Mercados para la conservación de bosques en Perú: una crítica desde la
economía
Markets forest conservation in Peru: critique from the economy
DOI: http://dx.doi.org/10.21704/ne.v5i2.1624
* Autor de correspondencia: Luis Guillén Email: lguillen@lamolina.edu.pe
© Facultad de Economía y Planicación, Universidad Nacional Agraria La Molina, Lima, Perú.
Forma de citar el artículo: La Rosa, L.; Minaya, C.; Guillén, L. 2020. Mercados para la conservación de bosques
en Perú: una crítica desde la economía. Natura@economía 5(2): 144-157. http://dx.doi.org/10.21704/ne.v5i2.1624
Miguel Ángel La Rosa Salazar
1
; Carlos Minaya
1
; Luis Guillén
1*
1
Universidad Nacional Agraria La Molina, Lima, Perú. Email: lguillen@lamolina.edu.pe
Recepción: 30/06/2019; Aceptación: 15/12/2020
Resumen
El objetivo del presente estudio fue analizar las deciencias en la implementación de MRSE,
a partir de dos distintas perspectivas teóricas de la economía, ambiental e institucional,
considerando la dinámica de la deforestación en la Amazonía peruana, en base a un modelo
de competencia de rentas. Se determinó que las características de los servicios ecosistémicos
no incentivan la aparición de mercados per se, y, por ende, estos deben ser incentivados
externamente, implicando costos de transacción considerablemente altos. El estudio
concluye que es necesario hacer una revisión de la denición de los MRSE en relación con
la conservación de los bosques, apoyándose en la teoría institucional para acoger las diversas
formas de gobernanza que podrían aparecer sobre estos mecanismos.
Palabras clave: servicios ecosistémicos; deforestación; economía ambiental; economía
institucional; costos de transacción; estructuras de gobernanza.
Abstract
The objective to the study was analyze shortcomings in the design and implementation of
MRSE from two dierent economics theoretical perspectives, environmental and institutional,
considering deforestation dynamics in the Peruvian Amazon based on a model of rents
competition. It was determined that characteristics of ecosystem services do not encourage
the emergence of markets per se, and therefore, it should be externally incentivized, meaning
considerably high transaction costs. The study concludes that it is necessary to review the
denition of MRSE in relation to forest conservation, relying on institutional theory to
accommodate the various forms of governance that could appear on these mechanisms.
Keywords: ecosystem services; deforestation; environmental economics; institutional
economics; transaction costs; governance structures.
Natura@economía
ISSN 2226-9479 (Versión electrónica)
Website: http://revistas.lamolina.edu.pe/index.php/neu
Natura@economía 5(2): 144-157(2020)
ARTÍCULO ORIGINAL
145
La Rosa et al. / Natura@economía 5(2):144-157(2020)
Julio - Diciembre 2020
1. Introducción
Entre los años 2002 y 2019, Perú perdió
2,00 Mha de bosque primario húmedo,
lo que representó el 66% de su pérdida
total de cobertura forestal en el mismo
período. El área total de bosque primario
húmedo en Perú disminuyó 2,80% en este
período (Global Forest Watch, 2020). La
deforestación ocurre principalmente en
bosques amazónicos de gran biodiversidad,
representan el 95% de la cobertura forestal
total del país (MINAG y MINAM, 2011).
La deforestación en el Perú se relaciona
principalmente con las actividades
agrícolas en la Amazonía. La evidencia
basada en imágenes satelitales muestra
que la agricultura es el principal driver
de deforestación en el Perú (Curtis et al.,
2018; Finer y Mamani, 2020, Finer et al.,
2018; Vijay et al., 2018; Kalamandeen
et al., 2018); mientras que, la minería
aurífera aluvial ha ganado relevancia en los
últimos años (Finer y Mamani, 2018). Esta
evidencia ha sido corroborada a partir de
estudios económicos en los que se encuentra
una relación entre diversas variables de las
actividades agrícolas y la deforestación en
las regiones amazónicas peruanas (Lucich et
al., 2015; Zegarra y Gayoso, 2015; La Rosa
Salazar, 2016).
Para hacer frente a la deforestación,
el gobierno peruano ha venido realizando
algunos esfuerzos sobre la gestión de
los bosques públicos, incorporando
explícitamente la deforestación en la
agenda nacional. Dichos esfuerzos
incluyen varios cambios en instituciones
y organizaciones forestales. SERFOR
(Servicio Nacional Forestal y de Fauna
Silvestre) desde 2013. La Ley Forestal y de
Fauna Silvestre promulgada (Ley N° 29763)
y la primera Política Nacional Forestal
y de Fauna Silvestre (Decreto Supremo
N° 009-2013-MINAGRI) Además, el
2010, el MINAM incluyó la deforestación
como punto clave en la política ambiental
(MINAM, 2011) y en la elaboración de la
estrategia nacional sobre cambio climático
(MINAM, 2014) Asimismo, el Acuerdo de
París, considera la deforestación como un
punto esencial (Pulgar - Vidal, 2016).
En los últimos años, el MINAM ha venido
promoviendo fuertemente la implementación
de esquemas de Mecanismos de Retribución
por Servicios Ecosistémicos (MRSE) dentro
de este marco. En 2014 se promulgó la Ley
de MRSE (Ley Nº 30215) cuyo reglamento
(Decreto Supremo N° 009-2016-MINAM)
fue publicado en 2016. Si bien estos
mecanismos aún presentan un desarrollo
insipiente en el Perú (Llerena y Yalle, 2014;
Quintero y Pareja, 2015)
Los MRSE son la respuesta a la búsqueda
de la conservación de los ecosistemas.
Detrás de ellos está el principio de que
“la naturaleza se degrada allá donde la
destrucción genera para su dueño más
benecio económico que la conservación,
aunque la sociedad en su conjunto salga
perdiendo” (Hajek y Martínez de Anguita,
2012). Los MRSE pueden contribuir en la
conservación de ecosistemas al permitir que
aquellos que los protegen se benecien por
las actividades que dejar de realizar en pro
de esa protección.
En el caso de los bosques, la idea central
es lograr que los usos forestales sostenibles
sean más atractivos para los agentes
económicos mediante la mercantilización
de sus SE y su inclusión en la toma de
decisiones sobre el uso de la tierra. Esto debe
llevar a que los usos forestales sostenibles,
que generalmente son menos rentables
que otras actividades no sostenibles, como
la agricultura y ganadería, sean de mayor
interés para estos agentes (Van Hecken y
Bastiaensen, 2010). Esto no necesariamente
evita la deforestación. Sin embargo, puede
ayudar a limitarla dependiendo de los valores
mercantiles que se logren para los SE.
Mercados para la conservación de bosques en Perú: una crítica desde la economía
146
Julio - Diciembre 2020
Según Goldman y Thallis (2009), los
MRSE han cobrado relevancia debido a
la insuciencia de las áreas naturales para
proteger los ecosistemas en peligro. Esto
se debe a tres causas: (i) estas áreas son,
relativamente, pocas y pequeñas, muy
aisladas y están muy sujetas a cambios,
lo cual diculta mantener extensiones lo
sucientemente grandes como para permitir
preservar las funciones de los ecosistemas
y los ujos de SE; (ii) el cambio climático
puede generar cambios drásticos en estas y
otras áreas, por lo que el rango de especies y
hábitats a proteger puede hacer insuciente
las capacidades de gestión; y (iii) conforme la
población mundial se incremente, restringir
el uso de la tierra con el solo objetivo de
conservación es una forma precaria y/o
inviable de preservar el capital natural y los
SE. Bruner et al. (2001) concuerdan en este
último punto.
Si bien los MRSE presentan
características prometedoras, su
implementación depende de la creación de
estructuras de gobernanza que aseguren
la instalación de los mecanismos y su
sostenibilidad. Desde la perspectiva de la
economía institucional (sobre las reglas
que estructuran comportamiento de agentes
en la economía), el adecuado diseño de
estas estructuras es fundamental. Esto se
debe a que las estructuras de gobernanza
implementadas interactuarán con otras
instituciones preexistentes que, de ser
incompatibles, pueden reducir la ecacia
de los MRSE, incrementando los costos
de transacción del funcionamiento de los
mecanismos (Vatn, 2010). Esto signica
la necesidad de realizar análisis profundos
de la realidad en la que los MRSE se
instalan, con la nalidad de entender la
forma ideal que deben tomar las estructuras
de gobernanza. Cabe señalar que, incluso
cuando comúnmente el asunto institucional
no se presenta en la denición de estos
mecanismos, es un aspecto relevante en
diferentes estudios globales (Wunder, 2005;
Wunder et al., 2008) y nacionales (Llerena y
Yalle, 2014; Quintero y Pareja, 2015) en los
que los costos de transacción son una de las
principales preocupaciones.
Este artículo tiene por objetivo analizar
la debilidad en el proceso de implementación
de MRSE en el Perú a partir de dos distintas
perspectivas teóricas de la economía:
ambiental e institucional. Esto se realiza para
el caso de la conservación de los bosques
Amazónicos peruanos, haciendo énfasis en
el potencial de los MRSE para detener la
expansión agrícola.
2. Materiales y métodos
Se realizó la revisión de literatura de dos
diferentes ramas de la economía: ambiental
e institucional. Se analizó la información
obtenida para acercarla al caso peruano,
se revisó información referente a cómo los
MRSE podrían favorecer la conservación de
los bosques en el Perú. Esto se hizo a través de
la comparación de la información disponible
sobre deforestación y producción agrícola
en la Amazonía peruana. Finalmente, se
revisó la información disponible sobre el
establecimiento de los MRSE en el Perú.
3. Resultados y discusión
Los MRSE para la conservación en el
Perú
Los MRSE surgen como enfoque de
conservación debido a que parte signicativa
de los benecios económicos de los SE no
son tangibles y valorados por la sociedad,
pues las externalidades positivas no pasan
por el sistema de precios, y el carácter de
bienes públicos de estos SE hacen que la
cantidad (y calidad) de ellos sean inferiores a
una asignación socialmente deseable (Hajek
y Martínez de Anguita, 2012). Los SE son
aquellos benecios que las personas reciben
a partir de las interacciones complejas de los
ecosistemas (MEA, 2005).
147
La Rosa et al. / Natura@economía 5(2):144-157(2020)
Julio - Diciembre 2020
Entre los cuatro tipos de SE (Tabla 1) tan
solo los servicios de provisión se relacionan
estrechamente con los mercados. Ellos son
comercializados por diversas industrias.
Esto no sucede con los otros tipos de SE
(de regulación, de hábitat, y culturales y
de recreación). Para ellos, la formación de
mercados no ocurre “espontáneamente”.
En sus casos, es necesario que terceros con
ciertos intereses trabajen para establecer
mecanismos, como es el caso de los
mercados de carbono y los MRSE.
Tabla 1. Los tipos de servicios ecosistémicos
Tipo servicio Denición Ejemplo
de provisión
Productos
obtenidos de
los ecosistemas
Madera,
frutas, hierbas,
oxígeno, entre
otros
de regulación
Benecios
obtenidos de
los procesos de
regulación de
los ecosistemas
Ciclo del agua
y regulación
climática,
polinización,
control
biológico,
secuestro de
carbón, entre
otros
de hábitat
Basada en la
provisión de
otros servicios
ecosistémicos
Mantenimiento
del ciclo de vida
y biodiversidad.
culturales y
de recreación
Benecios
intangibles
proveidos por
los ecosistemas
Paisajes, hogar
de pueblos
originarios,
entre otros
Fuente: TEEB (2010), MINAG y MINAM (2011).
Los MRSE convocan a criterios de
eciencia económica y mecanismos
redistributivos en el contexto de la
declinación de SE, debido a la intervención
humana. De esa manera, los MRSE surgen
como una transferencia económica para
compensar los costos de oportunidad de
los proveedores de externalidades positivas
(Smith, 2006; Wolcott, 2006; Muradian y
Kumar, 2009). No obstante, para el caso
especíco de los bosques, se busca hacer que
los benecios que proveen a las personas
sean considerados en la toma de decisiones.
Estos benecios pueden ser locales,
regionales/nacionales y globales (Hanley et
al., 2001).
La denición ocial de los MRSE,
para el caso peruano, la provee el MINAM
(2016a): “son los esquemas, herramientas,
instrumentos e incentivos para generar,
canalizar, transferir e invertir recursos
económicos, nancieros y no nancieros,
donde se establece un acuerdo entre
contribuyente(s) y retribuyente(s) al servicio
ecosistémico, orientado a la conservación,
recuperación y uso sostenible de las
fuentes de los servicios ecosistémicos. Un
MRSE puede ser diseñado en base a uno
o más servicios ecosistémicos”. En este
sentido, los principales puntos que deben
estar contenidos en acuerdos de MRSE
son (i) la ubicación y descripción del área
del ecosistema donde se implementará el
MRSE, (ii) las acciones especícas a las que
se comprometen los contribuyentes, iii) la
identicación de los servicios ecosistémicos,
en tanto puedan ser estos benecios sociales,
ambientales y/o económicos; y iv) las
acciones especícas para el monitoreo del
cumplimiento del acuerdo.
Modelo de competencia de rentas y MRSE
Las rentas agrícolas y forestales compiten
por prevalecer y determinar el uso de ciertas
supercies de cobertura forestal. Angelsen
(2010) explica que, las rentas agrícolas
y forestales (R
a
y r
f
, respectivamente)
dependen de los mismos factores: precios
(p), nivel de producción (y), factores de
producción (l,k) y sus costos unitarios
(w,q). Adicionalmente se considera el costo
de transporte (v), asociado a la distancia
hacia el mercado nal de destino (d). Cómo
interactúan R
a
y R
f
se muestra en la Figura
1.
Mercados para la conservación de bosques en Perú: una crítica desde la economía
148
Julio - Diciembre 2020
Figura 1. Interacción de las rentas del sector agrícola y forestal
Fuente: Elaboración propia adaptado de Angelsen (2010).
R
a
es igual a los ingresos totales
obtenidos de la producción (p
a
y
a
) menos
los costos de mano de obra (wl
a
), capital
(qk
a
) y transporte (v
a
d) (cabe precisar que
la distancia está incluida en los costos de
transporte). En el caso de un uso alternativo,
que garantice el mantenimiento de cobertura
forestal, la frontera agrícola se expande hasta
la distancia donde R
a
es igual a cero. Los
costos de transporte pueden ser demasiado
altos en este punto. Por lo tanto, llegar a los
mercados es demasiado costoso y se detiene
la deforestación.
En el marco de la implementación de
MRSE, cuanto mayor sea R
f
menor será
la deforestación, al contrario de R
a
, cuyo
aumento incrementa la deforestación.
Considerando que las rentas provenientes de
las actividades forestales varían con respecto
a la escala de agregación, R
f
puede hacerse
más grande siempre que se incluyan a agentes
de más niveles. A nivel local, las rentas
forestales incluyen las mismas variables
que las rentas agrícolas. Sin embargo, a
mayor escala de agregación, como regional
/ nacional o global, se incluyen otros SE
forestales que benecian a otros agentes
que no se relacionan directamente con los
bosques.
Entonces, encontrar la manera de
incorporar servicios forestales locales y
globales, que naturalmente no pertenecen
a ningún mercado, en las decisiones de
agentes productivos es el punto clave. En ese
sentido, por ejemplo, Kirkby et al. (2010)
encontraron que el benecio económico de
SE turísticos en el área natural protegida
Tampopata, Madre de Dios, (US$ 149/
ha/año) puede competir con las rentas de
actividades agrícolas y ganaderas (US$
96/ha/año y US$ 169/ha/año). Si esta área
natural dependiera de un MRSE, el reto sería
desarrollar un mecanismo que incorpore
otros benecios que se sumen a los turísticos
y cuyos costos no sean restrictivos. Los
MRSE aparecen como una herramienta
para incluir SE, que generalmente no son
comercializables, en la toma de decisiones
de los agentes económicos. Hacer que R
f
sea
lo sucientemente competitivo reduciendo
puede ser la otra cara de la misma moneda
(Angelsen, 2010). Sin embargo, esto no
parece ser posible para un país como Perú,
donde el desarrollo rural basado en la
149
La Rosa et al. / Natura@economía 5(2):144-157(2020)
Julio - Diciembre 2020
agricultura se considera fundamental para
combatir la pobreza. Por ello el análisis de
estrategias para la disminución de no es
parte de este estudio.
Deforestación y renta agrícola (R
a
)
Diez (10) de los 24 departamentos
peruanos concentran el 95% de los 77,3
Mha de bosques en el Perú: Amazonas,
Cusco, Huánuco, Junín, Madre de Dios,
Loreto, Pasco, Puno, San Martín y Ucayali
(Hansen et al., 2013). También acumulan
casi toda la deforestación peruana en los
últimos años. La Figura 2 muestra ambos
aspectos haciendo una distinción entre los
departamentos ubicados principalmente en
la Amazonía baja y aquellos en su mayoría,
en la Amazonía alta.
En la Figura 2, se evidencia que la
deforestación no se explica necesariamente
por la extensión de la cobertura forestal.
Aunque la extensión de los bosques en la
Amazonía Alta es bastante menor que la
Amazonía baja, el nivel de deforestación en
ambas áreas es comparable.
Figura 2. Departamentos de la Amazonía, cobertura forestal y deforestación
Nota: Los siete (07) primeros departamentos son clasicados parte de la Amazonía alta, mientras los restantes, como
Amazonía baja. La línea discontinua separa ambos grupos.
Fuente: Hansen et al. (2013).
La ubicación de las tierras en la
Amazonía alta es una explicación intuitiva
para esto, pues están más cerca de las tierras
altas y la costa peruana, donde se encuentran
las ciudades más pobladas (incluida Lima,
la capital) y por ende los mercados más
importantes. La expansión agrícola es el
principal impulsor de la deforestación en la
Amazonía peruana (MAAP, 2015), liderada
por los cultivos de café, cacao y palma
aceitera (CCP).
En los últimos años, los cultivos de CCP
se expandieron mucho más rápido que la
agricultura agregada en los departamentos
de la Amazonía peruana. Según la base
de datos del Ministerio de Agricultura y
Riego (MINAGRI), en los departamentos
de la Amazonía alta, las áreas de CCP se
expandieron 62% durante el período 2001-
2014, mientras que el área total de cultivo
creció 43%. En 2014, los cultivos de CCP
signicaron el 30% de tal supercie. En la
Amazonía baja, estos cultivos alcanzaron
solo el 12% del área total de cultivo, en
2014. Sin embargo, crecieron bastante más
rápido que el área total de cultivo entre 2001
Mercados para la conservación de bosques en Perú: una crítica desde la economía
150
Julio - Diciembre 2020
y 2014: 953% frente a 33%.
Al contrastar la deforestación con la
dinámica de los precios de los principales
bienes agrícolas, utilizados como indicadores
de , se aprecia una correlación positiva, en
el período comprendido entre 2001 y 2014,
especialmente en el caso de los cultivos de
CCP. Esto se muestra en la Figura 3, que
incluye los índices de deforestación y de
precios agrícolas, diferenciados por cada
nivel de análisis.
A pesar del aumento de los índices de
precios de los bienes agrícolas, en general,
y de los índices de los cultivos de CCP, solo
los últimos parecen correlacionarse junto
con las cifras de deforestación. Por supuesto
este resultado no es concluyente, sin
embargo, tienen concordancia con la (poca)
evidencia que proporcionan los estudios
sobre deforestación en la Amazonía peruana.
En base a lo anterior, se puede señalar que
la implementación de MRSE forestales
en el Perú enfrenta un escenario adverso,
pues existe evidencia de que el aumento
de se correlaciona positivamente con
la deforestación en la Amazonía, lo que
podría sugerir un sentido de causalidad
- deforestación. Lo anterior se hace más
relevante a la luz de la expansión de los
cultivos de CCP. Las Figuras anteriores
sugieren que la relación - deforestación
es más fuerte en la Amazonía baja que
en la Amazonía alta. Sin embargo, ello no
signica que la situación en la Amazonía
alta sea menos preocupante.
Economía ambiental y los MRSE
La gran mayoría de SE son considerados
externalidades positivas. En ese sentido,
la incorporación de este tipo de bienes
Figura 3. Tendencias de precios de los cultivos de CCP y deforestación (2000-2014)
Nota: Deforestación en cientos de miles de hectáreas.
Fuente: Hansen et al. (2013), Series Históricas de Producción Agrícola – Compendio Estadístico (MINAGRI, 2016).
151
La Rosa et al. / Natura@economía 5(2):144-157(2020)
Julio - Diciembre 2020
al mercado prevé el procedimiento de
internalización. Una vez internalizados, los
SE pasan a tener las características de bienes
económicos, es decir, pasan a tener derechos
de propiedad claramente denidos y precios
en el mercado (Chang, 2005).
Asimismo, cabe resaltar que si el nivel
óptimo de actividad económica, en términos
privados —a partir de un resultado de
mercado competitivo—, no coincide con una
asignación eciente, en términos sociales,
es porque el mercado está generando
benecios o costos externos que conllevan
a alteraciones en el bienestar de terceros; y
por tanto, existen posibilidades de mejoras
paretianas o ganancias en términos de
eciencia asignativa de recursos (Pearce y
Turner, 1990; Muradian et al., 2010; Callan
y Thomas, 2013).
La economía ambiental sostiene,
básicamente, que si el ambiente, que
antes era abundante, comienza a escasear
(degradación de SE, contaminación
antieconómica, etc.), se debe a la ausencia
de reglas claras aplicables al ambiente.
Entonces, si se consigue atribuir el verdadero
valor a los SE, éstos podrán ser gestionados,
como cualquier otro recurso económico
escaso. La economía ambiental trata de crear
las condiciones para que se pueda establecer
el intercambio mercantil de estos bienes, allí
donde antes no ocurría. Esto se conoce como
el proceso de internalizar las externalidades
(Pearce y Turner, 1990; Riera et al., 2016).
La identicación “exacta” de las
externalidades generadas por una
determinada actividad económica presenta
una dicultad signicativa debido a que
muchas veces sus efectos presentan larga
duración; es decir, permanecen en el
ambiente durante largos períodos y pueden
alterar el bienestar humano durante años,
décadas o incluso cientos de años. En el
extremo, si eso fuera así, las personas que
se verían beneciadas o afectadas por dichas
externalidades pueden incluso no haber
nacido aún y en ese caso no sería factible
hablar de una negociación entre las partes.
En el caso en que los costos de
transacción fueran superiores a los benecios
sociales, luego de la internalización de
las externalidades positivas vía MRSE, la
mejor asignación sería no implementar el
mecanismo, pues de esa manera se evitaría
una pérdida neta de bienestar. Bajo tal
escenario, el nivel óptimo de externalidad
sería el que incluya la falla de mercado
(antes del acuerdo MRSE). Por el contrario,
si los costos de transacción fueran inferiores
a los benecios sociales potenciales, se
llevaría a cabo el acuerdo MRSE; y por ende
se obtendría un nivel óptimo de externalidad
positiva. Sin embargo, en ambos casos, los
niveles de externalidad - cuando se logren
internalizarlas externalidades a través de los
acuerdos MRSE y cuando no- serían siempre
óptimos. Esto se conoce como la teoría no
falseable de la negociación coaseana (Pearce
y Turner, 1990).
Los costos de transacción que se generan
con mayor frecuencia en los procesos
de establecimiento de acuerdos MRSE
provienen principalmente de cuatro fuentes:
(i) costos de monitoreo y scalización, (ii)
costos de obtención de información relevante
para negociar, (iii) costos de oportunidad
de los negociadores (ingresos truncos,
tiempo, etc.) y (iv) costos de certicación
del cumplimiento de los acuerdos (Wunder,
2005; Riera et al., 2016).
Con relación a la concepción de
externalidades como fallas de mercado;
y a efectos de su corrección, se puede
señalar que el paradigma de Pigou reposa
sobre el papel del Estado como regulador
de externalidades, mientras que Coase
desestima la intervención estatal al restringir
el problema del costo social exclusivamente
al ámbito privado. La representación
del mercado de Coase se acentúa en el
derecho de propiedad, mientras que la
de Pigou, se acentúa en el precio. Estas
Mercados para la conservación de bosques en Perú: una crítica desde la economía
152
Julio - Diciembre 2020
dos interpretaciones generan diferentes
posiciones relacionadas al diseño e
implementación de instrumentos de política
ambiental, en general. No obstante, la ecacia
y costos de dichas medidas dependerán de
las instituciones del Estado. En la Tabla 2
se presentan las características y problemas
de ambos enfoques de internalización de los
costos y benecios externos.
para el establecimiento de MRSE distan
de ser mercados reales para los servicios
ecosistémicos. Cuentan con productos
mal denidos, requieren constantemente
de la intermediación de los gobiernos
para movilizar las retribuciones desde los
consumidores a los administradores de
servicios ecosistémicos, y cuentan con
precios preestablecidos. Esto se debe a la
Tabla 2. Características de los enfoques de Pigou y Coase en el diseño e implementación de
instrumentos de política ambiental
Características Pigou Coase
Principio Contaminador (beneciario) -pagador Derechos de propiedad
Modelo Centralizado Descentralizado
Estrategia Intervención del Estado Medidas de libre mercado
Políticas ambientales Licencias, impuestos
Negociación privada previa
asignación de derechos de propiedad
Principal ventaja
Efectividad respecto de los objetivos
de política ambiental
Bajos costos para el Estado
Fuente: Elaboración propia adaptado de Chang (2005).
Economía institucional y los MRSE:
problemas latentes
El establecimiento de los MRSE requiere
estructuras de gobernanza especícas para
apoyar la creación de mercados u otros
instrumentos de asignación de recursos. Esta
es una perspectiva que carece el desarrollo
actual sobre el establecimiento de MRSE, ya
que “no enfatiza los problemas especícos
involucrados al crear un mercado para
servicios ambientales, especícamente
cómo los costos de transacción inuyen
en el formato de los pagos” (Vatn, 2010).
Además, excluye otras estructuras de
gobernanza, diferentes del mercado y
que permiten la asignación de recursos:
jerarquías (Williamson, 2000) y manejo
comunitario (Ostrom, 1990).
Sin embargo, por sus características, el
manejo de SE ajusta en muchas ocasiones
a estructuras de gobernanza distintas al
mercado o que los trascienden. Corbera
et al. (2007) señalan que las estructuras
existencia de costos de transacción positivos,
que justica una posible intervención en la
economía por parte del Estado y del sistema
jurídico, algo que se desprende del teorema
de Coase (Caballero, 2002).
En este sentido, antes que establecer
estructuras de manejo predeterminadas,
es necesario elegir aquellas reglas legales,
procedimientos y estructuras administrativas
que reduzcan los costos de establecer los
MRSE. Para elegir este tipo de instituciones
hay que analizar los costos de transacción
y comparar soluciones institucionales
alternativas para el manejo de los SE y
asegurar de su provisión al mismo tiempo
que se eviten costos de establecimiento
prohibitivos (Coase, 1994; Vatn, 2010).
La implementación de las estructuras
de gobernanza que buscan asemejarse
al mercado implica la generación de
costos de transacción signicativos. Esto
involucra el establecimiento de normas
y de derechos de propiedad sobre los
153
La Rosa et al. / Natura@economía 5(2):144-157(2020)
Julio - Diciembre 2020
recursos en cuestión. Es posible que estos
contravengan en instituciones previas,
incrementando los costos de transacción
asociados. “Muchos agentes pueden estar
involucrados. La conanza puede ser baja y
la creación de conanza se hace necesaria.
Cuando se hace un contrato, es necesario
vericar si lo que se contrata también es
efectivamente entregado” (Vatn, 2010, p.
1248). Todo esto implica costos, que no
son contabilizados como costos directos de
asegurar la provisión de los SE. Vatn (2010),
señala que otras estructuras de gobernanza
diferentes al mercado, tales como las
jerarquías o la gestión comunitaria, pueden
reducir los costos de transacción de manera
signicativa.
La mercantilización, que es necesaria
para establecer mercados de SE, no siempre
es posible debido a que los SE no pueden
aislarse completamente de otros servicios
con potencial de mercantilización porque
provienen de la interacción compleja de
los procesos ecológicos de los ecosistemas.
Además, es posible la aparición de free
riders, ya que no es posible incluir a todos
los beneciarios en los esquemas de MRSE
(Van Hecken y Bastiaensen, 2010). Por
ejemplo, los contribuyentes que pagan por
la protección de cobertura boscosa dentro
de un MRSE también pagan por proveer
un secuestro de carbono globalmente
benecioso. Esto hace deseable la inclusión
del mayor número posible de agentes en
las transacciones que involucran diversos
SE. Sin embargo, dado que la separación
completa de un SE, de otros servicios, no es
posible; y los costos de transacción de incluir
más agentes pueden ser signicativos, parece
lógico aceptar cierto nivel de free riders.
En este sentido, es indispensable hacer
un análisis de las potenciales estructuras
de gobernanza para manejar los MRSE,
así como los costos implicados en el
diseño e implementación de cada una de
estas estructuras. La valoración y jación
de precios de SE y las estructuras de
gobernanza necesarias para lo anterior son
dos caras de la misma moneda en lo que
respecta a la conservación forestal, que
parecen estar separadas en el entendimiento
común (economía ambiental) de los MRSE,
más aún cuando los fundamentos teóricos de
tales mecanismos de mercado no permiten
que se materialice en el análisis la cuestión
institucional fundamental, pero latente. No
obstante, cabe precisar que los esquemas
de MRSE implican diferentes costos de
transacción con respecto a la instalación de
estructuras de gobernanza como alternativa
a este tipo de instrumentos de mercado
(Wunder, 2005; Riera et al., 2016).
Economía ambiental e institucional: la
importancia de los costos de transacción
La denición común de los MRSE es
demasiado limitada para incluir todos los
aspectos vinculados a su implementación.
Estos, generalmente involucran poblaciones
rurales donde en la gran mayoría de
casos existe situación de pobreza y/o
pobreza extrema e instituciones que no
necesariamente son compatibles con los
MRSE. En ese marco se hace necesario el
diseño de la estructura institucional pues si
bien es cierto existe una estructura básica
con la ley y el reglamento de los MRSE,
las organizaciones de la sociedad civil
son todavía débiles en el conocimiento
del funcionamiento y la gestión de estos
acuerdos, más aún cuando los aspectos
institucionales, relacionados a costos de
transacción —signicativos—, permanecen
fuera del concepto de MRSE generalmente
utilizado.
Los fundamentos teóricos de la
economía ambiental, respecto de los MRSE,
llevan a centrarse casi exclusivamente en los
Mercados para la conservación de bosques en Perú: una crítica desde la economía
154
Julio - Diciembre 2020
mercados, lo que restringe la búsqueda de
otras estructuras de gobernanza alternativas.
No obstante, debido a que la mayoría de
los SE presentan características de bienes
públicos y son no separables, los mercados
probablemente no aparecerán. Según Vatn
(2010), las estructuras jerárquicas con
liderazgo estatal o gestión comunitaria
pueden conducir a resultados más deseables
pues el enfoque de mercado implica costos
de transacción signicativos en la práctica.
En base al modelo de competencia de
rentas presentado, se puede señalar que el
Perú tiene que superar grandes desafíos
para utilizar MRSE adecuadamente como
estrategia para la conservación de los
bosques en la Amazonía. La expansión
agrícola y el aumento de , especícamente
de los cultivos de CCP, hacen urgente el
incremento del valor de , sea incluyendo
otros SE o buscando más contribuyentes.
Sin embargo, la atención no debe estar
centrada solamente en y . Como se revisó,
la implementación de los MRSE depende
fuertemente de los costos de transacción.
Los modelos de rentas no contemplan
estos costos. Por lo que debe buscarse la
forma de incorporarlos al proceso de toma
de decisión. Quintero y Pareja (2015), al
identicar y analizar cuellos de botella
en la implementación de los esquemas
de MRSEH en el Perú, resaltan aspectos
técnicos que cuestionan la estimación de la
compensación monetaria y la denición del
(de los) SE a comercializar; sin embargo,
los aspectos institucionales y nancieros
aparecen como los más problemáticos.
Los aspectos nancieros también pueden
considerarse institucionales, estas se reeren
principalmente a exibilizar las restricciones
y ajustar las normas para simplicar la
administración de los fondos recaudados.
Mantener ujos de nanciamiento
constantes y potenciar la gobernanza sobre
los fondos recaudados es el principal
problema de los MRSE. El hecho de que los
fondos recaudados se conviertan en fondos
públicos es una limitación para los actores
no públicos cuando se desean establecer
estructuras de gobernanza. Ellos no tienen
voz para decidir cómo se deben ejecutar
los gastos de los referidos fondos, dado que
la gestión de la inversión pública es una
prerrogativa exclusiva de los organismos
públicos. Además, los fondos provenientes
de actores privados u ONG no son fáciles
de administrar conjuntamente con el gasto
público, a menos que se conviertan en
fondos públicos.
Por todo lo expuesto, es comprensible que
la implementación de MRSE presente
grandes desafíos en la Amazonía, pues en
ese contexto se requerirán esquemas de
MRSE para capturar mucho más valor de los
SE forestales, además de los de provisión.
Los arreglos institucionales necesarios
para establecer estructuras de gobernanza
y facilitar la administración de fondos
recaudados son la otra parte del problema,
aunque este último aspecto no se relaciona
exclusivamente con la región amazónica ni
con SE forestales solamente.
4. Conclusiones
El presente estudio evidencia que existe
aún espacio de discusión respecto de la
comprensión común de los MRSE y los
factores que limitan la implementación
eciente de estos instrumentos de mercado.
Esto ocurre especialmente en el caso de
políticas de deforestación —más aún si se
considera un modelo de competencia de
rentas por el uso de tierras tal como se analizó
en el ámbito de la Amazonía peruana—,
pues la denición común de los MRSE se
basa, operacionalmente, en las fuentes de
los SE al no poder aislar el SE especíco del
total de SE que proveen los ecosistemas.
Desde la economía ambiental, la estructura
de este mecanismo de mercado reconoce la
importancia de los costos de transacción en
155
La Rosa et al. / Natura@economía 5(2):144-157(2020)
Julio - Diciembre 2020
el proceso de compraventa de externalidades
positivas (internalización). No obstante, se
reconoce que muchas veces este aspecto es
asumido por agentes externos al mercado. La
economía institucional extiende este análisis
al enfatizar sobre las serias limitaciones
para incluir todos los aspectos externos del
mercado en el establecimiento de esquemas
MRSE. Lamentablemente, incluso cuando
las restricciones institucionales se reconocen
adecuadamente, no son una parte estructural
de los MRSE. En ese sentido, una denición
de MRSE sustentada también en la teoría
institucional podría ser útil al abordar la
conservación forestal de una manera amplia,
abriendo incluso el uso de estructuras de
gobernanza alternativas al mercado para el
establecimiento de estos mecanismos.
5. Literatura citada
Angelsen, A 2010. Policies for reduced
deforestation and their impact on
agricultural production. PNAS
107(46):19639-19644.
Bruner, A.G.; Gullison, R.E.; Rice, R.E.; Da
Fonseca, G.A. 2001. Eectiveness
of parks in protecting tropical
biodiversity. Science, 291(5501):
125-128.
Caballero, M.G. 2002. Economía ambiental:
perspectiva institucional.
Callan, J.; Thomas, J. 2013. Modeling Market
Failure. Environmental Economics
and Management: Theory, Policy and
Applications. (52-75). Delhi, India.
Cengage Learning.
Chang, M.Y. 2005. La economía
ambiental. Sustentabilidad, 165-178.
Coase, R. 1994: La empresa, el mercado y la
ley. Alianza Economía.
Corbera, E.; Kosoy, N.; Martínez-Tuna,
M. 2007. Equity implications of
marketing ecosystem services
in protected areas and rural
communities: Case studies
from Meso-America. Global
Environmental Change, 17:365-380.
Curtis, P.G.; Slay, C.M.; Harris, N.L.;
Tyukavina, A.; Hansen, M. C. 2018.
Classifying drivers of global forest
loss. Science, 361(6407): 1108-1111.
Finer, M.; Mamani, N. 2020. MAAP
Synthesis: 2019 Amazon
Deforestation Trends and
Hotspots. MAAP Synthesis, 4.
Finer, M.; Mamani, N.; García, R.; Novoa,
S. 2018. Hotspots de Deforestación
en la Amazonía Peruana, 2017.
Finer, M.; Mamani, N. 2018. Deforestación
en la Amazonía Andina (Tendencias,
Hotspots, Drivers). MAAP Síntesis, 3.
Goldman, R.L.; Tallis, H. 2009. A Critical
Analysis of Ecosystem Services as
a Tool in Conservation Projects:
The Possible Perils, the Promises,
and the Partnerships. In Ostfeld
R.S., W. H. Schlesinger (Editores).
Annals of the New York Academy of
Sciences: The Year in Ecology and
Conservation Biology. Nueva York,
Wiley-Blackwell Publishing.
Global Forest Watch 2020 Disponible en
https://www.globalforestwatch.org/
dashboards/country/PER
Hajek, F.; Martínez de Anguita, P. 2012.
¿Gratis? Los servicios de la
naturaleza y cómo sostenerlos en el
Perú. Servicios Ecosistémicos Perú.
Lima-Perú.
Hanley, N.; Shogren, J.; White, B. 2001.
Introduction to Environmental
Economics. Oxford, UK, Oxford
University. 299 p.
Hansen, M.; Potapov, P.; Moore, R.; Hancher,
M.; Turubanova, S.; Tyukavina, A.;
Thau, D. et al. 2013. Hansen/UMD/
Google/USGS/NASA Tree Cover
Loss and Gain Area. University
Mercados para la conservación de bosques en Perú: una crítica desde la economía
156
Julio - Diciembre 2020
of Maryland, Google, USGS, and
NASA.
Kalamandeen, M.; Gloor, E.; Mitchard, E.;
Quincey, D.; Ziv, G.; Spracklen,
D.; Galbraith, D. 2018. Pervasive
rise of small-scale deforestation in
Amazonia. Scientic reports, 8(1):
1-10.
Kirkby, C.A.; Giudice-Granados, R.; Day,
B.; Turner, K.; Velarde-Andrade, L.
M.; Dueñas-Dueñas, A.; Douglas,
W.Y. 2010. The market triumph
of ecotourism: an economic
investigation of the private and social
benets of competing land uses in
the Peruvian Amazon. PloS one,
5(9):e13015.
Lucich, I.M.; Villena, M.G.; Quinteros,
M. J. 2015. Transportation costs,
agricultural expansion and tropical
deforestation: Theory and evidence
from Peru. International Journal of
Agriculture and Natural Resources,
42(2),:153-169.
La Rosa Salazar, M. 2016. Determinantes
de la deforestación en el Perú:
evidencia de un panel de datos de
diez departamentos para el período
2001- 2012. Universidad Nacional
Agraria La Molina, Lima, Perú.
Llerena, C.; Yalle, S. 2014. Los servicios
ecosistémicos en el Perú. Xilema,
27: 62-75.
MAAP [Monitoring of the Andean Amazon
Project]. 2015. Patrones y drivers
de la deforestación en la Amazonía
peruana. Disponible en: www.
maaproject.org/2015/maap-sintesis1/
MEA [Millenium Ecosystem Assessment].
2005. Ecosystems and Human
Well-being: synthesis. Island Press,
Washington DC. Disponible en:
www.millenniumassessment.org/
documents/document.356.aspx.pdf
MINAG [Ministerio de Agricultura]. 2011.
Ley 29763 – Ley Forestal y de Fauna
Silvestre. Disponible en: www.
actualidadambiental.pe/wp-content/
uploads/2013/12/Ley-Forestal-y-de-
Fauna-Silvestre-29763.pdf
MINAG y MINAM. 2011. El Perú de los
bosques. Disponible en: www.
cdam.minam.gob.pe/novedades/
elperudelosbosques2011.pdf
MINAM. 2010. Política Nacional del
Ambiente. Retrieved April 12, 2017.
Disponible en: www.minam.gob.
pe/wpcontent/uploads/2013/08/
Pol%C3%ADtica-Nacional-del-
Ambiente.pdf
MINAM. 2014. Borrador de la Estrategia
Nacional de Cambio Climático.
Disponible en: www.minam.gob.
pe/wp18content/uploads/2014/07/
Estrategia-Nacional-ante-el-
Cambio-Climatico_ENCC.pdf
MINAM. 2016. Estrategia Nacional
sobre Bosques y Cambio
Climático. Disponible en: www.
bosques.gob.pe/archivo/ff3f54_
OCLIMATICO2016_ok.pdf
MINAM. 2016a. Decreto Supremo N° 009-
2016. Disponible en: busquedas.
elperuano.pe/download/url/
aprueban-reglamento-de-la-ley-
n-30215-ley-de-mecanismos-de-
decreto-supremo-n-009-2016-
minam-1407244-4
Muradian, R.; Kumar, P. 2009. Payment
for ecosystem services and
valuation: challenges and research
gaps. Payment for ecosystem
services, 1-16.
Muradian, R.; Corbera, E.; Pascual,
U.; Kosoy, N.; May, P.H. 2010.
Reconciling theory and practice: An
alternative conceptual framework
for understanding payments for
environmental services. Ecological
157
La Rosa et al. / Natura@economía 5(2):144-157(2020)
Julio - Diciembre 2020
economics, 69(6): 1202-1208.
Ostrom, E. 1990. Governing the commons:
The evolution of institutions for
collective action. Cambridge
university press.
Pearce, D.; Turner, K. 1990. El logro de la
contaminación óptima a través del
Mercado. Economía de los Recursos
Naturales y del Medio Ambiente:
103-113. Madrid, España. CELESTE
EDICIONES.
Pulgar-Vidal, M. 2016. El Acuerdo de
París: el largo proceso hacia el éxito.
Rol, retos y oportunidades para el
Perú. Lima, Perú: Ministerio del
Ambiente. pp. 73. Disponible en:
http://www2.congreso.gob.pe/sicr/
biblioteca/Biblio_con.nsf/999a45
849237d86c052577920082c0c3/
FILE/333.716-P95.PDF
Quintero, M.; Pareja, P. 2015. Estado de
Avance y Cuellos de Botella de
los Mecanismos de Retribución
por Servicios Ecosistémicos
Hidrológicos en Perú. Centro
Internacional de Agricultura Tropical
(CIAT), Cali, Colombia. 40 p.
Riera, P.; García, D.; Kristrom, B.; Brannlund,
R. 2016. Valoración ambiental (I).
Métodos de preferencias reveladas.
Manual de economía ambiental
y de los recursos naturales. (111-
116). Madrid, España. Ediciones
Paraninfo, S.A
Smith, K.R. 2006. Health impacts of
household fuelwood use in
developing countries. UNASYLVA-
FAO-, 57(2): 41.
Series Históricas de Producción Agrícola–
Compendio Estadístico. MINAGRI,
2016. Disponible en: www.
frenteweb.minagri.gob.pe/sisca/
TEEB –The Economics of Ecosystem
and Biodiversity. 2010. Chapter
2: Biodiversity, ecosystems and
ecosystem services. Disponible en:
www.img.teebweb.org/wp-content/
uploads/2013/04/D0-Chapter-
2-Biodiversity ecosystems-and-
ecosystem-services.pdf
Van Hecken, G.; Bastiaensen, J. 2010.
Payments for ecosystem services:
justied or not? A political view.
Environmental Science and Policy,
13.
Vatn, A. 2010. An institutional analysis of
payments for ecosystem services.
Ecological Economics, 69: 1245-
1252.
Vijay, V.; Reid, C. D.; Finer, M.; Jenkins, C.
N.; Pimm, S. L. 2018. Deforestation
risks posed by oil palm expansion in
the Peruvian Amazon. Environmental
Research Letters, 13(11): 114010.
Wolcott, R. 2006. Prospects for Ecosystem
Services in the Future Agricultural
Economy: Reections of a Policy
Hand, American Journal of
Agricultural Economics, 88(5):1181–
1183.
Williamson, O.E. 2000. Taking stock,
looking ahead. journal of Economic
Literature, 38(3): 595-613.
Wunder, S. 2005. Payments for
environmental services: some nuts
and bolts. CIFOR, occasional paper
Nº 42.
Wunder, S.; Engel, S.; Pagiola, S. 2008.
Taking stock: A comparative analysis
of payments for ecosystem services in
developed and developing countries.
Ecological Economics, 65: 834-852.
Zegarra, E.; Gayoso, J.P. 2015. Cambios en
la agricultura y deforestación en la
selva peruana: análisis basado en el
IV Censo Agropecuario.