de ENP analizado. Sin

embargo, los beneficios ligados a los ENP, en su conjunto, pueden ser identificados de la

siguiente manera:

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a. Beneficios medioambientales. Éste es el principal motivo por el que una determinada

área es protegida (protección fluvial, procesos ecológicos, conservación de la

biodiversidad, etc.).

b. Recreo, turismo y desarrollo rural. El uso público es en general uno de los principales

objetivos de los ENP. El turismo también guarda estrecha relación con el desarrollo

rural en la medida en que proporciona ingresos para la población local. De hecho, para

numerosas áreas rurales donde se sitúan las áreas protegidas las actuaciones

conservacionistas tienen una relevancia socioeconómica de calado, llegando a ser

integradas en los programas de desarrollo rural.

c. Educación e investigación. Los ENP pueden ser apropiadamente utilizados tanto para

objetivos de investigación como para desarrollar actividades educativas en la medida

en que son lugares donde se ejercen buenas prácticas medioambientales. Estos

beneficios también pueden encuadrarse en el uso público entendido en sentido amplio

pues se derivan del mismo.

d. Beneficios consuntivos. Éstos son los generalmente derivados de la agricultura y

silvicultura (productos agroalimentarios, madera, etc.), y cuyo resultado se obtiene de

las actividades productivas. Sin embargo, estas actividades suelen estar sujetas a

ciertos grados de restricción a fin de prevenir posibles daños medioambientales

asociados a las mismas.

e. Beneficios no-consuntivos. A diferencia de los anteriores, estos beneficios no se

derivan del uso directo del ENP. Son representados por los valores estéticos, culturales

o históricos del ENP, aunque el principal beneficio no-consuntivo es el ‘valor de

existencia’ (Azqueta, 2002), vinculado al mantenimiento de los recursos naturales. De

hecho, la mera existencia de un espacio natural se puede valorar positivamente al

margen de su uso directo presente o futuro.

f. Valor futuro. La protección de ciertas áreas asegura una serie de beneficios

(consuntivos o no-consuntivos) derivados de su potencial uso futuro. Este concepto

también ha sido denominado ‘valor de opción’ (Garrod y Willis, 1999; Azqueta, 2002)

en la medida en que la población puede tener la opción de usar/explotar el ENP en el

futuro.

Siguiendo un enfoque más formal todos los beneficios identificados pueden considerarse tanto

valores de uso como valores de no-uso a fin de alcanzar una medida de valor agregado, tal que

obtendríamos el Valor Económico Total (Turner et al., 1994; Azqueta, 2002).

Por otra parte, no debemos olvidar que la política de conservación también ha de hacer frente a

una serie de costes derivados de la declaración y gestión de los ENP. Su volumen total

depende tanto de las medidas de conservación establecidas como de las actividades

económicas desarrolladas en el ENP. De acuerdo con Dixon y Sherman (1990) se identifican 3

principales tipos de coste:

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a. Costes directos. Estos costes representan desembolsos realizados con cargo, por lo

general, a los presupuestos públicos. Están directamente relacionados con el

establecimiento y gestión de los ENP y comprenden diferentes categorías (compra de

tierras, infraestructuras, costes de plantilla, programa de protección, etc.).

b. Costes indirectos. Incluyen los impactos adversos derivados del establecimiento del

ENP, tales como el perjuicio a la propiedad privada. Los perjuicios más significativos

probablemente estén constituidos por las restricciones de uso y actividad impuestas

sobre determinadas zonas y actividades productivas desarrolladas en el ENP (ej.:

silvicultura), lo que suele requerir de compensaciones económicas.

c. Costes de oportunidad. Este coste representa el potencial beneficio al que la sociedad

renuncia cuando un determinado lugar es protegido en vez de dedicarlo a un uso

alternativo. Su volumen así como las características de los usos alternativos, si los

hubiere, juegan un papel esencial en el proceso de declaración del ENP.

Sin embargo, tras la identificación de beneficios y costes la mayor dificultad se centra en su

valoración económica. La conversión de tanto beneficios como costes en términos monetarios

no está exenta de dificultades metodológicas. Ello es básicamente debido a que no hay

mercados de bienes ambientales donde éstos sean valorados y por tanto no se les puede

asignar precio alguno. De hecho, la mayor parte de los bienes ambientales cumplen las dos

condiciones para ser considerados bienes públicos (Garrod y Willis, 1999): no-rivalidad y no-

exclusión en su consumo. Así, bienes ambientales tales como la calidad del aire, los paisajes

naturales o la regulación hídrica son bienes públicos. Estos bienes incrementan el bienestar

social pero carecen de mercado y por tanto producen beneficios de no-mercado, lo que

conlleva dificulta su valoración económica.

Para afrontar tal valoración la Economía Ambiental ha ideado diferentes métodos. A pesar de

sus limitaciones la Valoración Contingente (VC) y el Método del Coste de Viaje han sido los

más empleados, y el Método de Precios Hedónicos en menor medida. Los dos primeros han

sido básicamente utilizados para conocer el valor recreativo de los ENP (ver Azqueta, 1996).

Sin embargo, la VC ha sido empleada en investigaciones dirigidas a valorar una serie amplia

de beneficios, tales como los no-consuntivos (valores de no-uso), y atribuir así un determinado

valor a ciertas áreas protegidas.

La VC ha sido el principal método utilizado en el marco del ACB a fin de valorar los beneficios

derivados de la protección de hábitats. La VC se encuadra dentro de los métodos de

preferencias declaradas, que consisten en interpelar a una muestra representativa de

individuos sobre el valor que atribuirían a un determinado bien ambiental bajo las condiciones

de un hipotético mercado. Así, los individuos encuestados son preguntados sobre la DAP por

preservar el lugar en cuestión o ciertos bienes contenidos en el mismo. Por tanto, éste es un

método que encaja perfectamente en marco del ACB y la economía del bienestar. No obstante,

diferentes autores (Hanley y Spash, 1993; Turner et al., 1994) han puesto de relieve

dificultades asociadas al mismo. Las limitaciones hacen referencia esencialmente a los sesgos

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puestos de manifiesto durante el proceso de aplicación, lo que puede desviar el resultado final

del valor ‘real’. Los sesgos pueden ser de diferente naturaleza, tales como el sesgo estratégico,

el sesgo en el diseño del cuestionario, el sesgo cognitivo y los sesgos hipotéticos y de

contexto, lo que en cualquier caso puede conducir a la sistemática sobreestimación o

subestimación del valor.

Para el caso particular de la valoración de beneficios derivados de la protección de la

biodiversidad se destacan dos problemas principales (Hanley et al., 1995). Por un lado, las

preferencias con respecto a la biodiversidad pueden ser lexicográficas en vez de utilitarias. En

caso de que así sea el ACB no será un apropiado instrumento de evaluación para la protección

de la biodiversidad ya que las preferencias lexicográficas son incompatibles con el criterio de

compensación de Kaldor-Hicks. Por otro lado, el grado de información que los encuestados

tienen sobre la biodiversidad es un factor clave. Cuanto menor sea el nivel de información más

problemático será el empleo de la VC como medio para valorar los beneficios

conservacionistas. Mejoras metodológicas han sido adoptadas en las últimas décadas al objeto

de superar total o parcialmente las dificultadas señaladas al tiempo que ha emergido la

utilización de otros métodos de evaluación (ej.: experimentos de elección, talleres de

valoración).

Sin embargo, han sido numerosos los estudios desarrollados a fin de asignar un determinado

valor monetario a las áreas objeto de análisis. Algunos autores recogen compilaciones de los

trabajos realizados con este propósito (ver por ej. Nunes et al., 2003:58). En general, la DAP

varía sensiblemente en función del área objeto de análisis además de que la diferencia entre

los valores máximos y mínimos de la DAP de una misma área puede llegar a ser muy

significativa.

Finalmente, como último paso en el desarrollo del ACB se deben comparar los beneficios y

costes a valor presente. Investigaciones desarrolladas en Inglaterra en relación a la

implementación de programas de conservación en determinadas áreas ponen de manifiesto

que los beneficios son superiores a los costes (Garrod et al., 1994; Willis et al., 1996). No

obstante, en la mayoría de casos los beneficios son subvalorados frente a los costes. A

diferencia de los costes de oportunidad, cuyo cálculo puede depender de numerosos factores,

conocer los costes directos e indirectos supone menos recursos y tiempo. Además, en la

mayoría de casos los beneficios totales de una determinada área son superiores a los

directamente cuantificables (Dixon and Sherman, 1990).

2.4. Es el ACB un método adecuado para evaluar la política de conservación de la naturaleza?

El uso del ACB como instrumento de evaluación de la política de conservación de la naturaleza

está supeditado a una serie de restricciones inherentes al propio método. Sin embargo, pese a

estas limitaciones no podemos calificar el ACB como un método menor, aunque debemos ser

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conscientes de la parcialidad y en ocasiones arbitrariedad que conlleva este método (van Delft

y Nijkamp, 1977). No obstante, tal como se expone a continuación, el ACB también posee una

serie de puntos fuertes.

Las principales ventajas ligadas al ACB en general, y de manera particular en el marco de la

evaluación de la política de conservación, pueden sintetizarse de la siguiente manera:

• Es un método sólido en el ámbito de decisión de las políticas públicas, que además

impone disciplina en el debate de la política medioambiental.

• Los valores ambientales son explícitamente incorporados a la decisión de la política

pública. Por tanto, el trade-off entre beneficios y costes no es implícito, sino explícito, lo

que resulta de relevancia en situaciones de recursos limitados.

• El ACB se basa en un marco teórico sólidamente definido. Los resultados obtenidos

deben ser eficientes desde el punto de vista económico.

• La valoración económica puede ser un instrumento eficaz a fin de calcular las

compensaciones económicas una vez que el daño ambiental se haya producido (ej.:

vertidos petrolíferos, inundaciones, etc.).

• La valoración económica es válida para el cálculo de compensaciones económicas

dirigidas a paliar las restricciones de uso y actividades impuestas por la normativa de

los ENP sobre determinados agentes. Asimismo, también puede ser utilizable para el

cálculo de pagos por servicios ambientales.

Por el contrario, las principales desventajas del ACB pueden resumirse en las siguientes:

• Problemas derivados de la comparación interpersonal de utilidad y de la agregación de

preferencias individuales en una función de bienestar social. Además, el ACB resulta

débil desde el punto de vista de la equidad distributiva.

• La incertidumbre está implícita en diferentes aspectos relacionados con el ACB, tales

como variaciones de precios en el futuro, impactos en los ecosistemas o la respuesta

humana ante cualquier impacto adverso.

• Crítica al descuento futuro: problemas derivados de la selección de una tasa de

descuento social; las preferencias de las generaciones futuras pueden estar en riesgo;

el descuento podría promover los daños medioambientales.

• El ACB tiene claros límites medioambientales. La valoración económica del medio

ambiente no está exenta de dificultades, tales como los sesgos que puede acarrear la

VC. La valoración de los bienes carentes de mercado ha sido puesta en cuestión por

diferentes motivos, tales como su fiabilidad, validez y capacidad para transferir

resultados (Hanley y Spash, 1993), y en particular la valoración de beneficios derivados

de la protección de la biodiversidad (Hanley et al., 1995).

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• En consecuencia, las estimaciones sobre el valor de los beneficios y costes de

conservación de la biodiversidad son excesivamente imprecisas e incompletas para ser

útiles, por lo que la utilización del ACB como instrumento de evaluación exhaustivo

resulta problemático en la mayoría de los casos reales (Nunes et al., 2003).

• El mecanismo del ACB asume una lógica cardinal en vez de ordinal, esto es, considera

preferentemente la magnitud de los beneficios netos antes que la importancia de los

mismos, lo que facilita la existencia de daños medioambientales irreversibles.

Sin embargo, además de las limitaciones metodológicas y operativas hay una serie de razones

que, desde nuestro punto de vista, desaconsejan el uso extensivo del ACB. Las siguientes

desventajas están relacionadas con la visión de sostenibilidad adoptada, lo que se encuentra

en la base de nuestra posición a favor del AMC.

• El esencial problema inherente al ACB es el empleo de un criterio mono-dimensional

(van Delft y Nijkamp, 1977). La transformación de todos los efectos detectados en

términos monetarios supone que la decisión final se tome en función de un solo criterio.

• En el marco de la conservación de la naturaleza resulta reduccionista la conversión de

todos los atributos relacionados con los ENP (medioambientales, territoriales,

biológicos, socioeconómicos, etc.) en una sola dimensión monetaria.

• Además, la utilización de esta dimensión monetaria está ligada al criterio de

compensación, cuyo mecanismo no es compatible con la sostenibilidad fuerte. Es más,

el ACB apoya un posicionamiento a favor de la sostenibilidad débil.

Cuando se declara un área protegida, en principio, se asume que sus hábitats y

especies serán protegidos ‘para siempre’. Los espacios naturales no suelen ser

protegidos para un periodo, por ejemplo, de 10 ó 15 años, sino que su protección

supone una visión de largo plazo. Este enfoque está vinculado con la sostenibilidad

fuerte en la medida en que en el área en cuestión no se produce sustitución alguna del

capital natural. Así, bajo esta perspectiva, es razonable concluir que el empleo de una

herramienta de evaluación inherentemente asociada a tal sustitución, como ocurre con

el ACB, debe ser relegada a un segundo plano. Sin embargo, no deben ser

desestimados los aspectos positivos del ACB en relación a la conservación de la

naturaleza, tales como la estimación de las compensaciones económicas o los pagos

por servicios ambientales.

• El criterio económico debe ser útil per se. En el marco de una evaluación integral de un

determinado espacio el criterio económico debería ser igualmente integrado junto con

criterios de otra naturaleza (ecológicos, territoriales, etc.).

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3. Potencialidad del Análisis Multi-criterio para la evaluación de la sostenibilidad

3.1. Fundamento

El AMC fue diseñado como instrumento de evaluación a fin de facilitar la resolución de

problemas dependientes de objetivos múltiples y de naturaleza multidimensional, para con ello

contribuir a la toma de decisiones públicas. Es un método válido para evaluar diferentes

alternativas a través de una batería de criterios, pudiendo ser evaluada cada alternativa por

determinados criterios. Así, se ponen de manifiesto conflictos sociales existentes entre

diferentes actores asociados a determinadas alternativas. De hecho, el principal objeto del

AMC es proveer información sistemática sobre la naturaleza de los posibles conflictos, es decir,

proporcionar al decisor de políticas públicas la transparencia necesaria sobre los trade-off

existentes. Además, en estos casos no existen soluciones óptimas, sino que el resultado final

debe ser una ‘solución de compromiso’ adoptada entre los diferentes actores sociales

involucrados en el proceso (Munda, 2004; Russi, 2007).

Se ha señalado que la principal característica del AMC es que desde el punto de vista

operativo afronta un tipo de evaluación caracterizada por diferentes intereses en conflicto

(Nijkamp et al., 1990). Además de ésta ha habido otras razones que también han influido

durante los últimos años en la mayor influencia de las técnicas de evaluación multi-criterio en la

planificación pública, tales como:

• la creciente importancia de aspectos institucionales y de procedimiento en materia de

decisión pública frente a la toma de decisiones bajo ‘mando único’;

• el deseo de fijar diferentes alternativas factibles sobre las que llevar a cabo la toma de

decisiones en vez de contar con una única opción dictada técnicamente por un

analista;

• la posibilidad de incluir en un ACB efectos intangibles e inconmensurables.

Ligado a este último aspecto conviene señalar que el AMC también puede ser entendido como

una versión más generalizada y flexible que el ACB (Nunes et al., 2003) en la medida en que

permite la inclusión de aspectos monetarios. Sin embargo, a diferencia del ACB, el mecanismo

del AMC no convierte todos los efectos detectados a un único criterio mono-dimensional. En

este sentido el ACB tiene una visión más estrecha que el AMC, mientras que este último ofrece

una flexibilidad mayor ya que considera un abanico amplio de criterios aunque no estén

relacionados con resultados monetarios (en concreto en el caso de las externalidades o

intangibles) (van Delf y Nijkamp, 1977). Esta flexibilidad explica de hecho la creciente

popularidad del AMC entre científicos y decisores de políticas públicas (van Pelt et al., 1990).

El AMC tiene su propio proceso de evaluación. Los principales pasos a seguir a la hora de

estructurar un problema de decisión multi-criterio son definidos en el Cuadro 2. Éste es un

enfoque estándar, que sin embargo hay que adecuar a cada método dentro de la familia de las

técnicas multi-criterio y a cada caso de estudio dependiendo de las circunstancias detectadas.

de 25

Cuadro 2: Estructura de un problema de decisión multi-criterio 1. Definición del problema

2. Descripción de las alternativas:

2a) Continua; 2b) Discreta

3. Definición de criterios

3a) Latente; 3b) Observable

4. Análisis de impacto de las alternativas

4a) Información cualitativa; 4b) Información cuantitativa

5. Evaluación de las prioridades de políticas

5a) Cualitativa; 5b) Cuantitativa

6. Selección de alternativas

7. Presentación de resultados

7a) Numérico; 7b) Visual

Fuente: Nunes et al. (2003:87).

Las técnicas multi-criterio abarcan un abanico amplio de métodos. Los principales métodos

dentro de la familia del AMC son descritos por Munda (1995). Un rasgo común es que todos

ellos contemplan la posibilidad de incluir un volumen amplio de datos además de considerar

relaciones y objetivos que se presentan en casos reales. Por el contrario, la mayor dificultad

proviene de la completa axiomatización de la teoría de decisión multi-criterio producida cuando

se consideran diferentes criterios de evaluación en conflicto. En este caso podrían aparecer

problemas de agregación y por tanto de resolución matemática. Sin embargo, recientemente se

han puesto de manifiesto innovaciones metodológicas que tratan de avanzar en la resolución

de los problemas detectados, además de mostrar aplicaciones del AMC en el área

medioambiental (ver p.e., Getzner et al., 2005).

3.2. AMC y sostenibilidad

Los métodos multicriterio son, en general, una herramienta valiosa para abordar el estudio de

la sostenibilidad. Existen un buen número de argumentos y experiencias, razones teóricas y

prácticas, sobre las que se sustenta esta afirmación. En primer lugar, por definición, los

métodos multicriterio permiten realizar evaluaciones basadas en múltiples criterios asociados

con la valoración de conceptos complejos como la sostenibilidad (donde es preciso considerar

varias dimensiones). De manera que las dimensiones económica, ecológica y social asociadas

con la sostenibilidad pueden ser adecuadamente integradas en el análisis gracias al AMC.

En segundo lugar, mientras que en el ACB sólo se puede trabajar bajo una única unidad de

medida (el valor monetario), que es estimada bajo el criterio de compensación y utilizada como

único criterio de evaluación, en el AMC, por el contrario, pueden utilizarse múltiples criterios

que se asocian con la verificación del cumplimiento de un conjunto de objetivos. Al no aplicar el

criterio de compensación, el AMC puede integrar y reflejar mejor un enfoque de investigación

que se sustente sobre la sostenibilidad fuerte. Es decir, el AMC facilita la operatividad de la

de 25

sostenibilidad fuerte, aunque, hay que resaltar que ambas visiones de la sostenibilidad (fuerte y

débil) tienen cabida dentro de los métodos multi-criterio dependiendo del grado de

compensación (Martínez-Alier et al. 1998).

Es necesario puntualizar aquí que el uso del AMC implica la “inconmensurabilidad de valores”,

es decir, “la ausencia de una unidad común de medida en un contexto de pluralidad de valores”

tal y como ha sido definido por Martínez-Alier et al. (Ibid., 280). Este elemento intrínseco al

proceso de evaluación puede desembocar en restricciones operativas. Sin embargo, siguiendo

a estos autores, la inconmensurabilidad de valores no impide la comparación, ya que en estos

contextos plurales “la comparación débil” es posible. Con esta afirmación se quiere hacer

referencia, por un lado, a que la comparación es factible sin necesidad de recurrir a un único

valor y, por otro lado, a que para evaluar opciones alternativas es necesario disponer de

diferentes tipos de medidas. Es más, la comparación débil de valores es entendida, por estos

autores, como un fundamento básico de la Economía Ecológica y, por consiguiente, el AMC se

convierte en un marco de valoración apropiado para la Economía Ecológica (Munda, 1995;

Martínez-Alier y Roca, 2000).

Por lo tanto, el AMC resulta un método de evaluación más atractivo que el ACB, cuestión que

ha sido resaltada también por otros investigadores (Van Pelt et al., 1990). Primero, el AMC

permite el abordaje explícito de la sostenibilidad y es una herramienta flexible para adaptarse a

distintos contextos, como, por ejemplo, para hacer frente a la necesidad de incluir los objetivos

de diferentes generaciones en base a criterios de evaluación por separado, así como introducir

información cualitativa para abordar la evaluación de aspectos distributivos. Segundo, muchas

de las restricciones metodológicas con las que se enfrenta el ACB (p.e., medida y valoración de

problemas), son evitadas en el AMC. Es más, para algunos de estos autores, el AMC es un

método de evaluación con una visión más amplia del estudio de la sostenibilidad frente a otras

metodologías como el ACB. En la práctica, esto significa la posibilidad de integrar en el estudio

de evaluación efectos como los derivados de los servicios medioambientales, de gran

importancia en el caso de la aplicación de un ENP.

Dentro de los métodos del AMC, recientemente se han llevado a cabo algunas investigaciones

empíricas en materia de sostenibilidad donde se introduce un enfoque específico de evaluación

denominado Evaluación Social Multi-criterio (ESMC). Las bases de este método han sido

presentadas de forma detallada por Munda (2004).

El elemento principal del ESMC es la inclusión de la dimensión social dentro de la evaluación

del concepto de sostenibilidad. Por lo tanto, dentro del proceso de evaluación se introduce el

concepto de “inconmensurabilidad social” definido como “la existencia de una multiplicidad de

valores legítimos en la sociedad” (Ibid., 664) que evidentemente, con frecuencia, reflejan los

conflictos que aparecen en el proceso de toma de decisiones. En consecuencia, se resalta la

necesidad de prestar una atención especial a la participación pública que, en este enfoque,

pasa a ser entendida como un elemento necesario, aunque no suficiente, del proceso de

evaluación. La ESMC permite emplear diferentes tipos de conocimiento: el conocimiento de los

de 25

expertos, el de los decisores políticos y el de los actores sociales. La inclusión de los actores

sociales enriquece el proceso de la evaluación y de la toma de decisiones, al tiempo que la

calidad del proceso científico se refuerza, así como la democracia.

La ESMC también promueve la transparencia. Todos los procesos de evaluación (y por lo tanto

sus resultados) pueden verse influidos por juicios éticos introducidos por cualquiera de los

actores implicados y/o afectados por el problema objeto de estudio. Este ha sido, con

frecuencia, uno de los motivos de critica del AMC, en comparación con el ACB, ya que se

argumenta que el AMC da oportunidad al equipo evaluador para introducir sus propios juicios

de valor favoreciendo la subjetividad del proceso de evaluación, p. e., cuando se seleccionan y

se ponderan los criterios (van Pelt et al., 1990; Ciani et al., 1993). Para evitar esta críticas, la

transparencia es un elemento esencial, las asunciones realizadas deben ser claramente

explicitadas y conocidas por todos los participantes en la ESMC.

En relación con la aplicación de la ESMC a problemas de sostenibilidad, este enfoque ha sido

utilizado en contextos muy diversos: para evaluar la producción y localización de energías

renovables (Gamboa y Munda, 2007; Russi, 2007); para evaluar políticas de sostenibilidad

urbanas (Munda, 2006); e incluso para proponer indicadores de sostenibilidad (Munda, 2005).

3.3. Aplicación del AMC a la política de conservación

El AMC como método de análisis tiene un gran potencial tanto en la investigación de la

biodiversidad como en el ámbito más aplicado de la política de conservación, tal y como

demuestra el uso creciente de este método en estudios y evaluaciones.

Entendemos que la biodiversidad es “un concepto multifacético y compuesto que integra la

dimensión ecológica, la económica, la geográfica y la social” (Nunes et al., 2003:83). De

acuerdo con esta definición, el concepto en sí mismo encierra claramente la amplia variedad de

atributos y funciones de los ENP, que evidentemente tienen una dimensión medioambiental

pero también otras dimensiones territoriales, sociales y económicas tal y como ya se ha

mencionado en la sección 2.3. donde se explicitan los beneficios del los ENP. En particular,

cabe destacar que el impacto socioeconómico de un ENP (por ejemplo, sus efectos sobre el

empleo local y el turismo, las restricciones en los usos, las compensaciones económicas, etc.)

es un elemento que refuerza la necesidad de introducir múltiples criterios de evaluación que

respondan a la existencia de diferentes perspectivas y sistemas de valores en nuestra sociedad

y a la posible aparición de conflictos de intereses.

Siguiendo a Nunes et al. (2003), existen diferentes investigaciones relacionadas con la

aplicación del AMC al análisis de la biodiversidad. Por ejemplo, en un marco ecológico de multi-

atributos, el AMC se ha utilizado para elaborar un único índice de valor ecológico comparado

que incluye una combinación de 8 criterios. Otro ejemplo de la utilidad del AMC como método

de investigación es la metodología AMOEBE, una herramienta de valoración multicriterio

utilizada en Holanda para la descripción y la evaluación de ecosistemas.

de 25

Junto a estos estudios, existen también otros trabajos de carácter más práctico y más

estrechamente vinculados con la política de conservación. Aquí podemos encontrar

investigaciones aplicadas en materia de redes ecológicas (Strijker et al., 2000) y/o áreas

protegidas (Ciani et al., 1993; Munda, 1995). Una característica común de algunas de estas

investigaciones es que el análisis AMC incorpora los resultados obtenidos en estudios basados

en el ACB.

Por un lado, Strijker et al. (2000) desarrollan un AMC para valorar la red ecológica de Holanda

basado en dos únicos criterios. El primer criterio es el coste social de implementar la red, un

coste calculado utilizando el ACB. El otro criterio es una medida cuantitativa de la naturaleza

desde una perspectiva ecológica. Los resultados son discutidos bajo la perspectiva de los dos

métodos de evaluación. El objetivo del trabajo de Ciani et al. (1993) es evaluar diferentes

alternativas de gestión de un Parque Natural. Para ello, realizan dos diferentes evaluaciones

destinadas a identificar alternativas de gestión. En primer lugar, una valoración en base a un

ACB. En segundo lugar, un AMC donde los resultados obtenidos del ACB son integrados como

inputs. Este doble enfoque metodológico les permite comparar los resultados obtenidos de

manera independiente con cada uno de los métodos adoptados. En este sentido, Ciani et al.

verifican que los resultados finales (ranking de alternativas) son bastante diferentes en función

del método de evaluación utilizado.

Por otro lado, Munda (1995) realiza un interesante ejercicio de evaluación multicriterio aplicado

a un proyecto de inundación de un área determinada de un Parque Natural en Italia. En su

evaluación, Munda utiliza el criterio económico dentro de un modelo multicriterio, pero no

incorpora valoraciones económicas que resulten de un ACB. La inundación tiene efectos

medioambientales positivos ya que aumenta la calidad ecológica del bosque pero afecta

negativamente a la producción agrícola (su impacto económico es negativo). El análisis

multicriterio permite identificar 5 líneas de acción diferentes o alternativas. Estas alternativas

van desde la no inundación (continuar como hasta ahora) hasta la inundación parcial en

combinación con la optimización agrícola. El estudio concluye que, tal y como establece la

filosofía de la evaluación multi-criterio, no existe una solución óptima sino una solución de

compromiso.

Junto a estas aplicaciones, el estudio de Faith y Walker (1996) utiliza el AMC para seleccionar

áreas protegidas. Aunque, en este trabajo, el AMC se basa en el intercambio entre los

beneficios derivados de la biodiversidad y los costes asociados con la aplicación del área

protegida, el uso del AMC es utilizado también para facilitar la asignación de ponderaciones

alternativas y una curva de intercambio donde representar las soluciones preferidas.

Por último, el AMC se ha aplicado en Australia, no explícitamente en relación con la política de

conservación natural, pero sí para la asignación de recursos financieros para la gestión de los

recursos naturales (Hajkowicz, 2007). Así, ha sido en el caso de un gran proyecto de

financiación pública de gestión medioambiental desarrollado en diferentes regiones

de 25

australianas donde el AMC se ha utilizado para establecer la asignación presupuestaria, y es

probable que sea aplicado a otras situaciones.

4. La ESMC como instrumento para la evaluación de la política de conservación de la naturaleza en la CAPV

4.1. Antecedentes

En la CAPV, la preocupación por la conservación de la naturaleza también ha sido creciente

desde el decenio de 1990. La ley 16/1994 de Conservación de la Naturaleza ha sido clave en

este sentido, pues ha sido el instrumento legislativo sobre el que se ha creado la Red de ENP

de la CAPV, al margen de la Reserva de la Biosfera de Urdaibai, que cuenta con una ley propia

(pionera) de protección y ordenación de Urdaibai (Ley 5/1989). Asimismo, la ley 3/98 de

Protección del Medio Ambiente incide en la protección de la biodiversidad, al ordenar su

“cuidado” y establecer a las autoridades competentes responsables de ello. La Estrategia

Ambiental Vasca de Desarrollo Sostenible 2002-2020 sitúa la protección de la naturaleza y la

biodiversidad como su tercera meta. Para su consecución, el recientemente aprobado

Programa Marco Ambiental 2007-2010 ha establecido un objetivo estratégico, centrado en el

mantenimiento de la biodiversidad, en virtud del cual ha adoptado 9 compromisos explícitos y

11 líneas de actuación. Asimismo, la administración ha iniciado recientemente un proceso de

participación pública para la elaboración de la Estrategia de Conservación de la Naturaleza,

cuya finalización está prevista para 2008.

No obstante, el gran reto al que se enfrenta la CAPV en materia de conservación de la

naturaleza es la implementación de la Red Natura 2000. Hasta el momento se han declarado

52 Lugares de Importancia Comunitaria (LIC) y 6 Zonas de Especial Protección para Aves

(ZEPAS), cuya superficie conjunta alcanza prácticamente 147.000 ha (el 20,3% de la CAPV)

(Figura 1). El Territorio Histórico que mayor aportación realiza es Álava, con más de 80.000 ha,

el 26% de su superficie. Los lugares seleccionados han sido declarados LIC o ZEPA de

acuerdo con criterios técnicos y científicos correspondientes a especies y hábitats de interés

comunitario. Los LIC han sido designados de acuerdo con los Anexos I (tipos de hábitats) y II

(hábitats de especies) de la Directiva Hábitats y las ZEPAS se han declarado de acuerdo con

las especificaciones de la Directiva Aves.

En la última fase de selección de lugares que conforman la Red Natura 2000, los Estados

miembro tienen la obligación de designar los LIC como Zonas Especiales de Conservación

(ZEC) en un plazo de 6 años desde la aprobación por la Comisión como LIC. Así, las ZEC junto

con las ZEPAS pasarán a formar parte de la Red Natura 2000. La implementación definitiva de

la Red Natura 2000 es la principal tarea a desarrollar en un futuro próximo, para lo cual el PMA

2007-2010 adquiere el compromiso que para 2010 el 100% de los espacios incluidos en la

Región Biogeográfica Atlántica sean declarados ZEC y el 30% de los de la Región

Mediterránea.

de 25

Figura 1. Red Natura 2000 en la CAPV

Fuente: Dpto. de Medio Ambiente y Ordenación del Territorio del Gobierno Vasco, 2008 (http://www.ingurumena.ejgv.euskadi.net/r49-4975/es/contenidos/informacion/renp/es_bio/indice.html)

Teniendo presente, por un lado, cuál ha sido la evolución reciente de la política de

conservación en la CAPV, y por el otro, la dirección establecida de cara al futuro pensamos que

éste es un momento clave para encarar y desarrollar diseños innovadores de las metodologías

de evaluación. El diseño e implementación de los planes de gestión de los lugares declarados

supone una ardua tarea. Asimismo, creemos que la participación de la sociedad civil, tanto de

los afectados por Natura 2000 como los que no, enriquecería este cometido. Además, parte

importante de los presupuestos públicos en la materia debería ser destinada a compensar los

usos y actividades que se verán afectadas por la legislación en estos lugares. Esto es, bajo

nuestro punto de vista los citados aspectos deberían ser considerados y valorados para evaluar

adecuadamente la política de conservación de la naturaleza.

de 25

4.2. Potencialidades de la aplicación de la ESMC

En nuestra opinión, la ESMC puede ser una herramienta apropiada para abordar la evaluación

de los espacios Natura 2000 en la CAPV. De hecho, lo que sostenemos es que las principales

características de la ESMC, descritas en el apartado anterior, se ajustan a las necesidades que

aparecen vinculadas con la implementación de la red de espacios protegidos y responden de

manera adecuada a los problemas derivados de su puesta en marcha. Por consiguiente, la

ESMC es un enfoque de evaluación que puede ser utilizado en la evaluación ex ante de estos

espacios. Aunque, además de la ESMC, existan otras metodologías de evaluación dentro de la

familia de los modelos multicriterio que también podrían ser utilizadas.

La ESMC como enfoque de evaluación necesita ser estructurada en seis diferentes fases o

etapas, que han sido descritas en detalle por diferentes autores (Munda, 2004; Russi, 2007).

En nuestro caso, nuestro propósito es adaptar esta estructura básica a las peculiariedades de

los espacios integrados en la Red Natura 2000 en la CAPV. Las fases a seguir deberían ser las

siguientes:

1. Definición del problema

Para abordar la definición del problema, se parte del reconocimiento de que el proceso de

evaluación se desarrolla en una sociedad pluralista, donde los diferentes actores implicados y

afectados por el problema detentan diferentes percepciones y visiones. Cada actor implicado

y/o afectado tiene una visión propia que se plasma en diferencias en materia de objetivos,

intereses, conocimientos y recursos. Asimismo, su relación con el espacio afectado y la función

que en el desarrolla pueden ser de naturaleza muy diversa.

En este contexto, pueden aparecer visiones enfrentadas y conflictos de intereses entre los

actores implicados y/o afectados, que serán el reflejo de la ‘inconmensurabilidad social’. En

nuestro estudio de caso, entendemos que un primer nivel de conflicto puede aparecer entre

aquellos actores que defienden una posición medioambientalista y otros actores con visiones

más desarrollistas. En este contexto, es preciso recalcar que no existe una ‘solución óptima’,

en un sentido estrictamente racional, sino que deberá ser encontrada una ‘solución de

compromiso’.

2. Análisis institucional

El análisis institucional, un método frecuentemente utilizado en el análisis de las políticas

públicas, es utilizado para explorar la dimensión social del problema. En nuestro estudio de

caso, el aspecto más relevante del análisis institucional debe ser la identificación de los actores

sociales.

Por consiguiente, una vez seleccionado el espacio de la Red Natura 2000 a evaluar, se tratará

de identificar a los principales actores sociales implicados y/o afectados definidos como grupos

con intereses en ese espacio natural concreto: propietarios/as de explotaciones agrícolas y

de 25

ganaderas, explotaciones e industria forestal, autoridades locales y comarcales, grupos

ecologistas, asociaciones de turismo, etc. Además, de estos actores implicados o afectados de

manera más directa, será preciso incluir a la sociedad civil en su conjunto y a grupos

específicos que pueden influir sobre la decisión final (grupos de interés).

Una vez que se haya realizado la identificación de los principales actores sociales, será preciso

abordar el análisis de las relaciones que existen entre ellos, por ejemplo, la existencia o no de

una red institucional estable, la estructura de esta red, el tipo de interacciones que se producen

entre los actores y el contexto en el que estas interacciones tienen lugar.

Para realizar el análisis institucional será preciso utilizar diferentes fuentes de información,

donde se incluyan estudios previos y/o documentos junto a un trabajo de campo específico en

base a entrevistas en profundidad a agentes informantes clave y grupos de discusión.

3. Generación de alternativas políticas

A diferencia de lo que ocurre en otros métodos de la familia del AMC o el propio ACB, en la

ESMC la generación de alternativas políticas es el resultado del diálogo entre los actores

sociales y el equipo de evaluación. De ahí, que la ESMC resulte un enfoque de evaluación más

atractivo desde un punto de vista social que las otras dos opciones mencionadas. En nuestra

opinión, esta es una de las mayores ventajas y fortalezas del enfoque de evaluación adoptado.

En consecuencia, la ESMC permite que no sólo los criterios de evaluación y su ponderación

(en base a los objetivos sociales existentes) sean el resultado de la interacción entre los

principales actores y el equipo de evaluación, sino también la generación del abanico de

posibles opciones políticas, es decir, las alternativas.

En nuestro caso de estudio, es muy posible que surjan un amplio abanico de opciones, que

cubran el espectro existente entre una posición medioambientalista rigurosa y posiciones más

permisivas. La primera implicaría la creación de un marco legal muy restrictivo para el espacio

Natura 2000, que impondría importantes limitaciones a los usos y actividades permitidos, e

implicaría, por tanto, la necesidad de compensaciones económicas. Por el contrario, la posición

permisiva estaría asociada con un marco legal mucho menos restrictivo, donde un mayor

numero de actividades y usos podrían ser autorizados, pero que implicarían un riesgo potencial

medioambiental mas elevado.

4. Construcción de la Matriz de Impacto Multicriterio

El siguiente paso, tras definir las alternativas políticas, es la definición de los criterios de

evaluación que se derivan de los objetivos de los actores sociales. En esta fase, es preciso

aclarar que la participación en la ESMC es utilizada como un input estratégico en el análisis,

que es sometido al escrutinio técnico del equipo de evaluación a la hora de determinar los

criterios, las ponderaciones y las alternativas políticas (Munda, 2004).

Los criterios de evaluación son utilizados para valorar en qué grado o medida cada una de las

alternativas políticas permite alcanzar los objetivos legítimos expresados por los diferentes

actores sociales. En nuestro caso de estudio, por ejemplo, es de esperar que para los grupos

de 25

ecologistas una posición restrictiva sea un objetivo a alcanzar de manera que “el número de

actividades y usos restringidos” o “el grado de limitación sobre las actividades” sea un criterio a

utilizar.

Una vez que los criterios han sido establecidos, será preciso atribuirles una ponderación. Toda

la información recogida es sintetizada en la Matriz de Impacto Multicriterio (Cuadro 3). En este

momento, entre las n alternativas factibles algunas de ellas aparecerán como más preferidas

que otras en base a un criterio particular de evaluación. A modo de ejemplo, A1 sería preferida

a An si Ec1(A1) > Ec1(An) de manera que el problema de la existencia de múltiples criterios de

evaluación puede ser representado en la matriz de impacto.

Cuadro 3: Ejemplo de una Matriz de Impacto Multicriterio Opciones políticas para el espacio Natura 2000 seleccionado Dimensiones Criterios Unidades de medida A1 … … An

Ec1 … Ec1(A1) … … Ec1(An) … … … … … … Económica

(Ec) Ecm … Ecm(A1) … … Ec1(An) El1 … El1(A1) … … El1(An) … … … … … Ecológica

(El) Elp … Elp(A1) … … El1(An)

Soc1 … Soc1(A1) … … Soc1(An) … … … … … … Social

(Soc) Socq … Socp(A1) … … Socq(An)

Fuente: elaboración propia en base a Martínez-Alier et al. (1998) y Russi (2007).

Nuestra propuesta es incluir al menos tres dimensiones principales en la matriz de impacto

multicriterio: económica, ecológica y social. Sin embargo, a esta propuesta básica, pueden ser

añadidas nuevas dimensiones así como muchos más criterios, todos ellos derivados del

proceso de participación social.

5. Aplicación de los procesos matemáticos y del análisis de sensibilidad

El análisis para la agregación y la sensibilidad puede ser desarrollado de manera conjunta

dentro de la misma fase, aunque tradicionalmente se ha tendido a abordarlos por separado.

En relación con el análisis de la agregación, la selección del proceso matemático concreto a

aplicar aún no ha sido tomada. Existen en la actualidad un elevado número de procesos

diferentes que han sido ensayados en las evaluaciones que utilizan modelos de análisis

multicriterio, así como un buen número de programas de software desarrollados con este

propósito. En este contexto, las diferentes opciones deberán ser valoradas y habrá que elegir el

procedimiento que mejor se adapte a las necesidades de nuestro estudio de caso. En cualquier

caso, este trabajo técnico deberá ser asumido por un equipo multidisciplinar.

Posteriormente, el análisis de sensibilidad permitirá determinar cómo la puntuación final

responde (con variaciones) cuando son modificadas algunas de las asunciones del modelo.

Las puntuaciones asignadas a cada criterio son determinadas por los analistas pero deben ser

el reflejo de de las posiciones éticas mantenidas por los actores sociales El análisis de

sensibilidad, por lo tanto, desempeña un papel fundamental dentro de la ESMC ya que debe

de 25

demostrar cómo el modelo responde a diferentes posiciones éticas. Es en este momento

cuando la transparencia del análisis y la rendición de cuentas a la sociedad civil son

fuertemente potenciadas. En nuestro estudio de caso, por ejemplo, el reflejo de una posición

fuertemente medioambientalista debería resultar en puntuaciones elevadas en relación con los

criterios incluidos dentro de la dimensión ecológica.

Sin embargo, el proceso de evaluación deberá terminar con la presentación de los resultados a

los actores sociales. Es más, los resultados deberán ser discutidos mediante una nueva ronda

de participación pública abierta a través de reuniones, talleres y entrevistas. Este debería ser

considerado el último paso de la evaluación, pero es preciso tener en cuenta que, incluso

llegado este momento, pueden llegar a aparecer nuevos conflictos que pondrían en evidencia

la necesidad de iniciar un nuevo proceso de evaluación. Estas ideas han sido muy bien

recogidas por Gamboa (2008) (Figura 2). De hecho, la utilidad del proceso de evaluación reside

en su capacidad para convertirse en una medio para mejorar la calidad de los diseños de las

políticas.

Figura 2: Representación del proceso de evaluación de la ESMC

Fuente: Gamboa, 2008.

de 25

5. Comentarios finales

En los últimos años, se han realizado numerosos trabajos que utilizan el ACB para valorar la

política medioambiental en general y, dentro de ella, la política de conservación de la

naturaleza en particular. Sin embargo, las limitaciones asociadas a esta metodología, y

mencionadas en esta comunicación, han conducido paulatinamente a la introducción de

nuevos enfoques de evaluación basados en el AMC donde la perspectiva de la sostenibilidad

puede ser integrada; además, estos enfoques son capaces de desenvolverse en contextos

políticos e institucionales complejos. Por lo tanto, y tal como se ha defendido y argumentado,

los enfoques de evaluación basados en el análisis multicriterio son mas idóneos para realizar

evaluaciones desde una aproximación de sostenibilidad fuerte tanto desde una posición

ideológica como por razones estrictamente metodológicas.

En este contexto, en nuestra opinión la ESMC es un enfoque de evaluación adecuado para

abordar la evaluación de la política de conservación natural de la CAPV y que responde a su

nivel y grado de desarrollo. La ESMC se adapta a las necesidades informativas actuales que se

derivan del proceso de implementación de la Red Natura 2000 y que exigen disponer de

enfoques dirigidos a realizar evaluaciones ex ante. Además, la ESMC incorpora elementos que

integran la participación, la transparencia y la multidiscplinariedad, junto a una aproximación

integral del proceso de evaluación inherente a todos los métodos de la familia del AMC, que

convierten a este enfoque de evaluación en una alternativa metodológica poderosa.

Sin embargo, queda mucho espacio para avanzar en nuestra investigación de la evaluación de

la política de conservación. En primer lugar, el estudio de caso propuesto en esta comunicación

debería ser utilizado como estudio piloto que permita avanzar en la elaboración de un marco

metodológico común para evaluar todos y cada uno de los espacios de la red Natura 2000 de

la CAPV. En segundo lugar, junto a la ESMC existen otros enfoques de evaluación basados

también en el análisis multicriterio y que podrían ser explorados y valorados como opciones

metodológicas de interés.

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