Huenchuleo and Kartzow: Valoración económica de servicios ecosistémicos en la cuenca del río Aconcagua, Chile



Introducción

Los servicios ecosistémicos (SE) se definen como los beneficios obtenidos desde la naturaleza que satisfacen las necesidades humanas (Millennium Ecosystem Assessment, 2005). Las cuencas hidrográficas proveen SE de gran valor para la sociedad, como la oferta de agua potable (servicios de provisión), control de la erosión del suelo (servicios de regulación), hábitat de vida silvestre (servicios de soporte) y recreación acuática (servicios cultural) (Smith, De Groot, & Bergkamp, 2006). Sin embargo, dado que algunos de los SE permanecen fuera de los mercados tradicionales, son subvalorados y consecuentemente sobreexplotados. Dado el reconocimiento de la importancia de los SE en las cuencas hidrográficas, cada vez tiene mayor relevancia determinar el valor de estos servicios (Emerton & Bos, 2004; Pattanayak, 2004).

La valoración de SE se utilizó originalmente para crear conciencia de la importancia de la biodiversidad para el bienestar humano como valor de uso (Westman, 1977) y para apoyar la toma de decisiones en el diseño de políticas ambientales (Fisher, Turner, & Morling, 2009). Luego, el refinamiento de las técnicas de valoración ha permitido el diseño de mecanismos de mercado para crear incentivos económicos para la conservación, dándole a los SE un valor de intercambio (Daily & Matson, 2008; Kosoy & Corbera, 2010). Uno de los mecanismos más conocidos es el pago por servicios ambientales (PSA), que ha sido definido como el conjunto de transacciones voluntarias y condicionales sobre un SE bien definido entre al menos un oferente y un consumidor (Wunder, 2005). Aun cuando la idea original es que el sistema sea administrado por privados, en la mayoría de los casos el gobierno ha sido el actor que financia gran parte del mecanismo (Schomers & Matzdorf, 2013). Además, han surgido críticas a los mecanismos tipo PES, dado que han llevado a la mercantilización de los SE (Gómez-Baggethun, De Groot, Lomas, & Montes, 2010). Hackbart, De Lima y Dos Santos (2017) han indicado que las diferentes categorías de valoración de SE aún son insuficientes para guiar adecuadamente la gestión de los recursos hídricos.

Las técnicas de valoración económica de SE se pueden agrupar en técnicas de preferencias reveladas y preferencias declaradas (Pearce & Özdemiroglu, 2002). Las primeras identifican la forma en que un bien sin mercado (mayoría de los SE) influencia el mercado actual de un bien relacionado, mientras que las segunda alternativa se basa en la construcción de mercados hipotéticos, donde los entrevistados son consultados directamente por el valor que asignan a un bien o servicio. En particular, en este estudio se aplicó el método experimentos de elección (EE) (preferencias declaradas), el cual ha tenido un amplio uso en los últimos años. El método EE se basa en reconstruir las preferencias económicas de las personas a partir de las elecciones realizadas en escenarios de valoración hipotéticos alternativos durante una entrevista (Louviere, Hensher, & Swait, 2000). Cada escenario está basado en la combinación de atributos relevantes del bien o servicio a valorar, y sus respectivos niveles de provisión.

El método EE ha sido aplicado satisfactoriamente para la valoración económica de SE en cuencas hidrográficas. EE ha analizado la importancia de atributos relacionados con la ecología de los ríos, como la presencia de plantas acuáticas, peces, aves y otras especies animales (Morrison & Bennett, 2004; Hanley, Colombo, Tinch, Black, & Aftab, 2006a; Álvarez-Farizo, Hanley, Barberán y Lázaro, 2007); calidad del río, y superficie de área protegida (García-Llorente, Martín-López, Nunes, Castro, & Montes, 2012). Se han estudiado atributos asociados con las posibilidades de recreación, como paseos en bote, pesca deportiva y natación (Morrison & Bennett, 2004); instalaciones de ecoturismo (García-Llorente et al., 2012), y aspectos de estética (Hanley, Wright, & Álvarez-Farizo, 2006b). Estudios han analizado la importancia del caudal del río (Hanley et al., 2006a) y oferta de agua (Álvarez-Farizo et al., 2007). También se han estudiado atributos de tipo socioeconómico, como la oferta de empleos locales (Hanley et al., 2006a), y presencia de agricultura tradicional y granjas eólicas (García-Llorente et al., 2012).

Hay evidencias desde estudios de preferencias declaradas, que las características demográficas y actitudes de los individuos influencian las preferencias de los entrevistados por mejoras en cuencas hidrográficas (Poppenborg & Koellner, 2013). Los entrevistados que tienen una orientación proambiental están más dispuestos a pagar la calidad del ecosistema rivereño que quienes tienen una orientación ambiental prodesarrollo (Morrison & Bennett, 2004). Los entrevistados que están conscientes de la pobre condición ecológica de un río y con intereses comerciales en el recurso están más dispuestos a pagar por mejoras en la calidad de agua (Álvarez-Farizo et al., 2007). Los individuos que perciben un pago por mejoras ambientales como injusto han mostrado una menor disposición a pagar por mejoras ambientales (Jorgensen, Syme, & Nancarrow, 2006). Aquellos entrevistados que creen tener el derecho a un medioambiente limpio y creen que el gobierno debiera utilizar los recursos existentes para mejorar la calidad ambiental están menos dispuestos a pagar (Jorgensen & Syme, 2000). Otras razones para rechazar un pago pueden incluir restricciones de presupuesto y la creencia de que las mejoras ambientales no valen la pena (Jorgensen, Wilson, & Heberlein, 2001). La consideración de estos factores puede mejorar sustancialmente la capacidad de los modelos de elección para representar la heterogeneidad de las preferencias (Garrod, Ruto, Willis, & Powe, 2014; Greiner, 2015) y contribuir a una mejor comprensión de la preferencias de los entrevistados en estudios de preferencias declaradas.

En este contexto, se realizó un estudio de valoración económica con el método Experimentos de Elección para analizar las preferencias de los agricultores por mejoras en la protección de los servicios ecosistémicos de la cuenca del río Aconcagua a través de un conjunto de medidas e inversiones agroambientales. La cuenca del río Aconcagua, en la Región de Valparaíso, Chile, presenta severos problemas relacionados con la provisión de SE, como la baja disponibilidad y calidad del agua, y problemas de conservación de la diversidad biológica, debido a las actividades de tipo industrial y agricultura intensiva, entre otras (Ribbe, Delgado, Salgado, & Flügel, 2008; PUC, 2008; CIREN, 2010). Las preferencias fueron estudiadas a través del cálculo de la disposición a pagar (DAP) por parte de los entrevistados para la implementación de medidas para mejorar la situación actual en el cuenca. También se analizó la influencia de variables socioeconómicas y actitudinales sobre las preferencias de los entrevistados por mejoras ambientales en la cuenca. Tal información puede contribuir a una mejor comprensión de la conducta ambiental de los entrevistados, y apoyar el diseño y la evaluación de políticas agroambientales locales.

El artículo está organizado de la siguiente manera. En la Metodología se describen el área de estudio y la recolección de información, el diseño del experimento de elección, las variables estudiadas y el análisis de datos. Se tienen luego los resultados y su discusión. Finalmente, se exponen las principales conclusiones emanadas desde el estudio.

Metodología

La cuenca del río Aconcagua se encuentra en la Quinta Región de Valparaíso, en Chile Central, sobre un área de 7 340 km2 (Cade Idepe Ingeniería y Desarrollo de Proyectos, Ltda., 2004). El clima predominante es templado mediterráneo, con estación seca prolongada, con temperaturas promedio de 14.5 °C, y precipitaciones que fluctúan entre 261 y 467 mm (Figura 1). Debido a la severa escasez hídrica de los últimos años, se han realizado redistribuciones de agua entre las diferentes secciones del río y aplicado restricciones a los regantes (Hidrometría Chile Ltda., 2012). El principal uso del agua corresponde a riego agrícola, seguido de actividades industriales, mineras e hidroelectricidad. El tratamiento de aguas residuales urbanas ha mejorado desde el año 2000, producto de inversiones para su tratamiento, alcanzando una cobertura cercana a 100% (SISS, 2016). No obstante, la contaminación del agua por pesticidas y fertilizantes de la agricultura y desde algunos establecimientos industriales es tema aún pendiente.

A través de las políticas vigentes se fomenta la entrega de incentivos económicos para mejorar el almacenamiento, distribución y eficiencia en el uso de agua, programas de fomento a las buenas prácticas agrícolas y agricultura de conservación, entre otros (Urquidi, Seeger, & Lillo, 2012). A pesar de estos esfuerzos, todavía existen demandas importantes por mejoras ambientales y de infraestructura en la región de Valparaíso, que incluyen inversiones para aprovechar mejor el recurso hídrico, el cual es cada vez más escaso, reducir la contaminación difusa producto de la agricultura intensiva, mejorar el tratamiento de los residuos industriales de las industrias locales y fijar caudales ecológicos mínimos (Ministerio del Medio Ambiente, 2012).

Para analizar las preferencias de los individuos por mejoras ambientales en la cuenca, se llevó a cabo una encuesta (n = 105), donde se entrevistaron agricultores de las comunas de Quillota y La Cruz, pertenecientes a la cuenca del río Aconcagua de la Quinta Región de Valparaíso. En particular, el marco muestral incluyó a agricultores que estaban participando en el programa PRODESAL (Programa de Desarrollo Local) del Instituto de Desarrollo Agropecuario (INDAP) de ambas comunas, que corresponden al tipo de explotaciones más representativas de la región. Para recolectar información, se aplicó un cuestionario a través de entrevistas personales cara a cara, llevadas a cabo por tres entrevistadores adecuadamente entrenados. El cuestionario, que fue probado antes de su aplicación final, incorpora tres secciones principales: (1) conocimiento, uso y actitudes acerca de los SE de la cuenca del río Aconcagua, (2) experimento de elección (valoración) y (3) aspectos socioeconómicos.

Figura 1

Cuenca del río Aconcagua, región de Valparaíso, Chile (línea azul destacada).

2007-2422-tca-9-02-58-gf1.jpg

Diseño experimental

A través de reuniones y entrevistas con representantes de instituciones públicas e investigadores del área, junto con una revisión de la bibliografía local disponible (Cade Idepe Ingeniería y Desarrollo de Proyectos, Ltda., 2004; PUC, 2008; Conama, 2008; SISS, 2013), se seleccionaron cuatro atributos relacionados con los SE relevantes en la cuenca: (1) estado de conservación y protección de la flora y fauna del río; (2) protección de la calidad del agua en la cuenca; (3) disponibilidad de agua para riego, y (4) capacidad de almacenaje de agua a través de embalses (Tabla 1). La flora y fauna que habita en el río, como plantas acuáticas, peces, e insectos, son buenos indicadores de la calidad del agua, dado que ellos son sensibles a la contaminación. Es decir, una mejor condición de la flora y fauna significa una mejor calidad de agua del río. Actualmente, la condición de la flora y fauna en el río Aconcagua es “deficiente o mala” en general, con algunas variaciones por sector. Si hubiera un mejor monitoreo de la calidad del agua junto con más inversiones para proteger la calidad de ésta, la situación actual podría mejorar a una condición “regular” o “buena” a lo largo del río. Algunas medidas para mejorar y proteger la calidad del agua incluyen plantas de tratamiento de aguas servidas (PTAS) y la protección de riberas con vegetación. Actualmente, la mayoría de las comunas cuentan con plantas de tratamiento, encontrándose la cuenca en un nivel “regular” de protección de la calidad de agua. Sin embargo, aún hay sectores poblados sin este servicio y no existen programas para proteger las riberas con vegetación. La implementación de nuevas inversiones podría permitir mejorar la calidad del agua en el territorio a un nivel “bueno” o “muy bueno”.

Hoy día, la disponibilidad de agua para regar en la cuenca del río Aconcagua es “baja”. Además, sólo un 56% de las explotaciones agropecuarias en la cuenca tiene algún tipo de riego (ODEPA, 2013). Si hubiera una mejor administración en el uso de agua junto con más inversiones para mejorar la eficiencia del uso y el almacenaje de agua, la situación actual podría mejorar a nivel de disponibilidad “media” o “alta”. Una alternativa para aumentar la disponibilidad de agua durante periodos de sequía es la construcción de embalses. Estas obras permiten regular el cauce del río, y ofrecer oportunidades de recreación y generación eléctrica. No obstante, también podrían provocar un impacto negativo en el medio ambiente, como la pérdida de flora y fauna, y el desplazamiento de personas. En 2014 entraría en operación el Embalse Chacrilla (comunidad Putaendo), con una capacidad de 27 millones de m3, lo cual es un nivel “bajo” de almacenaje. No obstante, existen proyectos para construir otros embalses que permitirían aumentar la capacidad de almacenaje en 120 millones de m3 (nivel “medio”) y 300 millones de m3 aproximadamente (nivel “alto”).

Cada uno de los atributos tiene tres niveles de provisión: dos niveles que representan mejoras de la situación actual y un nivel que representa la situación actual (status quo-SQ). Además, se incluyó un atributo de pago con cinco niveles, que representa la disposición a pagar (DAP) de los entrevistados por la mejora ambiental descrita en los escenarios. Como vehículo de pago se utilizó un cargo adicional a la cuenta mensual del servicio de electricidad durante un periodo de 10 años. Para determinar los niveles de pago se tomó como referencia el costo promedio de las tarifas en el área de estudio (Chilquinta Energía, S. A., 2014).

A partir de un diseño factorial con cuatro atributos de tres niveles más un atributo con cinco niveles es posible obtener 240 combinaciones en total. Luego, a través de un diseño ortogonal de efectos principales, fue posible generar un diseño experimental reducido con 23 escenarios diferentes-tarjetas de elección A (Hensher, Rose, & Greene, 2005: 115). Mediante permutaciones en los niveles de los atributos de las tarjetas de elección es posible obtener 23 tarjetas adicionales B (Chrzan & Orme, 2000). Estos pares de alternativas son asignados aleatoriamente a cada set de elección. Entonces, cada set de elección está compuesto por dos escenarios que presentan mejoras ambientales (A y B), y un escenario que representa la situación actual donde no hay mejora ambiental y el pago solicitado es cero (C). Los niveles de los atributos presentados en cada set no presentaron una correlación significativa. Los 23 sets de elección se dividieron en tres submuestras durante la encuesta. A cada entrevistado se le solicitó seleccionar un escenario desde cada set de elección (Figura 2).

Tabla 1

Atributos y niveles en el experimento de elección.

Atributo Definición Niveles
Flora y fauna Condiciones de la flora y fauna del río Mala (sq); regular; buena
Calidad del agua Protección de la calidad del agua Regular (sq); buena; muy buena
Disponibilidad de agua Disponibilidad de agua para riego Baja (sq); media; alta
Almacenaje de agua Capacidad de almacenaje de agua en la cuenca Baja (sq); media; alta
Pago Cargo mensual a la cuenta de la luz durante 10 años (CLP$) 0 (sq); 1 000; 2 500; 4 000; 5 500
sq: situación actual (status quo). CLP: pesos chilenos (USD 1 = CLP 607, Banco Central de Chile, diciembre de 2014).

Figura 2

Ejemplo de un set de elección.

2007-2422-tca-9-02-58-gf2.png

El cuestionario diseñado está subdividido en varias secciones, que incluyen preguntas sobre la relación y actitudes de los entrevistados acerca del recurso hídrico, descripción de los escenarios de valoración, experimento de elección, preguntas de seguimiento para averiguar los motivos del pago o no pago y preguntas socioeconómicas. El cuestionario fue previamente probado en terreno, lo cual permitió realizar los ajustes necesarios para una adecuada comprensión de las preguntas por parte de los entrevistados. La versión final del cuestionario se aplicó el último trimestre de 2014.

Análisis de datos

Las elecciones de los entrevistados se analizaron a través de modelos de elección discreta del tipo Model Logit Conditional-MLC (McFadden, 1974). A los entrevistados se les solicitó elegir entre escenarios alternativos los cuales están descritos en términos de sus atributos. Si V (utilidad) es linear en sus parámetros y aditiva con un término constante “α”, la función de utilidad indirecta condicional es:

(1)
Vij = α + β1X1 + β2X2 + + βnXn

donde α es la constante específica alternativa (ASC), la cual captura la variación de elecciones sistemática entre la alternativa status quo y las alternativas A y B que no pueden ser explicadas por los atributos (Bateman et al., 2002); n es el número de atributos considerados; β, un vector de los coeficientes, y X es un vector de los atributos. La ASC es codificada como una variable dummy, con el valor 1 para las alternativas genéricas A y B, y 0 para la alternativa C (status quo). Además, los términos de interacción entre las variables demográficas y actitudinales con la ASC y los atributos fueron generados e incluidos en la estimación de los modelos. Para reducir la colinealidad entre los términos de interacción y los atributos sin interacción, las variables demográficas y actitudinales fueron estandarizadas antes de su multiplicación con el atributo. Basándose en la cuantificación de los parámetros del MLC, la DAP marginal máxima por cambios en los niveles de los atributos puede ser estimada como:

(2)
DAPmg = - βx / βc

donde β x es el coeficiente de utilidad de cualquiera de los atributos y β c es la utilidad marginal del ingreso dada por el coeficiente del atributo de pago. En otras palabras, mDAP es el valor monetario de la utilidad que proviene de una unidad extra del atributo X.

Además, el cambio de bienestar generado por la mejora ambiental (Q 0 - Q 1 ) fue calculada como una variación de compensación VC (Louviere et al., 2000: 340). VC es el monto de dinero que iguala el nivel de utilidad status quo (U 0) con el nivel de utilidad que experimenta el entrevistado con una mejora ambiental (U 1 ). VC también puede ser expresado como la máxima DAP del entrevistado por alcanzar un nivel de calidad ambiental más alto. Utilizando Limdep Nlogit software se realizó la estimación de los efectos principales de los atributos y de sus interacciones, y la valoración de los SE de la cuenca por parte de los entrevistados:

(3)
VC (Q0  Q1) = - βc-1 * (U1 - U0)

Resultados

De un total de 105 agricultores entrevistados, se cuenta un 75% de hombres, mayoritariamente de la comuna de Quillota. La edad promedio de los encuestados fue de 55 años, con un nivel de educación bajo (60% con ocho o menos años de escolaridad). El 21% de los hogares obtiene ingresos menores al salario mínimo nacional (USD 346), mientras que el 42% de ellos percibe un ingreso mensual entre USD 346 y USD 692. Los hogares están compuestos en promedio por cuatro integrantes. El tamaño predial promedio es de 4.8 ha, donde la mayoría de los agricultores es propietario del terreno (61%), mientras que el resto es arrendatario (37%) o mediero (2%).

Con respecto a los usos del agua por parte de los agricultores, se encontró que más del 90% de ellos no lleva cabo actividades de tipo recreativo, como pesca deportiva, camping, picnic o natación. Con respecto al uso del agua para consumo humano, el 60% de los hogares de los entrevistados se abastece desde sistemas de agua potable rural (APR), seguido de un 23% desde pozos o norias, y un 4% desde vertientes. Algunos predios están cercanos a la zona urbana, lo cual permite que un 13% de ellos reciba servicio de agua potable desde compañías sanitarias. En relación con el tratamiento de aguas residuales domiciliarias, 59% de los hogares cuenta con fosa séptica y un 19% con pozo negro. El 17% de los hogares cuenta con servicio de alcantarillado y tratamiento de aguas servidas, y el 7% sólo con servicio de alcantarillado.

Los principales rubros productivos en el área de estudio corresponden a hortalizas (63%), frutos (24%), flores (9%) y producción mixta de cultivos (4%). Las principales fuentes de agua para riego corresponden a agua superficial desde canales (48%) y agua subterránea desde pozo o noria (45%), seguida por un 7% de unidades productivas, que cuenta con vertientes como fuente de agua. Con respecto al sistema de riego predominante en la explotación, el 52% de éstas posee sistema de riego por goteo o microaspersión; 32% riega por surcos; 11% por tendido, y un 5% por aspersión. Finalmente, en cuanto a la mantención de los sistemas de distribución o almacenaje de agua, el 48% de los entrevistados indicó que realiza mantenciones una vez al año, el 40% más de dos veces al año y un 12% nunca ha realizado mantenciones.

En una escala de 1 a 7, donde 1 es “muy baja/mala” y 7 “muy alta/buena”, los agricultores señalaron que la disponibilidad de agua para consumo humano es alta (media: 5.8), mientras que para regar es baja (media: 2.9). Por su parte, la calidad de agua para consumo humano y riego fue considerada buena (media: 5 en ambos casos), regular para la conservación de la flora y fauna (media: 4.5) y deficiente para la actividad recreativa de natación (media: 2.6). Mediante una escala Likert de 5 puntos (1: completamente en desacuerdo, 5: completamente de acuerdo), los agricultores mostraron un alto nivel de apoyo a la construcción de embalses para el almacenaje de agua en la cuenca (82% de acuerdo o completamente de acuerdo).

Los entrevistados también expresaron sus actitudes hacia el escenario de valoración. Mientras que casi la totalidad de los entrevistados está interesado en mejoras en la disponibilidad y calidad del agua, el 45% no dispondría de dinero suficiente para contribuir a la implementación del plan propuesto. El 58% de la muestra indicó que ya paga suficientes impuestos relacionados con el agua, 79% necesitaría más información antes de tomar una decisión acerca de un pago por mejoras en la cuenca y 46% consideró injusto que ellos debieran pagar por una mejora ambiental relacionada con el recurso hídrico. Además, 51% consideró inadecuada la forma de recolección de dinero para la implementación del plan propuesto y 39% no confía en los servicios públicos que implementarían el plan propuesto.

Del total de entrevistados, 94% estuvo dispuesto a pagar por una mejora ambiental en al menos uno de los set de elección presentados (pagadores). Por tanto, sólo 6% tuvo preferencias por la mantención de la situación actual sin mejora ambiental (no pagadores). Los atributos estudiados fueron determinantes significativos de la disposición a pagar por mejoras en el estado actual del recurso hídrico, obteniéndose los efectos esperados (Tabla 2, modelo a). Es decir, utilidades positivas a medida que mejoran las condiciones de la flora y fauna, la protección de la calidad del agua, la disponibilidad de agua para riego, y la capacidad de almacenaje de agua. Por el contrario, se obtuvieron utilidades negativas a medida que aumentan los pagos requeridos. La inclusión de variables socioeconómicas y actitudinales mejoró notablemente el poder predictivo de los modelos de elección, pasando de un Pseudo-R 2 de 0.12 (modelo [a] sólo atributos) a un Pseudo-R 2 de 0.23 (modelo [c] incluyendo variables actitudinales). Pseudo-R 2 (constant only) entre 0.12 y 0.23 corresponde a valores R 2 de 0.35 y 0.55, respectivamente, en un modelo linear equivalente aproximadamente (Hensher et al., 2005: 338-9).

Los resultados del modelo (b) muestran que los agricultores de menor edad, menos años de educación y que arriendan el predio donde trabajan, están menos dispuestos a pagar por mejoras en la provisión de SE de la cuenca en general. En específico, los productores que utilizan pozos como fuente de agua para regar están más dispuestos a pagar por mejoras en la condición de la flora y fauna. Los entrevistados de mayor edad están menos dispuestos a pagar por mejoras en la capacidad de almacenaje de agua a través de embalses. Finalmente, los agricultores de mayores ingresos están más dispuestos a pagar por mejoras en la disponibilidad de agua para riego.

El modelo (c) reveló que las actitudes de los agricultores son determinantes significativos de la disposición a pagar por mejoras en el estado de los SE de la cuenca. Los encuestados que declararon contar con insuficiente dinero para pagar, escasa información para tomar una decisión y que consideraron injusto el pago, estuvieron menos dispuestos a pagar por mejoras en la cuenca en general. En particular, los agricultores que consideraron el pago injusto y la información escasa para tomar una decisión estuvieron menos dispuestos a pagar por mejoras en la disponibilidad de agua para riego. Además, aquellos que consideran que la calidad del agua en la cuenca es buena para fines de conservación de la flora y fauna estuvieron menos dispuestos a pagar por una mejora en la disponibilidad de agua para riego.

Tabla 2

Valoración de servicios ecosistémicos en la cuenca del río Aconcagua.

Variable Modelos de elección
(a) Sólo atributos (b) Atributos x variables socio-económicas (c) Atributos x variables actitudinales
Flora y fauna 0.232 *** 0.256 *** 0.320 ***
Protección de la calidad 0.526 *** 0.592 *** 0.526 ***
Disponibilidad de agua 0.641 *** 0.666 *** 0.702 ***
Almacenaje de agua 0.240 *** 0.288 *** 0.327 ***
Pago & -0.27/10^3 *** -0.27/10^3 *** -0.30/10^3 ***
Arrienda x pago -0.48/10^4 ~
Pozo x flora y fauna 0.142 **
Edad x almacenaje -0.178 *
Edad x pago 0.88/10^4 *
Ingreso x disponibilidad 0.231 **
Educación x pago 0.24/10^3 ***
Restricción$ x disponibilidad -0.189 *
Restricción$ x pago -0.11/10^3 **
Más información x pago -0.199 **
Pago injusto x disponibilidad -0.235 **
Pago injusto x pago -0.17/10^3 ***
Calidad agua_fyf x disponibilidad -0.151 *
ASC no SQ -0.146 n.s. -0.055 n.s. -0.110 n.s.
Log-likelihood function -723.28 -601.27 -610.53
Pseudo-R 2 # 0.118 0.187 0.225
Tamaño muestral 105 105 105
***: significancia p < 0.001; **: significancia p < 0.01; *: significancia p < 0.05, ~: significancia p < 0.1
&: Atributo de pago en pesos chilenos; n.s.: no significativo.

En función de las estimaciones de la DAP marginal (Tabla 3), se puede señalar que los atributos de mayor importancia para los agricultores fueron la mejora en la disponibilidad de agua para riego (USD 3.93/mes/hogar), seguido de un mejoramiento de la protección de la calidad del agua (USD 3.24/mes/hogar). Menor importancia se asignó a una mejora en la capacidad de almacenaje de agua a través de embalses (USD 1.47/mes/hogar) y la condición de la flora y fauna del río (USD 1.42/mes/hogar). En este sentido, la DAP total por mejoras en la provisión de SE relacionados con la cuenca del río Aconcagua fluctuó entre USD 10.06/mes y USD 20.12/ mes por hogar. Considerando el tamaño de la muestra estudiada (n = 105), la DAP total de los hogares encuestados está entre USD 1 056 y USD 2 112. Finalmente, si se toma el número total de explotaciones agrícolas en la cuenca del río Aconcagua (n = 6 422), la DAP total alcanza valores entre USD 64 250 y USD 128 500.

Tabla 3

Estimación de la disposición a pagar por mejoras en el recurso hídrico.

Atributo DAP (Q 0 a Q 1 ) DAP (Q 0 a Q 2 )
(USD/mes) (USD/mes)
Condición de la flora y fauna del río 1.42 2.85
Protección de la calidad del agua 3.23 6.46
Disponibilidad de agua para riego 3.93 7.86
Capacidad de almacenaje de agua 1.47 2.94
DAP total/hogar 10.06 20.12
Número de hogares 105 105
DAT total muestra 1 056 2 112
Explotaciones agrícolas en la cuenca 6 422 6 422
DAP total cuenca 64 589 129 177

Discusión

Todos los atributos estudiados fueron determinantes significativos de las preferencias de los productores por mejoras ambientales en la cuenca del río Aconcagua. La severa sequía que ha estado sufriendo la cuenca en los últimos años explica en gran medida que el atributo más importante para los entrevistados haya sido la mejora en la disponibilidad de agua para riego. Aun cuando hubo un alto nivel de apoyo a la construcción de embalses (82%) para mejorar la disponibilidad de agua, y proveer oportunidades de recreación y generación eléctrica, este atributo no fue el más favorecido por los entrevistados. Los entrevistados prefieren una mayor diversidad de medidas para mejorar la disponibilidad de agua en la cuenca, además del almacenaje de agua, como mejoras en la administración en el uso de agua junto con más inversiones para mejorar la eficiencia del uso. La oferta adicional de agua a través de la construcción de un embalse podría resultar compleja, dado que requiere de un proceso de asignación de derechos de aprovechamiento de agua de acuerdo con la legislación nacional regulada por el Código de Aguas de 1981 y sus modificaciones (Ministerio de Justicia, 2010). Este documento señala que la asignación y el uso del agua se basan en un sistema de derechos negociables sobre el aprovechamiento privado de aguas. El proceso de administración y gestión del agua ha estado sometido a un fuerte debate acerca de la eficiencia del mecanismo de asignación del recurso, donde se pretende fijar un precio que refleje el verdadero costo de oportunidad del agua para lograr una reasignación eficiente desde actividades que asignan un bajo valor a las que asignan un mayor valor al recurso (CEPAL-OCDE, 2016).

Los agricultores también manifestaron preferencias por mejoras en la protección de la calidad del agua, a través de nuevas inversiones en plantas de tratamiento de aguas servidas y la protección de riberas con vegetación, aun cuando la mayoría consideró que la calidad del agua para consumo humano y riego era buena. Mayor preocupación manifestaron por la calidad del agua para conservación de la biodiversidad ribereña (flora y fauna) y para realizar actividades de recreación en contacto con el agua. La mayoría de los agricultores está consciente de la importancia de la calidad del agua, dado que la cuenca estudiada es un área de agricultura intensiva, donde existen evidencias de contaminación difusa (Ribbe et al., 2008). Cabe destacar que Chile es el país donde se aplica una de las mayores cantidades de fertilizantes por hectárea (318 kg/ha) en Latinoamérica después de Colombia (FAO, 2015: 212).

Considerando que 63% de los hogares percibe un ingreso menor a USD 692, el escenario de valoración probablemente captura una parte considerable de la disposición a pagar total por mejoras en los SE de la cuenca. Este monto podría representar una cantidad significativa, al menos para mejorar la eficiencia en el uso del recurso hídrico y la protección de la calidad del agua. Los valores de la DAP también fueron sustanciales si se considera que un porcentaje relativamente bajo de los entrevistados (< 10%) realiza actividades de recreación en los ecosistemas ribereños y sus alrededores.

Los agricultores de menor edad, menos años de educación y que arriendan el predio donde trabajan tienen una situación financiera más inestable, que les impide pagar por mejoras ambientales. Lo anterior es avalado por el resultado encontrado en el mismo modelo (b), que indicaba que los agricultores de menores ingresos están menos dispuestos a pagar por mejoras en la disponibilidad de agua para riego. No obstante lo anterior, para el caso particular de mejoras en la capacidad de almacenaje de agua a través de embalses, los entrevistados de menor edad estuvieron más dispuestos a pagar. Por tanto, nuestros resultados acerca de la influencia de edad sobre las preferencias ambientales son ambiguos. No fue así en el caso de Rolfe, Bennett y Louviere (2000), quienes encontraron que los entrevistados más jóvenes siempre estaban más dispuestos a pagar por mejoras ambientales diferentes a la situación actual (status quo). Los productores que utilizan pozos como fuente de agua para regar están más dispuestos a pagar por mejoras en la condición de la flora y fauna. Este resultado es relevante, considerando que 45% de los entrevistados utiliza esta fuente de agua para regar sus cultivos y un 63% de ellos cultiva hortalizas, que habitualmente son más sensibles a la mala calidad de agua en comparación con los árboles frutales.

En el caso de la variable educación, resultados similares fueron encontrados por Biénabe y Hearne (2006), y Álvarez-Farizo et al. (2007), quienes indicaron que los entrevistados con niveles de educación formal más altos estuvieron más dispuestos a pagar por una mejora ambiental en el ecosistema. En este sentido, la falta de acceso a educación formal podría representar una barrera substancial para que los agricultores tomen acciones para mejorar la calidad de los SE en la cuenca estudiada. Cabe destacar que el 60% de los entrevistados no contaban con más de 8 años de escolaridad. Con respecto a la influencia del ingreso sobre la disposición a pagar, nuestro análisis confirma los resultados obtenidos por Morrison y Bennett (2004), quienes encontraron un efecto positivo del ingreso sobre las preferencias por mejoras en los ecosistemas rivereños, lo cual es esperable de acuerdo con| la teoría económica básica. El riesgo que conlleva invertir en un predio arrendado queda reflejado en los resultados que indicaron que aquellos entrevistados bajo este tipo de tenencia estuvieron menos dispuestos a pagar por mejoras en los SE de la cuenca. A pesar de que el porcentaje de los productores en esta situación es bajo (37%), su influencia es relevante al momento de identificar los determinantes de las preferencias por mejoras ambientales.

Los resultados del modelo (c) muestran que las actitudes que representan respuestas de protesta al escenario de valoración fueron determinantes significativos de la disposición a pagar por mejoras en el estado de los SE de la cuenca. Nuestros resultados están en línea con los obtenidos por Jorgensen, Wilson y Heberlein (2001), y Jorgensen, Syme, y Nancarrow (2006). Ellos investigaron las actitudes y creencias que representan respuestas de protesta en estudios de valoración de bienes y servicios ambientales. En particular, las consideraciones de justicia llevan a respuestas de protesta en los estudios citados si los entrevistaron perciben incerteza acerca del ejercicio de valoración (Jorgensen et al., 2006). Según Jorgensen et al. (2001), las respuestas de protesta como la falta de dinero para pagar, altos pagos para asuntos ambientales o la escasa utilidad que tienen los pagos para mejoras ambientales, representan realmente consideraciones de justicia. Además, similar a nuestros resultados, Jorgensen et al. (2006) encontraron que los entrevistados que reportaron incerteza en la información provista en el escenario de pago aludieron a consideraciones de justicia cuando expresaron sus preferencias en el ejercicio de valoración.

Los entrevistaron manifestaron altos niveles de desaprobación a los escenarios de valoración propuestos. Un alto porcentaje indicó que necesitaría más información para tomar una decisión, que actualmente ya pagaba suficiente impuestos ambientales, que la forma de recolectar dinero era inadecuada o que era injusto pagar. No obstante, en el EE, la mayoría de los entrevistados (94%) no protestó por el pago para mejorar la protección de los SE en la cuenca. De la misma manera, el 45% de los individuos manifestó que no dispondría de dinero suficiente para contribuir a la implementación del plan propuesto y, a pesar de ello, sólo el 6% optó de manera persistente por la mantención de la situación actual (status quo). Por tanto, podemos señalar que la relación entre las respuestas a las variables de protesta y las elecciones de los entrevistados fue baja, a pesar de influencia significativa de las primeras sobre la DAP. Lo anterior se podría deber a que las variables de protesta y las escalas utilizadas no lograron capturar de forma adecuada las creencias de los entrevistados. Por tanto, los impactos en las elecciones no se pudieron detectar claramente. Una segunda posible explicación es que las consideraciones de equidad manifestadas a través de las variables de protesta son de poca importancia práctica para la población de una economía emergente como Chile.

La aplicación práctica de ejercicio de valoración económica como el caso de estudio presentado requiere del análisis de varias consideraciones. Nuestros resultados podrían ser de gran utilidad para el análisis de los impactos de las normas secundarias de calidad ambiental de aguas para la protección de aguas continentales superficiales a nivel de cuenca en Chile central y para la actualización de las normas de emisión, de aplicación nacional, que regulan el vertido de residuos líquidos industriales a los cursos de agua superficial y subterráneo. Desde 2005, la cuenca del río Aconcagua y sus tributarios principales cuentan con un borrador de anteproyecto de norma secundaria de calidad de agua superficial que permite establecer objetivos de calidad en nivel de cuenca. No obstante, esta normativa aún no entra en vigencia. Uno de los aspectos que han sido mencionados como una limitante en la evaluación de los impactos económicos y ambientales de las normas secundarias de calidad de agua es la falta de herramientas metodológicas para la valoración económica de SE sin mercado (Centro de Ciencias Ambientales EULA-Chile, 2006). En este sentido, este tipo de estudio puede realizar una contribución importante al proceso de dictación de normas de calidad ambiental en el país, y en particular, para el caso de la cuenca del río Aconcagua.

Los esquemas de Pago por Servicios Ambientales han sido considerados como promisorios para su implementación en Chile (Cabrera y Rojas, 2009). Estos autores estudiaron la factibilidad de implementar un sistema de PSA para la provisión de agua potable en la comuna de Ancud, cuenca del río Mechaico, Chile. Dado que el esquema PSA es una iniciativa empresarial entre privados, resultaría inviable su implementación desde un municipio u otro órgano de administración del Estado, a menos que hubiera un cambio en la legislación. Las estimaciones de disposición a pagar por el servicio de calidad de agua superaron los costos de implementación del sistema. Sin embargo, se reconoce que la administración del sistema es compleja y que se requieren cambios en la institucionalidad y aspectos legales para su implementación. Estos resultados confirman la forma en que la mayoría de los esquemas de PSA se han implementado en otros países, con un fuerte apoyo y participación del Estado (Schomers & Matzdorf, 2013).

Actualmente, no existen esquemas de PSA funcionando en Chile. Sí existen mecanismos que se podrían llamar “tipo PSA”, donde los propietarios de recursos naturales son subsidiados por el Estado para la implementación de prácticas de conservación sustentables. Este es el caso del Sistema de Incentivos para la Sustentabilidad Agroambiental de Suelos Agrícolas (Ministerio de Agricultura, 2010), que subsidia prácticas agrícolas como la implementación de biofiltros para la retención de sedimentos y pesticidas provenientes de la escorrentía superficial en granjas cultivadas. El incentivo económico financia parte de los costos de implementación de las prácticas agrícolas. Un segundo caso corresponde a la Ley sobre Recuperación del Bosque Nativo y Fomento Forestal que también financia los costos de implementación de las prácticas forestales de conservación (Ministerio de Agricultura, 2008). En ambos casos, la adopción de las prácticas de conservación ha sido baja, dado que muchos agricultores dejan de aplicarlas cuando los subsidios terminan (Soto & Barkmann, 2009) o debido a que los requisitos para acceder a éstos son demasiado complejos y de alto costo para pequeños propietarios (Reyes, Blanco, Lagarrigue, & Rojas, 2016). Este pobre desempeño llama a continuar estudiando mecanismos económicos de conservación de SE que permitan resultados eficientes y equitativos (Kosoy & Corbera, 2010).

Conclusiones

Esta investigación permitió estimar el valor económico de los SE de la cuenca hidrográfica del río Aconcagua y analizar los factores que determinan las preferencias de los agricultores. A través de su disposición a pagar, la mayoría de los entrevistados manifestó su apoyo a medidas para mejorar las condiciones de la flora y fauna del río, la seguridad en la disponibilidad de agua para riego, la protección de la calidad del agua y la capacidad de almacenamiento de agua a través de embalses. Los valores obtenidos fueron significativos si se considera que la mayoría de los hogares (63%) percibe ingresos totales menores a dos sueldos mínimos mensual (USD 692).

La inclusión de factores sociodemográficos y actitudinales en el análisis permitió mejorar la capacidad predictiva de los modelos e identificar los determinantes significativos de las preferencias de los entrevistados por los servicios ecosistémicos estudiados. Los agricultores de menor edad y años de educación, de bajos ingresos y arrendatarios del predio cultivado estuvieron menos dispuestos a pagar por mejoras ambientales en la cuenca. Además, aquellos que consideraron injusto el pago, que no contaban con dinero suficiente para pagar, o que indicaron que la información entregada era escasa para tomar una decisión también estuvieron menos dispuestos a pagar. No obstante, en el experimento de elección, la mayoría de los entrevistados (94%) no protestó por el pago para mejorar la protección de los SE en la cuenca. Por tanto, se puede concluir que el impacto de las creencias acerca de los pagos no se pudo detectar con claridad en las elecciones. Este resultado llama a mejorar el diseño de las variables actitudinales en estudios de preferencias declaradas para que puedan expresar de manera adecuada su influencia sobre las preferencias.

Por último, consideramos que este estudio de valoración económica de SE puede contribuir al análisis de los impactos de las normas secundarias de calidad ambiental de aguas para la protección de aguas continentales superficiales a nivel de cuenca, las cuales aún no han podido ser implementadas en la cuenca del río Aconcagua, en parte debido a la escasez de herramientas metodológicas que permitan valorar los SE sin mercado. Es por ello que la aplicación de metodologías de valoración económica de SE se constituye en una herramienta fundamental para apoyar la toma de decisiones en el ámbito de las políticas públicas, con especial énfasis en la gestión de ecosistemas frágiles como son las cuencas hidrográficas.

Agradecimientos

Proyecto DI Iniciación (37.338/2014) de la Dirección de Investigación, Pontificia Universidad Católica de Valparaíso, Chile. Agradecemos el valioso aporte de los entrevistados, particularmente de las comunas de Quillota y La Cruz.

Referencias

1 

Álvarez-Farizo, B., Hanley, N., Barberán, R., & Lázaro, A. (2007). Choice modeling at the “market stall”: Individual versus collective interest in environmental valuation. Ecological Economics, 60, 743-751, DOI: 10.1016/j.ecolecon.2006.01.009

2 

Bateman, I., Carson, T., Day, B., Hanemann, M., Hanley, N., Hett, T., Jones-Lee, M., Loomes, G., Mourato, S., Özdemiroglu, E., Pearce, D., Sugden, R., & Swanson, J. (2002). Economic valuation with stated preferences techniques: A manual. Cheltenham, UK, Northampton, USA: Edward Elgar.

3 

Biénabe, E., & Hearne, R. (2006). Public preferences for biodiversity conservation and scenic beauty within a framework of environmental services payments. Forest Policy and Economics, 9, 335-348, DOI: 10.1016/j.forpol.2005.10.002

4 

Cabrera, J., & Rojas, Y. (2009). Pago por servicios ambientales: conceptos y aplicación en Chile (Informe Técnico 177). Valdivia, Chile: Instituto Forestal.

5 

Cade Idepe Ingeniería y Desarrollo de Proyectos, Ltda. (2004). Diagnóstico y clasificación de los cursos y cuerpos de agua según objetivos de calidad-cuenca del río Aconcagua. Santiago de Chile: Dirección General de Aguas de Chile.

6 

Centro de Información de Recursos Naturales, CIREN . (2010). Determinación de la erosión actual y potencial de los suelos de Chile. Región de Valparaíso. Santiago de Chile: Ministerio de Agricultura, Centro de Información de Recursos Naturales.

7 

Chilquinta Energía, S. A. (2014). Tarifas de suministro eléctrico. Santiago de Chile: Chilquinta Energía, S. A. Recuperado de http://www.chilquinta.cl/mi-hogar/hogar/seccion/21/valor-tarifa.html

8 

Chrzan, K., & Orme, B. (2000). An overview and comparison of design strategies for choice-based conjoint analysis. In: Sawtooth Software 2000-2002, Research Paper Series. Recuperado de https://www.sawtoothsoftware.com/download/techpap/desgncbc.pdf

9 

Centro de Ciencias Ambientales EULA-Chile. (2006). Análisis general del impacto económico de la norma secundaria de calidad de aguas en la cuenca del río Bío-Bío en el sector silvoagropecuario. Recuperado de http://www.sinia.cl/1292/articles-50925_AGIES2006.pdf

10 

Comisión Económica para América Latina y el Caribe-Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económicos, CEPAL-OCDE. (2016). Evaluaciones del desempeño ambiental: Chile 2016. Santiago de Chile: Comisión Económica para América Latina y el Caribe-Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económicos.

11 

Comisión Nacional del Medio Ambiente, Conama. (2008). Biodiversidad de Chile. Patrimonio y desafíos (640 pp.). Santiago de Chile: Ocho Libros Editores.

12 

Daily, G. C., & Matson, P. A. (2008). Ecosystem services: From theory to implementation. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America (PNAS), 105(28), 9455-9456.

13 

Emerton, L., & Bos, E. (2004). Value. Counting Ecosystems as an Economic Part of Water Infrastructure (88 pp.). Gland, Switzerland, and Cambridge, UK: International Union for Conservation of Nature.

14 

Fisher, B., Turner, R. K., & Morling, P. (2009). Defining and classifying ecosystem services for decision making. Ecological Economics, 68, 643-653.

15 

García-Llorente, M., Martín-López, B., Nunes, P. A. L. D., Castro, A. J., & Montes, C. (2012). A choice experiment study for land-use scenarios in semi-arid watershed environments. Journal of Arid Environments, 87, 219-230.

16 

Garrod, G., Ruto, E., Willis, K., & Powe, N. (2014). Investigating preferences for the local delivery of agri-environment benefits. Journal of Agricultural Economics, 65(1), 177-190, DOI: 10.1111/1477-9552.12040

17 

Gómez-Baggethun, E., De Groot, R., Lomas, P. L., & Montes, C. (2010). The history of ecosystem services in economic theory and practice: from early notions to markets and payment schemes. Ecological Economics, 69, 1209-1218. Recuperado de http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolecon.2009.11.007

18 

Greiner, R. (2015). Motivations and attitudes influence farmers’ willingness to participate in biodiversity conservation contracts. Agricultural Systems, 137, 154-165.

19 

Hackbart, V. C. S., De Lima, G. T. N. P., & Dos Santos, R. F. (2017). Theory and practice of water ecosystem services valuation: Where are we going? Ecosystem Services, 23, 218-227.

20 

Hanley, N., Colombo, S., Tinch, D., Black, A., & Aftab, A. (2006a). Estimating the benefits of water quality improvements under the Water Framework Directive: are benefits transferable? European Review of Agricultural Economics, 33(3), 391-413, DOI: 10.1093/erae/jbl019

21 

Hanley, N., Wright, R. E., & Álvarez-Farizo, B. (2006b). Estimating the economic value of improvements in river ecology using choice experiments: An application to the water framework directive. Journal of Environmental Management, 78, 183-193, DOI: 10.1016/j.jenvman.2005.05.001

22 

Hensher, D. A., Rose, J. M., & Greene, W. H. (2005). Applied choice analysis: A primer. Cambridge: Cambridge University Press.

23 

Hidrometría Chile Ltda. (2012). Servicios generales de estudio y análisis de caudales y apoyo a la redistribución de las aguas a la Dirección General de Aguas en la segunda sección del río Aconcagua. Informe final. La Florida, Chile: Ministerio de Obras Públicas, Dirección General de Aguas, Unidad de Fiscalización, Chile.

24 

Jorgensen, B. S., & Syme, G. J. (2000). Protest responses and willingness to pay: Attitude toward paying for stormwater pollution abatement. Ecological Economics, 33(2), 251-265.

25 

Jorgensen, B. S., Wilson, M. A., & Heberlein, T. A. (2001) Fairness in the contingent valuation of environmental public goods: Attitude toward paying for environmental improvements at two levels of scope. Ecological Economics, 36, 133-148.

26 

Jorgensen, B. S., Syme, G. J., & Nancarrow, B. E. (2006). The role of uncertainty in the relationship between fairness evaluations and willingness to pay. Ecological Economics, 56, 104-124.

27 

Kosoy, N., & Corbera, E. (2010). Payments for ecosystem services as commodity fetishism. Ecological Economics, 69, 1228-1236.

28 

Louviere, J., Hensher, D., & Swait, J. (2000). Stated Choice Methods- Analysis and Application. Cambridge, UK: Cambridge University Press.

29 

McFadden, D. (1974). Conditional logit analysis of qualitative choice behavior. In: Frontiers in econometrics. Zarembka, P. (ed.). New York: Academic Press.

30 

Millennium Ecosystem Assessment. (2005). Ecosystems and human well-being: A framework for assessment. Washington, DC: Island Press.

31 

Ministerio de Agricultura. (2008). Ley 20283. Ley sobre recuperación del bosque nativo y fomento forestal. Santiago de Chile: Biblioteca del Congreso Nacional de Chile. Recuperado de http://www.leychile.cl/N?i=274894&f=2008-07-30&p=

32 

Ministerio de Agricultura. (2010). Ley 20.412 Establece un sistema de incentivos para la sustentabilidad agroambiental de los suelos agropecuarios. Santiago de Chile: Biblioteca del Congreso Nacional de Chile . Recuperado de https://www.leychile.cl/N?i=1010857&f=2017-09-27&p=

33 

Ministerio de Justicia. (2010). Decreto con Fuerza de Ley 1122. Fija texto del Código de Aguas. Santiago de Chile: Biblioteca del Congreso Nacional de Chile . Recuperado de http://www.leychile.cl/Navegar/?idNorma=5605&idVersion=2010-01-26&idParte

34 

Ministerio del Medio Ambiente. (2012). Informe del estado del medio ambiente 2011. Santiago de Chile: Ministerio del Medio Ambiente.

35 

Morrison, M., & Bennett, J. (2004). Valuing new South wales rivers for use in benefit transfer. The Australian Journal of Agricultural and Resource Economics, 48(4), 591-611.

36 

Oficina de Estudios y Políticas Agrarias, ODEPA. (2013). Región de Valparaíso - Información regional 2014. Santiago de Chile: Oficina de Estudios y Políticas Agrarias.

37 

Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura, FAO. (2015). El estado mundial de la agricultura y la alimentación. La protección social y la agricultura: romper el ciclo de la pobreza rural. Roma: Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura, FAO Publicaciones.

38 

Pattanayak, S. K. (2004). Valuing watershed services: Concepts and empirics from Southeast Asia. Agriculture, Ecosystems and Environment, 104, 171-184.

39 

Pearce, D., & Özdemiroglu, E. (2002). Economic valuation with stated preference techniques: Summary guide. London: Department for Transport, Local Government and the Regions.

40 

Pontificia Universidad Católica de Chile, PUC. (2008). Diagnóstico medioambiental, social y económico del Valle del Aconcagua. Santiago de Chile: Pontificia Universidad Católica de Chile.

41 

Poppenborg, P., & Koellner, T. (2013). Do attitudes toward ecosystem services determine agricultural land use practices? An analysis of farmers’ decision-making in a South Korean watershed. Land Use Policy, 31, 422-429.

42 

Reyes, R. G., Blanco, A., Lagarrigue, F. R., & Rojas, F. (2016). Ley de bosque nativo: desafíos socioculturales para su implementación. Valdivia, Chile: Instituto Forestal y Universidad Austral de Chile.

43 

Ribbe, L., Delgado, P., Salgado, E., & Flügel, W. A. (2008). Nitrate pollution of surface water induced by agricultural non-point pollution in the Pocochay watershed, Chile. Desalination, 226, 13-20.

44 

Rolfe, J., Bennett, J., & Louviere, J. (2000). Choice modelling and its potential application to tropical rainforest preservation. Ecological Economics, 35, 289-302.

45 

Schomers, N. S., & Matzdorf, B. (2013). Payments for ecosystem services: A review and comparison of developing and industrialized countries. Ecosystem Services, 6, 16-30.

46 

Smith, M., De Groot, D., & Bergkamp, G. (2006). Pay. Establishing payments for watershed services (109 pp.). Gland, Switzerland: International Union for Conservation of Nature.

47 

Soto, I., & Barkmann, J. (2009). Risk perception and adoption of conservation practices to reduce natural resource degradation. ECOengen, 12, 45-60.

48 

Superintendencia de Servicios Sanitarios, SISS. (2013). Informe de gestión del sector sanitario 2013. Santiago de Chile: Superintendencia de Servicios Sanitarios (SISS), Gobierno de Chile. Recuperado de http://www.siss.gob.cl/577/w3-propertyvalue-3443.html

49 

Superintendencia de Servicios Sanitarios, SISS. (2016). Informe de coberturas sanitarias 2016. Santiago de Chile: Superintendencia de Servicios Sanitarios (SISS), Gobierno de Chile. Recuperado de http://www.siss.gob.cl/577/w3-propertyvalue-3445.html

50 

Urquidi, J. C., Seeger, M., & Lillo, M. (2012). Informe sobre el estado y calidad de las políticas públicas sobre cambio climático y desarrollo en Chile. En: SustentaRSE-Plataforma Climática Latinoamericana. Recuperado de http://draft.valorandonaturaleza.org/documents/files/informe_sobre_el_estado_y_calidad_de_las_polticas_pblicas_sobre_cambio_climtico_y_desarrollo_en_amrica_latina.pdf

51 

Westman, W. (1977). How much are nature's services worth? Science, 197, 960-964.

52 

Wunder, S. (2005). Payments for environmental services: Some nuts and bolts. In: Occasional paper No. 42. CIFOR. Recuperado de https://www.cifor.org/publications/pdf_files/OccPapers/OP-42.pdf



This display is generated from NISO JATS XML with jats-html.xsl. The XSLT engine is libxslt.





Introduction

Ecosystem services (ES) are defined as benefits obtained from nature that satisfy human needs (Millennium Ecosystem Assessment, 2005). Watersheds provide ES that are greatly valuable to society, such as drinking water (provision services), control of soil erosion (regulation services), wildlife habitat (support services) and aquatic recreation (cultural services) (Smith, De Groot, & Bergkamp, 2006). However, given that some ES are outside traditional markets, they are undervalued and consequently overexploited. As the importance of ES in watersheds is better recognized, it becomes more important to determine the value of these services (Emerton & Bos 2004; Pattanayak 2004).

Valuation of ES was originally used to create awareness of the importance of biodiversity for human wellbeing as a use value (Westman, 1977) and to support decision-making in the design of environmental policies (Fisher, Turner, & Morling, 2009). Later, refinements to valuation techniques allowed for the design of market mechanisms to create financial incentives for conservation, giving ES an exchange value (Daily & Matson, 2008; Kosoy & Corbera, 2010). One of the most well-known mechanisms is Payment for Environmental Services (PES), which has been defined as a set of voluntary and conditional transactions, for well-defined ES, between at least one offering party and a consumer (Wunder, 2005). While the original idea is that the system is administered by private parties, in most cases the government is a participant in financing a large part of the mechanism (Schomers & Matzdorf, 2013). There have been criticisms of PES-type mechanisms due to increased commercialization of ES (Gómez-Baggethun, De Groot, Lomas, & Montes, 2010). And Hackbart, De Lima, and Dos Santos (2017) state that the different categories used for ES valuation are not yet sufficient to adequately guide water resource management.

ES valuation techniques can be grouped into revealed preferences and stated preferences (Pearce & Özdemiroglu, 2002). The former identifies the way in which a good without a market (which applies to most ES) influences the market of an associated good, while the latter technique is based on building hypothetical markets and interviewees are asked directly about the value they place on a good or service. The present study applied the Choice Experiment method (CE) (i.e. stated preferences), as it has been widely used in recent years. The CE method builds the economic preferences of people based on choices they make in hypothetical valuation scenarios during an interview (Louviere, Hensher, & Swait, 2000). Each scenario is based on the combination of attributes of a good or service relevant to its value and respective levels of provision.

The CE method has been applied satisfactorily in the economic valuation of ES in watersheds. It has been used to analyse the importance of attributes related to the ecology of rivers, such as the presence of aquatic plants, fish, birds and other animal species (Morrison & Bennett, 2004; Hanley, Colombo, Tinch, Black, & Aftab, 2006a; Álvarez-Farizo, Hanley, Barberán, & Lázaro, 2007), as well as river quality and the size of protected areas (García-Llorente, Martín-López, Nunes, Castro, & Montes, 2012). Studies have also looked at attributes associated with the possibility of recreation, such as boat rides, fishing and swimming (Morrison & Bennett, 2004), ecotourism facilities (García-Llorente et al., 2012), and aesthetic aspects (Hanley, Wright, & Alvarez-Farizo, 2006b). Other studies have analysed the importance of river flow (Hanley et al., 2006a) and water availability (Álvarez-Farizo et al., 2007). Socio-economic attributes have also been studied, such as local employment (Hanley et al., 2006a) and the presence of traditional agriculture and wind farms (García-Llorente et al., 2012).

There is evidence from studies on stated preferences that demographic and attitudinal characteristics of individuals influence interviewees’ preferences for improvements in watersheds (Poppenborg & Koellner, 2013). Interviewees with pro-environment views are more willing to pay for the quality of a river ecosystem than those with more pro-development views (Morrison & Bennett 2004). Interviewees who are aware of the poor ecological condition of a river and have commercial interest in the resource are more willing to pay for improvements to water quality (Álvarez-Farizo et al., 2007). Individuals who perceive payment for environmental improvements as unfair have been found to be less willing to pay for environmental improvements (Jorgensen, Syme, & Nancarrow, 2006). And those who believe they have the right to a clean environment and that the government should use existing resources to improve the quality of the environment are less willing to pay (Jorgensen & Syme, 2000). Other reasons to object to payments may include budget restrictions and the belief that environmental improvements are not worthwhile (Jorgensen, Wilson, & Heberlein, 2001). Consideration of these factors can greatly improve the capacity of choice models to represent the heterogeneity of preferences (Garrod, Ruto, Willis, & Powe, 2014; Greiner, 2015) and contribute to a better understanding of interviewee preferences in stated preference studies.

This economic valuation study was carried out using the choice experiment method to analyse the preferences of farmers for improvements to the protection of ecosystem services in the Aconcagua River watershed, applying a set of agro-environmental measures and investments. The Aconcagua River watershed lies in the region of Valparaiso, Chile, and has severe problems with ES provisions, such as low water availability and quality, and problems with biodiversity conservation, due to intensive industrial and agricultural activities, among other factors (Ribbe, Delgado, Salgado, & Flügel, 2008; PUC, 2008; CIREN, 2010). Preferences were studied based on the interviewees´ Willingness to Pay (WTP) for the implementation of measures to improve the current situation of the watershed. The influence of socio-economic and attitudinal variables on the preference of the interviewees for environmental improvements to the watershed was also analysed. This information can contribute to better understanding the environmental behaviour of the interviewees and can support the design and evaluation of local agro-environmental policies.

This article is organised as follows. Section 2 (methodology) describes the study area and information gathering, the choice experiment design, the variables studied and the data analysis. The results and discussion are presented in section 3, and section 4 describes the main conclusion drawn from the study.

Methodology

The Aconcagua River watershed is located in the region of Valparaiso in central Chile, covering an area of 7 340 Km2 (Cade Idepe Ingeniería y Desarrollo de Proyectos, Ltda., 2004). The climate is predominantly Temperate Mediterranean, with a long dry season with average temperatures of 14.5° and precipitation between 261 and 467 mm (Figure 1). Due to severe water shortages over recent years, water redistribution has been applied among the different sections of the river through water use restrictions (Hidrometría Chile Ltda., 2012). The main use of water is for farming irrigation, followed by industrial, mining and hydroelectricity activities. Urban wastewater treatment has improved since 2000 due to investment in treatment processes, reaching 100% coverage (SISS, 2016). However, water pollution from agricultural pesticides and fertilisers, and from some industrial facilities, is an ongoing issue.

Current policies promote financial incentives to improve storage, distribution and efficiency of water use, and for programs to encourage good farming practices and conservation in agriculture, among others (Urquidi, Seeger, & Lillo, 2012). Despite these efforts, there continues to be a high demand for environmental improvements and improved infrastructure in the region of Valparaiso. These include investments to improve the use of increasingly scarce water resources, reduce widespread pollution from intensive farming, improve treatment of industrial wastewater from local industry and define minimum ecological watersheds (Ministerio de Medio Ambiente, 2012).

In order to analyse the preferences of individuals for environmental improvements in the watershed, a survey was conducted (n=105) by interviewing farmers from the districts of Quillota and La Cruz, which are part of the Aconcagua River watershed. The sample includes farmers who have been participating in PRODESAL (Local Development Programme), set up by INDAP (Institute for Agricultural Development) in the two districts that cover the most representative type of farming in the region. A questionnaire was used to gather information through personal face-to-face interviews conducted by three fully-trained interviewers. The questionnaire, which was tested before final application, contains three main sections: (1) knowledge, use and attitudes about ES in the Aconcagua River watershed, (2) choice experiment (valuation), and (3) socio-economic aspects.

Figure 1

Aconcagua River Watershed, Region of Valparaíso, Chile (blue lines).

2007-2422-tca-9-02-58-gf3.jpg

Experimental design

Via meetings and interviews with representatives of public institutions and researchers in the area, together with a review of the available literature (Cade Idepe Ingeniería y Desarrollo de Proyectos, Ltda., 2004; PUC, 2008; Conama, 2008; SISS, 2013), four ES attributes relevant to the watershed were selected. These were: (1) status of the conservation and protection of the river’s flora and fauna, (2) protection of water quality in the watershed, (3) water availability for irrigation, and (4) capacity for water storage in reservoirs (Table 1). The flora and fauna of the river, such as aquatic plants, fish and insects, are a good indication of water quality as they are sensitive to pollution. Hence, improved conditions in flora and fauna means improved water quality of the river. The current condition of the flora and fauna of the Aconcagua River is “deficient to bad” in general, with variations in some sectors. If there were better monitoring of water quality, together with more investment to protect the water quality, the current situation may improve to “moderate” or “good”. Measures to improve and protect water quality include wastewater treatment plants and vegetation to protect river banks. Most districts currently have treatment plants, giving the watershed a level of “moderate” in terms of water quality. However, there are populated sectors without such services and there are no programmes to protect river banks with vegetation. The implementation of new investments could improve the water to the level of “good” or “very good”.

Water availability for irrigation is currently “low” in the Aconcagua River watershed. Only 56% of agricultural operations in the watershed have some type of irrigation (ODEPA, 2013). If there were an improvement in how water use is managed, together with more investment to improve water use efficiency and water storage, the current situation may improve to the level of “moderate” or “high”. One option for increasing water availability during dry periods is the construction of reservoirs. These allow regulation of the river flow and offer opportunities for recreation and electricity generation. However, they may also have a negative impact on the environment due to loss of flora and fauna, and displacement of people. The Chacrilla Reservoir (in the district of Putaendo) began functioning in 2014. It has a capacity of 27 million m3, which is a “low” level of storage. However, there are projects to build other reservoirs that would increase the storage capacity by 120 million m3 (“moderate” level) and 300 million m3 (“high” level).

Each attribute has three levels of provision: two levels representing improvements in the current situation and one level representing the current situation (status quo, SQ). One payment attribute was given five levels representing the interviewees’ Willingness to Pay for environmental improvements described in the scenarios. The mode of payment was represented as an additional charge on the monthly electricity bill for a period of 10 years. In order to determine the levels of payment, the average costs in the study area were used as reference (Chilquinta Energía, S. A., 2014).

Using a factorial design with 4 attributes having 3 levels each, plus one attribute with 5 levels, a total of 240 combinations were obtained. Applying an orthogonal design of the main effects, it was possible to generate a reduced experimental design with 23 different scenarios represented by “A” choice cards (Hensher, Rose, & Greene, 2005:115). By permutating the levels of the attributes on the choice cards, 23 other options were obtained, represented by “B” cards (Chrzan & Orme, 2000). The paired options were assigned randomly to each choice set. Therefore, each choice set was composed of two scenarios representing environmental improvements (A and B), and one scenario representing the current situation, for which there is no environmental improvement and the payment requested is zero (C). The levels of the attributes in each set showed no significant correlation. The 23 choice sets were then divided into three sub-samples during the questionnaire. Each interviewee was asked to select a scenario from each choice set (Figure 2).

Table 1

Attributes and level in the choice experiment.

Attribute Definition Levels
Flora and fauna Condition of the river’s flora and fauna Bad (sq); Moderate; Good
Water quality Protection of water quality Moderate (sq); Good; Very good
Water availability Availability of water for irrigation Low (sq); Moderate; High
Water storage Storage capacity for water within the watershed Low (sq); Moderate; High
Payment Monthly charge on electricity bills for a period of 10 years (CLP$) 0 (sq); 1 000; 2 500; 4 000; 5 500
sq: current situation (status quo). CLP: Chilean Pesos (USD 1 = CLP 607, Banco Central de Chile, December 2014).

Figure 2
2007-2422-tca-9-02-58-gf4.png

The questionnaire was subdivided into several sections, including questions about the interviewees’ connections with and attitudes regarding water resources, a description of the valuation scenarios, the choice experiment, follow-up questions to identify the reasons for payment or non-payment, and socio-economic questions. The questionnaire was pre-tested in the field, leading to the necessary adjustments to ensure that interviewees adequately understood the questions. The final version of the questions was administered during the last three months of 2014.

Data analysis

The choices made by the interviewees were analysed using a discrete choice Conditional Logit Model (CLM) (McFadden, 1974). The interviewees were asked to choose between different scenarios described in terms of their attributes. If V (utility) is linear in its parameters and additive with a constant term “α”, the indirect conditional utility function is as follows:

(1)
Vij = α + β1X1 + β2X2 +  + βnXn

where α is the alternative specific constant (ASC), which captures the variation in systemic choices between the status quo option and options A and B which cannot be explained by attributes (Bateman et al., 2002); n is the number of attributes considered; β is a vector of coefficients; and X is a vector of attributes. The ASC is coded as a dummy variable with a value of 1 for the generic options A and B, and 0 for option C (status quo). The terms of the interactions between the demographic and attitudinal variables with ASC and the attributes were generated and included in the model estimate. In order to reduce collinearity between the interaction terms and the attributes without interaction, the demographic and attitudinal variables were standardised before multiplying them by the attribute. Based on the quantification of the parameters in the CLM, the maximum marginal WTP for changes in the levels of the attributes can be estimated as:

(2)
mWTP = - βx / βc

where β x is the coefficient of utility of any of the attributes and β c is the marginal utility of the income given by the coefficient of the payment attribute. In other words, mWTP is the monetary value of the utility for an additional unit of attribute X.

The change in wellbeing generated by environmental improvements (Q 0 - Q 1 ) was calculated as a Compensating Variation (CV) (Louviere et al., 2000: 340). CV is the amount of money equal to the level of the status quo utility (U 0 ) for the level of utility perceived by the interviewee with regard to the environmental improvement (U 1 ). CV can also be expressed as the interviewee’s maximum WTP to reach a higher level of environmental quality. Using Limdep Nlogit software, the main effects of the attributes of the interaction were estimated and the value of the ES for the respondents in the watershed was calculated:

(2)
VC (Q0  Q1) = - βc-1 * (U1 - U0)

Results

Of a total of 105 farmers, 75% were male and most were from the district of Quillota. The average age of the interviewees was 55 years, with a low level of education (60% had 8 years or less of schooling). Twenty-one percent of the households had incomes below the national minimum wage (USD 346), while 42% had income between USD 346 and USD 692. The households were comprised of an average of four members. The average field size was 4.8 ha, with most farmers being the owners of their land (61%), while the others were tenants (37%) or share-croppers (2%).

With regard to water use by the farmers, 90% did not conduct recreational activities, such as fishing, camping, picnicking or swimming. In terms of the households of the interviewees, 60% used water from rural drinking water systems, followed by 23% that used wells, and another 4% that used water springs. Some fields were close to urban areas, allowing 13% of households to receive drinking water from regional water companies. With regard to domestic wastewater treatment, 59% of households had septic tanks, 19% had cesspits, 17% of the households had access to sewer systems and wastewater treatment, and 7% had access to sewers only.

The main production sectors in the study area were vegetables (63%), fruit (24%), flowers (9%) and mixed crop production (4%). The main sources of water for irrigation were surface water from canals (48%) and underground water from wells (45%), followed by production units that used water springs (7%). In relation to the irrigation systems present on the farms in question, 52% used drip or micro-sprinkler irrigation, 32% furrow irrigation, 11% flood irrigation and 5% sprinkle irrigation. With regard to the maintenance of water distribution or storage systems, 48% of interviewees stated that they carried out maintenance once a year, 40% more than twice a year and 12% had never performed any maintenance.

On a scale of 1 to 7, with 1 as “very low/bad” and 7 as “very high/good”, the farmers scored the availability of water for human consumption as high (mean of 5.8) and irrigation as low (mean of 2.9). The quality of water was considered good for human consumption and for irrigation (means of 5 in both cases), moderate for the conservation of flora and fauna (mean of 4.5) and deficient for recreational swimming (mean of 2.6). Using the Likert 5-point scale (1: fully disagree, 5: fully agree), the farmers showed a high level of support for the construction of reservoirs for water storage in the watershed (82% agreed or fully agreed).

The interviewees also expressed their attitudes regarding the valuation scenarios, and while almost all were interested in improvements to water availability and quality, 45% did not possess sufficient funds to contribute to the implementation of the proposed plan. Fifty-eight percent of the sample indicated that they already paid enough tax for water, 79% would need more information before making a decision about paying for improvements, and 46% thought it unfair that they should pay for environmental improvements to water resources. In addition, 51% considered the way the money was collected to be inadequate for the implementation of the proposed plan and 39% did not trust public services to implement the plan.

Of the total number of interviewees, 94% were willing to pay for environmental improvements for at least one of the choice sets presented. Therefore, only 6% preferred maintaining the current situation without any environmental improvement. The attributes were found to be significant for the willingness to pay to improve the current state of water resources so as to obtain the expected effects (Table 2 - model (a)). These were: positive utilities that improve the conditions of flora and fauna, protection of water quality, water availability for irrigation, and water storage capacity. Negative utilities were obtained for increases in the payments required. The inclusion of socio-economic and attitudinal variables notably improved the predictive power of the choice models, increasing from a Pseudo-R2 of 0.12 (model (a), attributes only) to a Pseudo-R2 of 0.23 (model (c), including attitudinal variables). A Pseudo-R2 (constant only) between 0.12 and 0.23 corresponds to R2 values between 0.35 and 0.55, respectively, in the approximately equivalent linear model (Hensher et al., 2005: 338-9).

The results of model (b) show that the farmers who were younger, had less education and were tenants on their fields were less willing to pay for improvements to the provision of ES in the watershed in general. Specifically, producers who used wells for irrigation water were more willing to pay for improvements in the conditions of flora and fauna. The older interviewees were less willing to pay for improvements in water storage capacity. Lastly, the farmers with more income were more willing to pay for improvements in water availability for irrigation.

Model (c) showed that the attitudes of the farmers were significantly determinant of their willingness to pay for improvements to the state of ES in the watershed. The interviewees who stated that they did not have sufficient funds to pay, had little information to make a decision, and who considered paying to be unfair were less willing to pay for improvements in the watershed, in general. In particular, farmers who considered paying to be unfair and who had little information for decision-making were less willing to pay for improvements to water availability for irrigation. Those who believed that the water quality in the watershed was good for the purposes of flora and fauna conservation were less willing to pay for improvements to water availability for irrigation.

Table 2

Valuation of ecosystem services in the watershed of the Aconcagua River.

Variable Choice models
(a) Attributes alone (b) Attributes x Socio-economic Variables (c) Attributes x Attitudinal Variables
Flora and fauna 0.232 *** 0.256 *** 0.320 ***
Protection of quality 0.526 *** 0.592 *** 0.526 ***
Water availability 0.641 *** 0.666 *** 0.702 ***
Water storage 0.240 *** 0.288 *** 0.327 ***
Payment & -0.27/10^3 *** -0.27/10^3 *** -0.30/10^3 ***
Rent x Payment -0.48/10^4 ~
Well x Flora and fauna 0.142 **
Age x Storage -0.178 *
Age x Payment 0.88/10^4 *
Income x Availability 0.231 **
Education x Payment 0.24/10^3 ***
Restriction $ x Availability -0.189 *
Restriction $ x Payment -0.11/10^3 **
More information x Payment -0.199 **
Unfair payment x Availability -0.235 **
Unfair payment x payment -0.17/10^3 ***
Water quality_f&f x Availability -0.151 *
ASC not SQ -0.146 n.s. -0.055 n.s. -0.110 n.s.
Log-likelihood function -723.28 -601.27 -610.53
Pseudo-R2 # 0.118 0.187 0.225
Sample size 105 105 105
***: significance p<0.001; **: significance p<0.01; *: significance p<0.05, ~: significance p<0.1
&: Attribute of payment in Chilean pesos; n.s.: not significant

In terms of the estimates of marginal WTP (Table 3), it can be stated that the most important attributes for the farmers were improvements in water availability for irrigation (USD 3.93/month/home), followed by improvements in water quality protection (USD 3.24/month/home). Less importance was placed on improvements to water storage via reservoirs (USD 1.47/month/home) and the condition of flora and fauna (USD 1.42/month/home). The total WTP for improvements to ES in the Aconcagua River watershed ranged from USD 10.06/month to USD 20.12/month per home. Considering the size of the study sample (n=105), the total WTP for the homes was between USD 1056 and USD 2112. Lastly, taking into account the total number of farming operations in the watershed (n=6 422), the total WTP would be between USD 64,250 and USD 128,500.

Table 3

Estimates of Willingness to Pay for improvement in water resources.

Attribute WTP (Q 0 to Q 1 ) WTP (Q 0 to Q 2 )
(USD/month) (USD/month)
Condition of flora and fauna 1.42 2.85
Protection of water quality 3.23 6.46
Water availability for irrigation 3.93 7.86
Water storage capacity 1.47 2.94
Total WTP/home 10.06 20.12
Number of homes 105 105
Total WTP for sample 1 056 2 112
Farming operations in the watershed 6 422 6 422
Total WTP for watershed 64 589 129 177

Discussion

All the attributes were found to have a significant effect on the farmers’ preferences for environmental improvements in the Aconcagua River watershed. The severe drought experienced in the watershed in recent years is the main reason why the most important attribute for the interviewees was improvement to water availability for irrigation. Even with a high degree of support for the construction of reservoirs (82%) to improve water availability and provide opportunities for recreation and electricity generation, this attribute was not the most preferred by the interviewees. They preferred more diversity in the measures applied to improve water availability in the watershed, apart from water storage, such as improvements to water use management and more investment to improve use efficiency. Increasing the supply of water by building reservoirs may be complex, given that it requires a process of assigning water distribution rights in accordance with national legislation regulated by the Water Code of 1981 and its modifications (Ministerio de Justicia, 2010). This regulation states that the assignment and use of water is based on a system of negotiable rights for private water use. The process of administering and managing water is subject to strong debate in terms of the efficiency of the assignment mechanism, which is aimed at setting a price that reflects the true cost of water use in order efficiently reassign activities that provide a low value and those that provide a high value for the resource (CEPAL-OCDE, 2016).

The farmers also showed preferences for improvements in protecting water quality through new investments in wastewater treatments plants and river bank protection with vegetation, though most considered that the water quality for human consumption and irrigation was good. More concern was shown for water quality for the conservation of river biodiversity (flora and fauna) and for recreational activities involving contact with water. Most of the farmers were aware of the importance of water quality, given that the watershed is an area of intensive farming where there is evidence of widespread pollution (Ribbe et al., 2008). It can be noted that in Chile the level of fertilisers applied per hectare (318 kg/ha) is one of the highest in Latin America, exceeded only by Colombia (FAO, 2015:212).

Considering that 63% of homes have income below USD 692, the valuation scenario likely captures a considerable portion of the total willingness to pay for improvements to ES in the watershed. This amount may be significant for at least improving water use efficiency and water quality protection. The WTP values were also substantial when considering that a relatively low percentage of the interviewees (<10%) participated in recreational activities in the river ecosystems and surrounding area.

The younger farmers with less education and who were tenants on their fields had a less stable financial situation, impeding them from paying for environmental improvements. This is supported by the result found by model (b) which indicates that the farmers with lower income were less willing to pay for improvements to water availability for irrigation. Despite this, for the particular case of improvements to water storage capacity via reservoirs, the younger interviewees were more willing to pay. Therefore, our results regarding the influence of age on environmental preferences are ambiguous. This was not the case for Rolfe, Bennett, and Louviere (2000), who found that the younger interviewees were always more willing to pay for different environmental improvements to the current situation (status quo). Farmers who used wells for their irrigation water were more willing to pay for improvements in the condition of flora and fauna. This result is relevant considering that 45% of the interviewees use this type of water source for crop irrigation and 63% grow vegetables that are normally more sensitive to poor water quality compared to fruit.

In the case of education, the results were similar to those of Biénabe and Hearne (2006), and Alvarez-Farizo et al. (2007), who found that the interviewees with higher levels of formal education were more willing to pay for environmental improvements. A lack of access to formal education may therefore represent a substantial barrier to farmers taking actions to improve the quality of ES in the watershed in question. It should be noted that 60% of the interviewees had less than 8 years of schooling. With regard to the influence of income on willingness to pay, the analysis confirms the results of Morrison and Bennett (2004), who found a positive effect on preferences for improvements to river ecosystems, which is to be expected based on simple economic theory. The risk of investing in a rented field is reflected in the results that show that interviewees who were tenants were less willing to pay for improvements to ES. Although the percentage of farmers in this situation was low (37%), its influence is relevant to identifying the determining factors for environmental improvement preferences.

The results of model (c) show that attitudes that were opposed to the valuation scenario were significant for determining willingness to pay for improvements in ES in the watershed. Our results are in line with those of Jorgensen, Wilson, & Heberlein (2001) and Jorgensen, Syme, and Nancarrow (2006). They studied attitudes and beliefs that demonstrate objections in the valuation of environmental good and services. In particular, these prior studies found that considerations of fairness led to objection if the interviewees had doubts regarding the task of valuation (Jorgensen et al., 2006). According to Jorgensen et al. (2001), objections such as lack of money to pay, high costs of environmental issues, or low utility of payments for environmental improvements actually represent considerations of fairness. Similar to our results, Jorgensen et al. (2006) found that the interviewees who reported having doubts related to the information provided about the payment scenario alluded to considerations of fairness when expressing their preferences during the task of valuation.

The interviewees showed a high level of disapproval of the proposed valuation scenarios. A high percentage indicated that: they would need more information to make a decision, they currently paid enough environmental taxes, the way the money was collected was inadequate, and the payments were unfair. Nevertheless, in the CE most of the interviewees (94%) did not object to paying for improvements in the protection of ES in the watershed. Similarly, although 45% said they would not have enough money to contribute to implementing the proposed plan, only 6% persistently opted for maintaining the status quo. Therefore, it can be said that the connection between the answers to the variables and the choices by the interviewees was low despite the significant influence of the former on their WTP. This may be because the variables and the scales used did not adequately capture the beliefs of the interviewees, in which case the impact on their choices would not be clearly detected. A second possible explanation is that the consideration of equity represented by the variables of objection is of little practical importance to the population of an emerging economy such as Chile.

The practical application of economic valuation requires the analysis of various considerations. Our results can be highly useful to analyse the impact of secondary norms related to water quality for the protection of continental surface water on the watershed level in central Chile, as well as to update national emissions regulations related to industrial wastewater entering surface and underground water courses. Since 2005, the Aconcagua River watershed and its main tributaries have had a draft law of secondary regulations on surface water quality, which establishes quality objectives in the watershed. However, this regulation has not yet come into force. One of the aspects mentioned as a limiting factor in the evaluation of the economic and environmental impacts of secondary regulations on water quality is the lack of methodologies for the economic valuation of ES that do not have a market (Centro de Ciencias Ambientales EULA-Chile, 2006). Therefore, the present study can make an important contribution to the process of creating national environmental quality regulations, particularly for the case of the Aconcagua River watershed.

The implementation in Chile of systems for the Payment for Environmental Services has been considered promising (Cabrera & Rojas, 2009). These researchers studied the possibility of implementing a PES system for the provision of drinking water in the district of Ancud, in the Mechaico River watershed in Chile. Given that the PES system is a business initiative by private sector parties, its implementation would not be viable for a municipality or other state-administered body without a change in the legislation. The estimated willingness to pay for water quality is higher than the cost of implementing the system. However, the administration of the system is complex and changes would be required in institutions and legal systems in order to implement it. These results confirm the way in which most PES systems have been implemented in other countries, with strong support and participation from the state (Schomers & Matzdorf, 2013).

There are currently no PES systems functioning in Chile. There are mechanisms that could be called PES-type, where owners of natural resources are subsidised by the state to implement sustainable conservation practices. This is the case with the System of Incentives for Agro-Environmental Sustainability of Farming Soils (Ministerio de Agricultura, 2010), which subsidises farming practices such as the use of biofilters to retain sediments and pesticides from surface runoff from farms. The financial incentive pays for part of the cost of implementing these farming practices. A second case is the Law on the Recovery of Native Forest and Forest Preservation, which also finances the cost of implementing forest conservation practices (Ministerio de Agricultura, 2008). In these two cases, the adoption of conservation practices has been low, since many farmers stop applying the practices when the subsides stop (Soto & Barkmann, 2009) or because the requirements for accessing the subsidies are too complex and costly for small landowners (Reyes, Blanco, Lagarrigue, & Rojas, 2016). This poor performance leads to the need to continue studying economic ES conservation mechanisms that could be efficient and equitable (Kosoy & Corbera, 2010).

Conclusions

This research estimated the economic value of ES in the Aconcagua River watershed and analysed the factors that determine farmer preferences. According to their Willingness to Pay, most of the interviewees showed support for measures to improve the conditions of flora and fauna, the security of water availability for irrigation, protection of water quality, and water storage capacity through reservoirs. The values obtained were significant, considering that most of the households (63%) had total incomes below twice the minimum monthly wage (USD 692).

The inclusion of socio-demographic and attitudinal factors in the analysis improves the predictive capacity of the models and identifies the significant factors that determine the preferences of the interviewees for the ecosystem services in question. Younger farmers with less education, low income and who were tenants on their fields were less willing to pay for environmental improvements. Those who considered payment unfair, who did not have enough money to pay, or who stated that the information provided was insufficient to make a decision were also less willing to pay. However, in the choice experiment, most of the interviewees (94%) did not object to paying for improvements to the protection of ES in the watershed. Therefore, it can be concluded that the manner in which beliefs about payment impact choices cannot be clearly detected. This result requires improvements to the design of the attitudinal variables included in stated preferences studies, in order to adequately express their influence on preferences.

Finally, this study of the economic valuation of ES can contribute to the analysis of the impact of secondary regulations on environmental water quality for the protection of continental surface water on the watershed level. These have not yet been implemented in the Aconcagua River watershed, partly due to the lack of methodologies to determine the value of the ES that do not have a market. Therefore, the application of the economic valuation of ES is a fundamental tool for supporting decision-making in the area of public policies, with particular emphasis on the management of fragile ecosystems such as watersheds.

Acknowledgements

DI Initiation Project (37.338/2014) of the Research Department, Pontificia Universidad Católica de Valparaíso, Chile. We gratefully acknowledge the valuable contributions of the interviewees, particularly in the districts of Quillota and La Cruz.