Memoria Natalia

Autores:
Natalia Caballero, Viveka Sabaj, Luciana Mello, Ana Laura Mello, Diego Cáceres,
Mariela Buonomo, Raquel Balero, Sebastián Horta, Bettina Miguez, José Paruelo,
Álvaro Soutullo, Gabriela Pignataro ,Gervasio Piñeiro, Fernanda Milans, Miguel
Carriquiry, Mariana Nin, Hernán Dieguez, Lucia Bartesagui, Alvar Carranza, Lorena
Rodriguez-Gallego.

ÍNDICE
INTRODUCCIÓN..........................................................................................................1
Para abordar eficientemente la gestión del territorio con enfoque en los servicios ecosistémicos
(SE), los encargados de las políticas vinculadas a los recursos naturales requieren de
información basada en evidencias científicas (Defra 2003). Asimismo, el diálogo entre los
gestores y los investigadores es de vital relevancia para .
SISTEMATIZACIÓN..........................................................................................................1
Para abordar eficientemente la gestión del territorio con enfoque en los servicios ecosistémicos
(SE), los encargados de las políticas vinculadas a los recursos naturales requieren de
información basada en evidencias científicas (Defra 2003). Asimismo, el diálogo entre los
gestores y los investigadores es de vital relevancia para l
INTRODUCCIÓN..........................................................................................................1
Para abordar eficientemente la gestión del territorio con enfoque en los servicios ecosistémicos
(SE), los encargados de las políticas vinculadas a los recursos naturales requieren
de información basada en evidencias científicas (Defra 2003). Asimismo, el diálogo entre
los gestores y los investigadores es de vital relevancia para l

Lugar: Cuenca de XXXXX

INTRODUCCIÓN
Natalia Caballero, Alejandra Sarquis

Introducción
En la actualidad las crecientes demandas de alimento, agua, fibra y energía, sumadas a la degradación de los
ecosistemas y la pérdida de sus funciones, nos plantean un gran desafío como humanidad. Para hacer frente
a estos retos se requiere de un enfoque que permita una gestión integral y asegure obtener los bienes y
servicios que sustentan la vida humana, sin comprometer la provisión de los mismos en el futuro.
Ante este escenario y tratando de responder la pregunta: ¿qué vinculación tiene el buen estado de los ecosistemas
con el bienestar humano?, es que en las décadas de 1960 y 1970 surge el concepto de servicios
brindados por los ecosistemas.
Desde entonces el interés por el uso de este enfoque en la gestión y su desarrollo en los ámbitos académicos
ha crecido considerablemente. Creemos que esto se debe en parte a que el término “servicios ecosistémicos”
invita a reflexionar sobre cómo y cuánto dependemos de la naturaleza. Y precisamente este enfoque
hace énfasis y pone la mirada sobre la relación entre las funciones de los ecosistemas y el bienestar humano.
El creciente desarrollo teórico de este concepto ha traído consigo la formulación de varias definiciones, de
las cuales destacamos la de la Evaluación de los Ecosistemas del Milenio (2003): “los servicios ecosistémicos
son aquellos beneficios que la población obtiene de los ecosistemas”, y la de Haines-Young y Potschin (2013):
“se entiende por Servicios Ecosistémicos la contribución que hacen los ecosistemas (naturales, seminaturales
o modificados) al bienestar humano y mantienen una conexión directa con las funciones, procesos y
estructura del ecosistema que los genera”.
Otra característica interesante del enfoque de servicios ecosistémicos es que a diferencia del término desarrollo
sostenible, que tiene su génesis en el ámbito de la gestión, este emergió del mundo científico, presentando
una base teórica robusta acompañada de un creciente desarrollo de metodologías y herramientas
que nos permitan mapear, cuantificar y monitorear los servicios brindados por los ecosistemas, así como
evaluar en qué medida estamos afectando la provisión de los mismos con los diferentes usos que que hacemos
de los ecosistemas.
Identificando este enfoque como una alternativa de visión integrada y trabajo conjunto a nivel de los diferentes
ámbitos de la gestión pública es que en 2014 surge el Grupo Técnico Interinstitucional sobre Servicios
Ecosistémicos (GTISE), coordinado por el Instituto Interamericano de Cooperación para la Agricultura (IICA),
e integrado por: la Dirección General de Recursos Naturales (DGRN-MGAP), la Dirección Nacional de Medio
Ambiente (DINAMA-MVOTMA), la Dirección General Forestal (DGF_MGAP), la Dirección Nacional de Aguas
(DINAGUA_MVOTMA), la Oficina de Planeamiento y Políticas Agropecuarias (OPYPA_MGAP), la Dirección General
de Desarrollo Rural (DGDR-MGAP) y la División Nacional de Cambio Climático ( DCC-MVOTMA).
Desde entonces este grupo viene organizando una serie de foros técnicos sobre servicios ecosistémicos con
el apoyo del Proyecto Insignia de “Resiliencia y gestión integral de riesgos en la agricultura” del IICA.
En este marco, en octubre de 2016 se realiza el IV foro sobre servicios ecosistémicos, en el que técnicos a
nivel nacional, e investigadores de Uruguay y Argentina discutieron acerca de los vacíos en conocimientos

e información para llevar a la práctica este enfoque. Es en base a los resultados de este foro y a las presentaciones
realizadas por los expertos hemos elaborado el presente documento a modo de memorias y con
el espíritu de contribuir al conocimiento de este enfoque por parte de los ámbitos de gestión y su posible
inclusión en las políticas públicas a nivel nacional.
Alejandra Sarquis
Representante del IICA en Uruguay

Lugar: Cuenca de XXXXX

SISTEMATIZACIÓN:
DEMANDA DE LOS GESTORES DE RECURSOS
NATURALES EN CONOCIMIENTOS E INVESTIGACIÓN
SOBRE SERVICIOS ECOSISTÉMICOS
Natalia Caballero, Viveka Sabaj, Luciana Mello, Ana Laura Mello, Diego Cáceres,
Gabriela Pignataro, Mariela Buonomo, Raquel Balero, Sebastián Horta, Bettina Miguez.

DEMANDA DE CONOCIMIENTOS E INVESTIGACIÓN SOBRE
SERVICIOS ECOSISTÉMICOS PARA SU APLICACIÓN EN LA
GESTIÓN
Introducción
Para abordar eficientemente la gestión del territorio con enfoque en los servicios ecosistémicos (SE), los
encargados de las políticas vinculadas al ambiente y al uso sustentables de los recursos naturales requieren
de información basada en evidencias científicas (Defra 2003). Asimismo, el diálogo entre los gestores y los investigadores
es de vital relevancia para lograr un manejo sostenible de los recursos naturales, y poder hacer
efectiva la implementación de enfoques de gestión que consideren los SE (La Notte et al. 2017). Sin embargo,
la comunicación entre la investigación que aborda esta temática con las políticas y la gestión muchas veces
es limitada o insuficiente (Sutherland et al., 2004; Sutherland 2006, IICA 2015). Para el diseño de políticas
con base en la evidencia científica son necesarios aportes desde la investigación que respondan las preguntas
que surgen desde la gestión (Sutherland et al., 2006). De este modo, además, se promueven formas
de apoyo e incentivo para las líneas de investigación que signifiquen un aporte a la hora de dar respuestas.
En el marco del Grupo Técnico Interinstitucional sobre Servicios Ecosistémicos (GTISE) conformado por el
Instituto Interamericano de Cooperación para la Agricultura (IICA), Ministerio de Ganadería, Agricultura y
Pesca (MGAP) y el Ministerio de Vivienda, Ordenamiento Territorial y Medio Ambiente (MVOTMA), que busca
coordinar acciones interinstitucionales para incorporar el enfoque de los SE en las políticas públicas, se desarrollaron
una serie de foros técnicos sobre servicios ecosistémicos desde el 2014.
En estas instancias participaron técnicos de estos ministerios, así como del INIA (Instituto Nacional de Investigación
Agropecuaria), la Universidad de la República, el Ministerio de Educación y Cultura y la Oficina de
Planeamiento y Presupuesto (OPP), entre otros. Entre las principales conclusiones derivadas de estos foros
(IICA 2015) se destaca la necesidad de generación y sistematización de la información y el conocimiento
para la identificación, modelación, y valoración de los servicios ecosistémicos, de forma tal que este enfoque
pueda ser incorporado en los procesos de toma de decisiones y como insumo en la elaboración de políticas,
tanto en el ámbito productivo como en la conservación del ambiente.
Con base en estos resultados, a fines del 2015, desde GTISE, se lanzó una consulta dirigida principalmente a
técnicos del ámbito gubernamental, universidades y ámbito privado relacionados con la gestión ambiental
y de recursos naturales, con el fin de identificar la demanda de conocimiento para la aplicación del enfoque
de SE en la gestión. Se presentan en este documento el proceso y metodología de trabajo, los principales
resultados obtenidos de esta consulta junto con el posterior análisis en una dinámica de taller.

Objetivos
El objetivo del trabajo fue identificar la demanda de conocimientos para la aplicación del enfoque de servicios
ecosistémicos en la gestión y las principales líneas de investigación necesarias a ser abordadas. Se
espera que este conocimiento contribuya al fortalecimiento de estrategias de gestión ya existentes o a la
formulación de nuevas estrategias que consideren el enfoque de manejo basado en los SE.
Metodología
El trabajo se desarrolló, tal y como se resume en la Figura 1, siguiendo el siguiente proceso: Primero, se
identificó un grupo amplio de actores clave y se relevaron sus principales necesidades de conocimiento en
relación con los ecosistemas y sus servicios. Estas necesidades fueron expresadas en forma de preguntas.
Posteriormente, y a partir de la información relevada, se discutieron los resultados en un taller de trabajo y
se agruparon las preguntas planteadas en líneas de investigación que puedan contribuir a la gestión.
El proceso de consulta se realizó a través de un formulario electrónico disponible en línea, cuyo enlace de
acceso se compartió con una extensa lista de contactos de las instituciones representadas en el GTISE: Oficina
de Programación y Políticas Agropecuarias (OPYPA), Dirección General de Gestión de Recursos Naturales
(DGRN), Dirección General Forestal (DGF) y Dirección General de Desarrollo Rural (DGDR) del MGAP; y por
Dirección Nacional de Medio Ambiente (DINAMA), Dirección Nacional de Ordenamiento Territorial (DINOT) y
Dirección Nacional de Aguas (DINAGUA) del MVOTMA) y del IICA.
Este formulario tenía por consigna que los técnicos formularan preguntas que consideraban necesario fueran
contestadas al momento de incorporar el enfoque de servicios ecosistémicos en la toma de decisiones.
Como marco para la consulta, el formulario incluyó también una breve reseña del grupo, la línea de trabajo
desarrollada desde el año 2014, y una breve reseña conceptual sobre los SE (Ver Anexo 1).
Figura 1. Etapas del proceso desarrollado para relevamiento, selección de preguntas e identificación de líneas de
investigación.

El formulario estuvo disponible en línea para ser respondido durante dos meses. Una vez cerrado el plazo
se analizó la información recabada, enumerando y clasificando las preguntas en cinco categorías temáticas:
1- Políticas, estrategias e instrumentos de gestión; 2- Información disponible, antecedentes, casos; 3- Metodologías,
marco teórico; 4- Monitoreo, evaluación e indicadores; y 5- Difusión, formación/educación.
Con las preguntas clasificadas se realizó un taller al que se convocaron a los técnicos consultados y se invitaron
a investigadores que trabajan en temas relacionados con SE.
En el taller se trabajó sobre la siguiente dinámica:
1. Se realizó un primer filtrado de las preguntas que permita seleccionar aquellas que pueden ser abordadas
desde la investigación. Esta discusión concluye en un consenso con la preselección de preguntas candidatas
que cumplen con los criterios que se enumeran a continuación (desarrollados según Sutherland et al..
2006b):
a. Se pueden responder bajo un abordaje científico
b. Su respuesta no depende de un juicio de valor
c. Pueden ser abordadas en una escala espacial y temporal razonable para un equipo de trabajo
d. Abordan vacíos de relevancia en el conocimiento
e. No formuladas como un tema de área general
f. No se responden con un “depende que/de…” ni con un “Sí o No”
g. Si se relacionan con impactos e intervenciones, contienen un sujeto, una intervención y un impacto
medible
2. Se identificaron líneas de investigación a partir de las preguntas filtradas
3. Se realizó una puesta en común del análisis de cada grupo que aportó a la identificación de líneas de investigación
y a la estrategia de aplicación en la gestión
La experiencia en el país en dicha temática y los procesos de discusión alimentaron, por un lado, la formulación
de las preguntas y, por otro, la discusión en taller donde se identificaron las principales líneas de
investigación.
Resultados
Se recibieron 108 preguntas preliminares provenientes de 34 técnicos de 12 especialidades (Figuras 2 y 3), y
de formación terciaria con niveles de grado y posgrado (maestría y doctorado). Técnicos de 21 instituciones
del estado y privadas relacionadas con la gestión ambiental y de los recursos naturales y de instituciones
de investigación fueron quienes formularon las preguntas recibidas. La representación institucional estuvo
encabezada por el MVOTMA, la academia y el MGAP (Figura 3).

Figura 2. Distribución de la información recabada a partir de la formación académica de los que formularon las
preguntas.
Figura 3. Representación de instituciones del gobierno relacionadas a la gestión de los recursos naturales representadas
en las respuestas al formulario.

Líneas de investigación
Durante el taller, y sobre la base de las 108 preguntas que pasaron el filtrado, se identificaron las siguientes
líneas de investigación:
1. Identificación, caracterización, y mapeo de los servicios ecosistémicos
2. Cuantificación de SE en diferentes ecosistemas
3. Valoración de SE
4. Definición de funciones de afectación para los principales SE y rangos de tolerancia
5. Desarrollo de indicadores e identificación de parámetros para monitorear el estado de los SE
6. Análisis de la interacción entre la investigación, la sociedad y la toma de decisiones
7. Análisis de formas de comunicación y concientización del enfoque de los SE
Cada línea agrupa a un conjunto de preguntas que abordan temáticas similares, como se detalla en la siguiente
tabla:
Tabla 1. Líneas de investigación y preguntas sugeridas.
1. Identificación, caracterización, y mapeo de los SE
¿Qué servicios brindan los ecosistemas y agro-ecosistemas de nuestro país?
¿Qué servicios queremos conservar del campo natural y en qué sitios?
¿Existen sitios particularmente vulnerables en Uruguay tanto por sus altos valores de conservación, su
fragilidad, e interés como fuentes de agua?
¿Cuál es el rol de las áreas de pastizal y áreas riparias, en la calidad de aguas superficiales?
¿Cómo se asocian los servicios que provee el campo natural con los que puedan dar otros ecosistemas
como el arbustal o el bosque nativo?
2. Cuantificación de SE en diferentes ecosistemas
¿Cómo cuantificar los servicios al momento de recomendar o no la ubicación de cierto tipo de proyecto
en un lugar que brinda SE?
¿Qué metodologías de evaluación/cuantificación de cada SE son más apropiadas para los diferentes
ecosistemas del país y qué información se requiere?
Más allá del conocimiento teórico conceptual de los SE, ¿cuáles casos de estudio cuantifican y valoran
los SE en nuestro país?
¿Cómo poder cuantificar los SE sin valor de mercado?
¿La cuantificación y valoración de los SE a escala local, es extrapolable a otros sitios del país y a
diferentes escalas?
3. Valoración de SE
¿Cuál es el aporte de los SE del campo natural al bienestar y calidad de vida de la población?

los SE en nuestro país?
¿Cómo poder cuantificar los SE sin valor de mercado?
¿La cuantificación y valoración de los SE a escala local, es extrapolable a otros sitios del país y a
diferentes escalas?
3. Valoración de SE
¿Cuál es el aporte de los SE del campo natural al bienestar y calidad de vida de la población?
¿Cómo definir algunos de estos sitios particularmente vulnerables, de forma interinstitucional?
¿Cómo cuantificar o poner en valor tangible los SE?
¿Cómo comenzar a valorar nuestros ecosistemas y sus servicios y disponibilizar esta información para
que sean considerados en los procesos de toma de decisión?
¿Cómo valorar en términos económicos los servicios ecosistémicos?
¿Cómo asignar un valor a los SE?
¿Qué costos tiene la potabilización del agua afectada por los emprendimientos agropecuarios?
¿Los servicios del campo natural valen lo mismo en todos los sitios?
4. Definición de funciones de afectación para los principales SE y rangos de tolerancia
¿Cuál es la función de producción de los servicios de control de plagas de los ecosistemas circundantes
a la forestación por ejemplo de la fauna nativa (aves, quirópteros, insectos)?
¿Cuál es la capacidad de resiliencia ante distintas intervenciones en predios ganaderos?
¿Cuáles son los efectos de la agricultura sobre la provisión de agua potable?
¿Cuál es la superficie óptima para zonas de amortiguación entre actividades productivas y los cursos de
agua que asegure la provisión de servicios?
¿Cómo repercute la pérdida de biodiversidad a los servicios que brindan los ecosistemas naturales de
nuestro país?
A la hora de evaluar el impacto ambiental de una actividad/proyecto, ¿cómo cuantificar este efecto
desde el punto de vista de los servicios ecosistémicos que afecta?
¿Cómo se valoran las pérdidas y ganancias en SE causadas por el cambio en el uso del suelo?
¿Cómo varía el nivel de producción de servicios ecosistémico del campo natural en los diferentes
estados? (funciones de afectación)
¿Cómo definir las funciones de afectación y los niveles tolerables, para los principales SE?
Para la actividad sísmica, ¿cuál es el nivel de ruido umbral para la afectación de los mamíferos, tortugas,
peces y otros integrantes de la biota acuática de Uruguay? Los datos disponibles en la bibliografía son
generales y no referidos a las especies que se encuentran en aguas de Uruguay.
¿Cómo afectan: la pérdida de hábitat, las invasiones biológicas y el calentamiento global a nuestros
ecosistemas a la provisión de servicios?
¿De qué manera se puede evaluar la pérdida de SE y sus causas?

peces y otros integrantes de la biota acuática de Uruguay? Los datos disponibles en la bibliografía son
generales y no referidos a las especies que se encuentran en aguas de Uruguay.
¿Cómo afectan: la pérdida de hábitat, las invasiones biológicas y el calentamiento global a nuestros
ecosistemas a la provisión de servicios?
¿De qué manera se puede evaluar la pérdida de SE y sus causas?
¿Cuál sería el porcentaje de área forestada en una microcuenca que podría aceptarse sin llegar a afectar
la calidad/cantidad de agua disponible en la misma?
5. Desarrollo de indicadores e identificación de parámetros para monitorear el estado de los SE
¿Cómo asociar provisión de servicios ecosistémicos con indicadores fáciles de medir?
¿Cómo puede evaluarse si los SE proporcionados por los ecosistemas de Uruguay están siendo
utilizados de forma sostenible?
¿Cuáles serían los parámetros a monitorear para dar un adecuado seguimiento a la afectación de los
SE?
¿Qué indicadores podríamos utilizar para determinar que en ese lugar que se brinda un servicio
ecosistémico valorado ya no deberían instalarse más proyectos que los que ya existen para no lesionar
ese servicio?
6. Análisis de la interacción entre la investigación, la sociedad y la toma de decisiones
¿Qué grado de sensibilización y de percepción sobre los SE se ha alcanzado en los distintos niveles de
gestión y en la sociedad en general?
¿Cómo incorporar el término de SE en el procedimiento de EIA, OT, EAE?
¿Cómo implementar medidas para mejorar la conservación de SE?
¿En qué grado es utilizada la información disponible por los tomadores de decisiones, especialmente los
políticos?
¿Cuáles serían, por tipo de actividad y por afectación a los servicios ecosistémicos, las medidas de
compensación necesarias para asegurar una minimización de los impactos?
¿Cómo incorporar la valoración económica en discusión política?
¿Qué peso tiene el valor de los SE en las políticas públicas? y cuáles son los mecanismos para que
tomen mayor relevancia?
¿Cómo lograr mejor articulación entre instituciones, actores y conocimiento científico para lograr
mejoras a largo plazo?
¿Cuáles son las posibles sinergias entre técnicos, comunidades e instituciones educativas para
desarrollar actividades que generen conocimiento de SE en territorio y lograr un estudio de valoración
inclusive económica?
¿Cómo conciliar los intereses encontrados entre los servicios ecosistémicos de valor para el ser humano
con los que protegen la vida silvestre?
¿Los gestores de los recursos naturales comprenden el concepto y sus objetivos?
7. Análisis de formas de comunicación y concientización del enfoque de los SE
¿Cómo generar conciencia de la importancia de los SE en la población?
¿Los actores involucrados se han apropiado lo suficiente del tema?
¿De qué forma educar sobre los SE de microcuencas a los actores vinculados a su uso?

¿Cómo conciliar los intereses encontrados entre los servicios ecosistémicos de valor para el ser humano
con los que protegen la vida silvestre?
¿Los gestores de los recursos naturales comprenden el concepto y sus objetivos?
7. Análisis de formas de comunicación y concientización del enfoque de los SE
¿Cómo generar conciencia de la importancia de los SE en la población?
¿Los actores involucrados se han apropiado lo suficiente del tema?
¿De qué forma educar sobre los SE de microcuencas a los actores vinculados a su uso?
¿Cuánto saben las comunidades sobre el concepto de SE?
¿Qué estrategias serían las más adecuadas para que la información llegue a la mayoría de la población y
en especial a las comunidades educativas?
Discusión y conclusiones
La necesidad de sistematizar y generar nueva información para el mapeo, modelación, y valoración de los SE
con el fin de incorporar este enfoque en la toma de decisiones y diseño de políticas fue una de las principales
conclusiones a las que se arribó en los foros realizados en 2014. Con esta motivación se identificaron las
demandas de conocimiento que viabilicen el uso del enfoque a este nivel.
Partiendo de las 108 preguntas recabadas se trabajó con técnicos y expertos para identificar vacíos de conocimiento
existentes, así como para construir una agenda que priorice su próximo abordaje. Del análisis
de las preguntas surgieron siete líneas claras de investigación (ver Tabla 1), que pueden contribuir a que el
ámbito de la gestión pueda integrar el enfoque de servicios ecosistémicos a los procesos de evaluación y
planificación.
La línea de investigación que engloba el mayor número de preguntas es la que refiere a la definición de
funciones de afectación para los principales SE y rangos de tolerancia. Esta es una línea que puede utilizar
información que ya está siendo generada en investigaciones que, aunque no hagan referencia al enfoque de
SE, evalúan determinadas variables vinculadas a diferentes manejos de los ecosistemas.
También se observó que muchas de las preguntas identificadas como abordables por la investigación podrían
responderse con un sí o un no, y otras se responderían con una recopilación bibliográfica. Acercar las
respuestas a esas preguntas desde la investigación es fundamental para avanzar hacia la satisfacción de las
demandas de información y conocimientos sobre los SE.
De la discusión entre investigadores y técnicos surgen, además, observaciones que aportan otros elementos
que suman al objetivo de este trabajo.
Una de ellas es que el término servicios ecosistémicos es útil en sí mismo porque hace alusión a toda una
base conceptual que cuestiona la forma tradicional de pensar las relaciones entre el hombre y la naturaleza,
y pone en evidencia la dependencia que tienen las sociedades de los ecosistemas, a través de una mirada
más holística e integral del territorio.

Por otro lado, se destaca que, si bien el enfoque de servicios ecosistémicos está presente en algunos ámbitos
de la gestión pública, falta aún que sea incorporado en muchos otros. A su vez, este tema no está presente
en los programas académicos de áreas de conocimiento como las ciencias sociales y políticas, cuya contribución
se entiende fundamental en la adopción de este enfoque por parte de los ámbitos de gestión, así como
en su inclusión en los procesos de toma de decisión.
Por su parte, los ámbitos que sí están adoptando el enfoque de SE se enfrentan a dificultades a la hora de
aplicarlo por falta de indicadores consensuados que permitan evaluarlos y monitorearlos. Además, junto a
la necesidad de definir cómo aplicarlo en la gestión de los recursos naturales, se hace necesario sistematizar
la información existente en las instituciones, de manera que sea accesible y forme parte de la estructura
institucional.
Identificar las demandas en investigación y conocimientos para aplicar el enfoque de SE en la gestión de los
ecosistemas se vincula directamente con la asignación de recursos para la investigación. Teniendo en cuenta
que muchas veces la existencia de financiamiento es lo que mueve las líneas de investigación en temas específicos,
se entiende que el estado puede jugar un rol importante en este aspecto.
Por último, tanto investigadores como técnicos destacaron la relevancia de los ámbitos como el que proporcionan
los foros organizados por el Grupo Técnico Interinstitucional que propician el diálogo entre la academia
y los gestores favoreciendo su retroalimentación.
Bibliografía
Defra (2002) Safeguarding Our Seas: A Strategy for the Conservation and Sustainable Development of Our Marine Environment.
Department for Environment and Rural Affairs, London, UK.
Haines-Young, R. y Potschin, M. (2013) Common International Classification of Ecosystem Services (CICES): Consultation on Version
4, August-December 2012. EEA Framework Contract No EEA/IEA/09/003
IICA (2015) Memoria de los Foros Técnicos sobre servicios ecosistémicos en Uruguay / IICA – Montevideo: IICA, 2014.
La Notte, A.; D’Amato D.; Mäkinen H.; Paracchini M.L.; Liquete C.; Egohd B.; Geneletti, D.; Crossman N.D. (2017) Ecosystem services
classification: A systems ecology perspective of the cascade framework. Ecological Indicators 74 (2017) 392–402
Sutherland, W.J. (2004) A blueprint for the countryside. Ibis,146 (Supplement 1), 120–124.
Sutherland, W.J. (2006) Predicting the ecological consequences of environmental change: a review of the methods. Journal of
Applied Ecology, Volume 43(4), 599–616
Sutherland W.J.; Armstrong-Brown, S.; Armsworth P.R., Brereton T.; Brickland, J.; Campbell, C.D.; Chamberlain, D.E.; Cooke, A.I.;
Dulvy, N.K.; Dusic, N.R.; Fitton, M.; Freckleton, R.P.; Godfray, H.C.J.; Grout, N.; Harvey, H.J., Hedley, C.; Hopkins, J.J.; Kift, N.B.;

Kirby, J.; Kunin, W.E.; Macdonald, D.W.; Marker, B.M.; Naura, M.; Neale, A.R.; Oliver, T.; Osborn, D.; Pullin, A.S.; Shardlow, M.E.A.;
Showler, D.A.; Smith, P.l.; Smithers, R.J.; Solandt, J.; Spencer,J.; Spray,C.J.; Thomas, C.D.; Thompson, J.; Webb, S.E.; Yalden, D.W.; y
Watkinson A.R. (2006) The identification of 100 ecological questions of high policy relevance in the UK. Journal of Applied Ecology
43, 617–627
Haines-Young, R. y Potschin, M. (2013): Common International Classification of Ecosystem Services (CICES): Consultation on
Version 4, August-December 2012.
EEA Framework Contract No EEA/IEA/09/003 (Descargado de www.cices.eu)
Cowling, R.W.; Egoh, B.; Knight, A.; O’Farrell, P.; Reyers, B.; Rouget M.; Roux, D.; Welz, A.; Wilhelm-Rechmann, A. 2008. An operational
model for mainstreaming ecosystem services for implementation. Proceedings Nationall Academy of Science. 105:9483-
9488.
Brazeiro, A. 2014. Los bosques de Uruguay y sus servicios ecosistémicos.Memoria de los Foros Técnicos sobre Servicios Ecosistémicos
en Uruguay. IICA. Montevideo, Uruguay.
Anexo 1
Contenidos del formulario electrónico utilizado para la consulta a técnicos
Título: Demanda de los gestores de recursos naturales en conocimientos e investigación sobre resiliencia y
servicios ecosistémicos.
Introducción: En el año 2014 se desarrollaron en el país una serie de Foros Técnicos sobre Servicios Ecosistémicos.
Éstos fueron organizados por el Instituto Interamericano de Cooperación para la Agricultura con el
apoyo de los Ministerios de Vivienda, Ordenamiento Territorial, y Medio Ambiente, y Ganadería, Agricultura
y Pesca. Participaron en los mismos técnicos de estos Ministerios así como del INIA, la Universidad, el Ministerio
de Educación y Cultura, y la OPP.
Entre las principales conclusiones derivadas de estos Foros se destaca la necesidad de generación y sistematización
de la información y el conocimiento para la identificación, modelación, y valoración de los servicios
ecosistémicos, de forma tal que este enfoque pueda ser incorporado en los procesos de toma de decisiones
tanto en el ámbito productivo como en el ambiental.
Para comenzar a trabajar en ese sentido es que estamos implementando una propuesta que busca identificar
con más precisión cuál es la demanda de conocimiento para la aplicación del enfoque de servicios
ecosistémicos, que tienen los técnicos del ámbito gubernamental y privado, vinculado a la gestión de recursos
naturales Es por esta razón que lo invitamos a colaborar con esta iniciativa completando sus datos y
formulando todas las preguntas que tenga en relación a la temática en el siguiente formulario electrónico.
Las preguntas pueden referirse a aspectos generales del enfoque de servicios ecosistémicos, como a un

ecosistema en particular, o a aspectos que tengan que ver con la identificación, evaluación, o valoración de
los servicios ecosistémicos.
Una vez sistematizadas las preguntas de todos los participantes, se realizará un taller para ordenarlas y priorizarlas
con la facilitación del sector académico.
Se espera que el resultado final de este trabajo contribuya a identificar qué preguntas ya pueden ser resueltas
con la información disponible, y qué vacíos de conocimiento existen, así como la construcción de una
agenda de investigación en el tema.
Datos personales solicitados: Profesión, Nivel académico alcanzado, Filiación institucional, Área / Departamento
/ División / Dirección, Cargo, Antigüedad en el cargo, ¿cómo se vincula su actividad laboral a los
servicios ecosistémicos?
Nota aclaratoria: los datos son requeridos simplemente para poder caracterizar a las personas que participen
de la iniciativa.
“De mi conformidad con la ley N° 18331, del 11/08/2008, de Protección de Datos Personales y Acción de
Habeas Data (LPDP), los datos suministrados por usted, quedarán incorporados en nuestra base de datos,
procesada exclusivamente para la finalidad de evaluación y difusión de actividades, tareas y encuentros
realizada por IICA Uruguay y la dirección donde el responsable de la Bases de Datos es la IICA y la dirección
donde podrá ejercer los derechos de acceso, la actualización, actualización o supresión es: Luis Piera 1992,
Edificio MERCOSUR. Tercer piso. Montevideo.
Sección para las preguntas: en esta sección puede formular todas las preguntas con las que se haya encontrado
o que entienda sea necesario contestar al momento de incorporar el enfoque de servicios ecosistémicos
en la toma de decisiones.
Se entiende por Servicios Ecosistémicos como la contribución que hacen los ecosistemas (naturales, seminaturales
o modificados) al bienestar humano y mantienen una conexión directa con las funciones, procesos y
estructura del ecosistema que los genera (Haines-Young y Potschin 2013).
Este enfoque se presenta como una alternativa para enfrentar la problemática ambiental contemporánea
haciendo más visible la necesidad de conservar y utilizar sosteniblemente los ecosistemas, de forma de
internalizarlos en los sectores económicos, así como en programas, políticas, y estrategias de desarrollo
(Cowling et al., 2008).
Para planificar y gestionar con bases científicas los SE que un ecosistema brinda dentro de un territorio, se
debería contar idealmente con los siguientes conocimientos: lista de SE generados, evaluación/cuantificación
de cada SE, mapeo de cada SE, flujo de SE entre sitios/ecosistemas generadores y usuarios (Brazeiro, 2014).

Haines-Young, R. y Potschin, M. (2013): Common International Classification of Ecosystem Services (CICES): Consultation on Version
4, August-December 2012. EEA Framework Contract No EEA/IEA/09/003 (Descargado de www.cices.eu)
Cowling, R.W.; Egoh, B.; Knight, A.; O’Farrell, P.; Reyers, B.; Rouget M.; Roux, D.; Welz, A.; Wilhelm-Rechmann, A. 2008. An operational
model for mainstreaming ecosystem services for implementation. Proceedings Nationall Academy of Science. 105:9483-
9488.
Brazeiro, A. 2014. Los bosques de Uruguay y sus servicios ecosistémicos.Memoria de los Foros Técnicos sobre Servicios Ecosistémicos
en Uruguay. IICA. Montevideo, Uruguay.

Lugar: Cuenca de XXXXX

LOS SERVICIOS ECOSISTÉMICOS COMO OBJETO
FRONTERA: DISTINTAS MIRADAS PARA DISTINTOS
PROPÓSITOS Y ALGUNOS AVANCES EN LA EVALUACIÓN
DE SERVICIOS ECOSISTÉMICOS EN URUGUAY
Alvaro Soutullo, Mariana Nin, Lucía Bartesaghi, Alvar Carranza,
Lorena Rodríguez-Gallego.

LOS SERVICIOS ECOSISTÉMICOS COMO OBJETO
FRONTERA: DISTINTAS MIRADAS PARA DISTINTOS
PROPÓSITOS Y ALGUNOS AVANCES EN LA EVALUACIÓN
DE SERVICIOS ECOSISTÉMICOS EN URUGUAY
Existen múltiples definiciones sobre qué son los servicios ecosistémicos, múltiples formas de abordar su
análisis, y múltiples objetivos que se buscan con dichos análisis. Más allá de estas diferencias, el concepto
resulta útil en la medida en que se conceptualiza a los servicios ecosistémicos como un objeto frontera, cuyo
rol y propósito central es acercar formas distintas de mirar las relaciones entra la naturaleza y el hombre
(Abson et al., 2014). El valor del concepto reside así en su contribución a propiciar un espacio de reflexión
que busca activamente facilitar la comprensión de (y el respeto por) las múltiples formas de entender las relaciones
de interdependencia entre los sistemas naturales y las sociedades humanas (Raymond et al., 2013).
Esto ha sido por ejemplo uno de los principales desafíos a la hora de elaborar un marco conceptual común
para la Plataforma Intergubernamental sobre Biodiversidad y Servicios de los Ecosistemas (IPBES) (Diaz et
al., 2015).
Los servicios ecosistémicos suelen definirse alternativamente como los beneficios que los humamos obtienen
de la naturaleza, o como las condiciones o procesos a través de los cuales los ecosistemas y las especies
que los componen sostienen y satisfacen la vida humana (Nahlik et al., 2012). En ambos casos el énfasis está
dado por el flujo de beneficios en una dirección: de los ecosistemas al hombre. No obstante, uno de los principales
aportes del concepto reside en que, a diferencia de la visión clásica que conceptualiza la naturaleza
como proveedora de recursos, hace evidentes los efectos potencialmente negativos para el bienestar humano
de los cambios que son introducidos a los ecosistemas como resultado de las actividades humanas (Raymond
et al., 2013). Esto por un lado evidencia la necesidad de planificar y diseñar las actividades humanas
en un territorio de forma tal que minimicen los efectos negativos de esas actividades sobre la capacidad de
ese territorio de sostener a los grupos humanos que dependen del mismo (lo cual constituye un paso hacia
una gestión territorial orientada a la sustentabilidad). Por otro, subraya el rol (y el valor) de la biodiversidad
como la infraestructura ecológica que genera las condiciones para la existencia de las sociedades humanas
y su desarrollo. Este enfoque ha de hecho motivado la ampliación del concepto de servicios ecosistémicos
al concepto de servicios del paisaje (Valles-Planells et al., 2014), y en general ha contribuido a comprender
la necesidad de planificar los usos del suelo de forma tal que aseguren el mantenimiento de paisajes multifuncionales,
capaces de brindar la diversidad de servicios que requiere una sociedad resiliente, saludable
y equitativa (Lovell & Johnston 2009a,b; Selman, 2009; O’Farrell & Anderson 2010; Wu, 2013; Mastrangelo et
al., 2014).
Una forma gráfica de conceptualizar los servicios ecosistémicos es analizarlos como una cascada que vincula
los sistemas naturales con elementos del bienestar humano, siguiendo un patrón similar al de una cadena
productiva (Fig. 1): desde las estructuras y procesos ecológicos generados por los ecosistemas hasta los
servicios y beneficios eventualmente derivados por los seres humanos (Haines-Young & Potschin, 2010). Los
servicios ecosistémicos son entonces los resultados de la interacción entre procesos naturales y la actividad
humana, que resultan beneficiosos para una serie de actores. Esos beneficios pueden a su vez conceptua-

lizarse y analizarse desde múltiples perspectivas (conocimiento, salud, cohesión social, seguridad, réditos
económicos, etc.). El valor de esta forma de aproximarse al análisis de los servicios ecosistémicos reside en
que no se centra en valorar un componente de esa cadena en particular, sino que busca comprender el rol
que juegan todos los eslabones de esta cadena para sostener el bienestar humano.
Esto a su vez resalta la dimensión espacial y temporal de esos procesos: es necesario que exista un flujo de
beneficios desde los sectores del territorio donde estos procesos tienen lugar a los sitios en los que los beneficiarios
de esos servicios se encuentran. Estos flujos no son necesariamente instantáneos, ni los beneficiarios
obtienen los servicios en los lugares donde estos se generan (Serna-Chávez et al., 2014; Villa et al., 2014).
En resumen, el concepto de servicios ecosistémicos puede ser útil para una diversidad de propósitos y existen
diferentes abordajes conceptuales y metodológicos, y diferentes destinatarios de los resultados de estos
análisis. Antes de seleccionar un abordaje para el análisis de la relación hombre-naturaleza desde la perspectiva
de los servicios ecosistémicos es por lo tanto clave explicitar claramente qué objetivos se persiguen
y quienes son el público objetivo de los resultados de estos análisis. En cualquier caso, es necesario comprender
que el concepto reconoce explícitamente la multidimensionalidad del territorio y la complejidad
de interrelaciones entre los componentes de los sistemas naturales y sus vínculos también complejos con
los componentes de los sistemas sociales. Por lo tanto, todo intento de analizar estas relaciones implica
necesariamente una simplificación de la realidad. Qué se simplifica y cuales con los costos en términos de
realismo de las conclusiones son decisiones que deben tomarse de forma explícita y por razones que están
claramente justificadas dado el propósito del análisis que se está llevando a cabo.
Algunos casos de estudio en Uruguay
En esta sección se resumen algunas aplicaciones del concepto de servicios ecosistémicos que hemos venido
realizando en apoyo a diferentes procesos de gestión ambiental en Uruguay. La diversidad de propósitos de

estos análisis requirió utilizar diferentes enfoques conceptuales y abordajes metodológicos. El objetivo de
esta sección es brindar un panorama general de algunos de los abordajes disponibles y de algunas aplicaciones
concretas del concepto.
El primero de los casos de estudio buscó contribuir a comprender los potenciales impactos económicos que
podrían derivarse de los cambios en la biodiversidad del país derivados de los cambios proyectados en las
condiciones climáticas, y fue desarrollado como parte de un estudio regional liderado por CEPAL (Carranza
& Soutullo, 2009). El abordaje metodológico se basó en utilizar valores monetarios estimados para los principales
tipos de ecosistemas de planeta por Sutton & Costanza (2002), actualizados luego por Costanza et al.
(2014). Para la estimación de los costos potenciales de los impactos del cambio climático sobre la biodiversidad
de Uruguay se calculó primero el valor monetario al 2009 del territorio continental de Uruguay, a partir
del cálculo de la superficie del país cubierta por cada uno de esos tipos de ecosistemas y el valor monetario
estimado para una hectárea de cada tipo de ecosistema. En función de las proyecciones climáticas se modelaron
luego cambios en la extensión de cada uno de los tipos de ecosistemas para la segunda mitad del
siglo, y se volvió a calcular el valor monetario del territorio nacional, dados los cambios proyectados en la
extensión de cada tipo de ecosistemas. El valor económico total de los ecosistemas del país se estimó para
el 2009 en el entorno al 40% del PBI de Uruguay en el 2009, y la pérdida anual estimada en función de los
cambios en la cobertura de ecosistemas de estimó en el entorno del 7% del PBI de ese año.
Un abordaje totalmente distinto se utilizó para analizar la contribución relativa de los diferentes tipos de
ecosistemas del país, a la provisión de una serie de servicios ecosistémicos de interés, incluyendo entre
otros agua de buena calidad, amortiguación de eventos extremos y alimentos (Soutullo et al., 2012). En este
caso se siguió el abordaje desarrollado por Maynard et al. (2010), que genera un ranking de ecosistemas, de
acuerdo a la contribución de estos a una serie de procesos (funciones ecosistémicas), y la contribución de
estos procesos a la provisión de los servicios de interés. Este análisis permitió generar mapas de importancia
relativa de los distintos sectores del país, dada su contribución a la provisión de los servicios analizados, que
fueron luego utilizados en procesos de planificación territorial.
Uno de estos estudios consistió en la identificación de los padrones rurales que deberían ser integrados al
Sistema Nacional de Áreas Protegidas dada su importancia para la conservación de biodiversidad a nivel
nacional, estimada a partir de la presencia de especies o ecosistemas de interés, o su contribución relativa a
la provisión de los servicios antes mencionados (Soutullo et al., 2015; Di Minin et al., 2017). Uno de los principales
aportes de este análisis es que permitió utilizar como unidad de análisis los padrones rurales, y por lo
tanto identificar propietarios y unidades de gestión específicas en los que centrar los esfuerzos de trabajo.
Por último en la cuenca de la Laguna de Rocha se optó por un abordaje completamente distinto a los anteriores
para generar modelos y mapas de producción de servicios ecosistémicos (Nin et al., 2016). En este caso
se desarrollaron en consulta con expertos, modelos espacialmente explícitos de producción de servicios a
partir de la identificación de una serie de atributos que determinan la capacidad del territorio de brindar los
servicios de interés. Esta información fue luego utilizada para identificar sectores del territorio en los que
promover o desestimular la expansión agrícola y forestal dados los potenciales impactos ambientales que
resultan de la perdida de servicios ecosistémicos al convertir suelos con cobertura natural, a cultivos agríco-

las o forestales. Esos mapas fueron luego utilizados (Soutullo et al., 2014) para identificar zonas particularmente
relevantes en una caracterización del área de influencia del sitio seleccionado para la construcción de
un puerto de aguas profundas en la costa del departamento de Rocha.
Más allá de la diversidad de enfoques que se aquí se describen, la principal conclusión que se desprende de
la utilización de estos abordajes es la necesidad de definir explícitamente qué beneficios son los que se pretende
asegurar y quienes son los beneficiarios en los que centrar los análisis. El enfoque tradicional más centrado
en describir e inventariar la multiplicidad de servicios que los ecosistemas brindan a los seres humanos
tiene a nuestro entender limitaciones prácticas que además lo alejan de las preguntas que normalmente
se abordan en gestión ambiental. Lo que a nuestro entender se necesita es un cambio de perspectiva, en la
que el objetivo central de los análisis sea identificar qué acciones son necesarias para asegurar la provisión
de los beneficios que requiere el desarrollo de sociedades saludables. Para eso lo que se requiere es movilizar
capital humano, a través de políticas de planificación territorial y uso y conservación de biodiversidad,
que aseguren que los ecosistemas continúan siendo capaces de sostener los procesos que se necesitan para
la producción de los servicios que generan esos beneficios (Fig. 2).

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CULTIVOS DE SERVICIOS INTEGRANDO LOS SERVICIOS
ECOSISTÉMICOS EN LOS SISTEMAS
EXTENSIVOS DE PRODUCCIÓN AGRÍCOLA
Entender cómo cambia el flujo de energía, materia e información en un agroecosistema como resultado de
su manejo, es clave para evitar su deterioro (Odum 1969). Los agroecosistemas son complejos y por ende
presentan múltiples relaciones entre sus componentes. Muchas veces, nuestro objetivo de manejo es simplificar
el agroecosistema para poder manejar grandes extensiones. Sin embargo, esta simplificación o la falta
de una visión sistémica del mismo, provoca en general su deterioro y una falta de sustentabilidad a largo
plazo (Rositano & Ferraro 2013). La eficaz captura de recursos (luz, nutrientes, etc.) resulta imprescindible
para poder diseñar agroecosistemas que mejoren y mantengan la productividad en el tiempo (Caviglia y
Andrade, 2010).
El flujo de la energía es un componente fundamental de los ecosistemas. La energía proveniente del sol fluye
a través de los ecosistemas y termina finalmente disipándose del planeta. Los ecosistemas naturales se
estructuran alrededor de la energía, logrando que la mayoría de esta, sea canalizada hacia a los diferentes
niveles tróficos, utilizando toda o casi toda la productividad primaria neta ofrecida por los productores primarios
(Walker 2005; Odum 1969). La materia orgánica del suelo, si bien no es un nivel trófico, representa
una importante reserva de energía de los ecosistemas. En los agroecosistemas en cambio, el flujo de la energía
es modificado, a través de las intervenciones humanas, para lograr capturar más energía en productos
cosechables (carne, lana, lecha, granos, etc). La falta de una visión ecosistémica integral hace que en muchos
agroecosistemas la energía sea canalizada excesivamente hacia los productos cosechables, disminuyendo
el flujo de energía hacia otros organismos o la materia orgánica del suelo, provocando su deterioro. Esto
resulta clave para la sustentabilidad del agroecosistema, ya que las interacciones entre las especies de la
comunidad y la materia orgánica del suelo son claves para el mantenimiento de su funcionamiento.
La materia es el otro componente clave para comprender la dinámica y funcionamiento de los ecosistemas.
La materia, a diferencia de la energía, cicla en los ecosistemas y se intercambia entre los paisajes o la biosfera
toda, a distintas escalas temporales. La falta de ciclado de la materia en un ecosistema también produce su
deterioro, ya que la misma es parte fundamental de los organismos que lo componen. El uso agropecuario
ha alterado el ciclado de a materia en los ecosistemas, principalmente mediante extracciones por cosechas,
pero también aumentando muchas veces las pérdidas de nutrientes y provocando, como consecuencia, una
disminución de la materia orgánica del suelo (Smith 2007). Su pérdida conduce, por ejemplo, a una disminución
de la oferta de nutrientes desde el suelo como nitrógeno (N), fósforo (P), azufre (S), entre otros; y a una
reducción en los rendimientos de los cultivos o la producción de carne. La pérdida de materia orgánica del
suelo en sistemas agrícolas es un proceso mundialmente y localmente conocido (Alvarez 2001; Guo & Gifford
2002). La falta de compresión cabal de los ciclos biogeoquímicos y su uso para diseñar prácticas de manejo
adecuadas es una falencia importante de la agronomía actual.
La información es el tercer componente clave de los ecosistemas y está asociada principalmente en la biodiversidad,
aunque el desarrollo teórico de este componente ha sido mucho menor que el de la materia y la

energía en la literatura ecológica (Margalef 1957). La información contenida en un ecosistema (por ejemplo,
el ADN de las especies presentes), permite o no la ocurrencia de ciertos procesos, determinando el funcionamiento
y la estructura de los ecosistemas. Por ejemplo, la presencia de leguminosas en un ecosistema y sus
simbiontes, permite la fijación biológica de N atmosférico, proceso que no ocurriría en ausencia de esta “información”.
La fijación biológica de N atmosférico determina fuertemente la disponibilidad de N y por ende
la productividad primaria y el desarrollo de un ecosistema. De esta manera tanto el ciclo de la materia como
el flujo de la energía están fuertemente determinados por la información que contiene el ecosistema. El
hombre ha modificado fuertemente la información de los ecosistemas convirtiéndolos en agroecosistemas,
ya sea mediante la remoción de información (por ejemplo, de ciertas especies) o la incorporación de otras
(por ejemplo, cultivos o ganado). La remoción o el agregado de información no siempre se realiza de forma
consciente por el hombre, como por ejemplo la introducción de malezas y sus resistencias a herbicidas o la
extinción de poblaciones de enemigos naturales. Esto ocurre, nuevamente, por la falta de una visión ecosistémica,
provocando muchas veces el disfuncionamiento de los agroecosistemas y finalmente su deterioro.
Tradicionalmente, el deterioro de los agroecosistemas fue remediado mediante el agregado de subsidios de
energía (insumos como fertilizantes, riego, agroquímicos, etc) muchas veces utilizando un enfoque a escala
de cultivo o planta, es decir, considerando los requerimientos y las respuestas solamente de los cultivos o rodeos,
como fue fomentado por la revolución verde. Este enfoque, requiere de aumentar exponencialmente
el uso de insumos y subsidios de energía para mantener la producción y además genera problemas de contaminación
en los lugares donde la materia se acumula (por ejemplo, la lixiviación de N y P y la consecuente
eutrofización de los cuerpos de agua)(Nixon et al. 1996). Por esto el manejo de los establecimientos agropecuarios
debe ser pensado a escala de ecosistema y paisaje, y no solamente según la demanda y respuesta
de un cultivo o un rodeo animal, como se realiza actualmente. En un enfoque a escala de ecosistema nos
podríamos preguntar por ejemplo sobre la nutrición de los cultivos: ¿Cuanta materia orgánica del suelo es
necesaria para “alimentar” al cultivo propuesto y su nivel de rendimiento? Este enfoque cambia radicalmente
el eje de análisis, ya que apunta a estrategias de manejo de largo plazo orientadas a nutrir el suelo y alcanzar
los niveles de materia orgánica deseados, en vez de nutrir solamente al cultivo con las estrategias tradicionales
de fertilización actual. Este enfoque representaría además ventajas en términos de otros aspectos del
ecosistema (compactación, retención de agua en el suelo, control de malezas, etc.). La mayoría de los aspectos
del manejo de los agroecosistemas deberían ser considerados a esta escala y no solo a escala de cultivo
o planta (i.e.: manejo de plagas y enfermedades) (Piñeiro et al. 2014).
La intensificación, en términos de dos o más cultivos al año, podría ser un intento de lograr capturar mayor
energía en el ecosistema y mejorar su distribución entre la comunidad que lo compone, evitando el agregado
otros subsidios energéticos. En general, la realización de un cultivo al año conduce a que una gran
parte del año no se intercepta energía en el ecosistema (ver soja y maíz en Figura 1). En comparación con
cultivos perennes, los cultivos anuales presentan mayores picos de intercepción de energía, pero menores
intercepciones totales de energía a escala anual, salvo cuando se realizan dobles cultivos como el trigo-soja
(Figura 3). A pesar de ello, hasta hace poco una parte importante del área agrícola uruguaya presentaba solo
un cultivo al año. Es necesario agregar nuevos cultivos en las rotaciones para intentar capturar energía y
nutrientes todo el año, evitando sus pérdidas (Piñeiro et al. 2014). La energía capturada podrá ser empleada
en funciones vitales del ecosistema (por ejemplo, mantener la vida en el suelo, fijar nitrógeno atmosférico, o

descompactar el suelo, entre otras). La captura de nutrientes evita sus pérdidas y permite su reutilización. Es
por ello que podemos pensar en la realización de distintos cultivos que llamaremos “cultivos para servicios”,
ya que nos proveen un servicio distinto, pero complementario, al cultivo de cosecha (Piñeiro et al. 2014).
Figura 1. Variación anual del Índice verde normalizado (un estimador de la captura de energía solar) de distintos
recursos forrajeros y cultivos.
En la teoría ecológica reciente, se definen a los servicios ecosistémicos como todos aquellos servicios o utilidades
que nos brindan los ecosistemas. Un servicio clave de los ecosistemas es el de provisión de granos,
para el cual realizamos la mayoría de nuestras modificaciones del ecosistema (sembrar cultivos, etc.). Sin
embargo, el ecosistema puede proveer otros servicios (que tal vez aun no tienen valor de mercado, aunque
si tienen un costo para recuperarlo), como la regulación del ciclo del N, o la polinización. La magnitud relativa
en la provisión de distintos servicios ecosistémicos por parte de los cultivos o de los ecosistemas naturales
se puede mostrar gráficamente mediante diagramas de flores o telas de araña (Figura 2)(Piñeiro et al. 2014;
Foley et al. 2005). Estos diagramas sirven para visualizar la provisión de servicios de distintas alternativas de
cultivos como se detalla a continuación.
El deterioro de los agroecosistemas asociado a la falta de provisión de algunos de los servicios, ha llevado
a que en los últimos años la siembra de cultivos para otros fines haya cobrado especial relevancia (Figura
3). Los cultivos empiezan a ser sembrados con objetivos variados que en general se pueden asociar a un
servicio ecosistémico deteriorado, como ser: i) la protección contra la erosión (cultivos de cobertura); ii) la
incorporación de materia orgánica (abonos verdes); iii) la retención de nutrientes (cultivos trampa); iv) la incorporación
de N vía fijación atmosférica (con leguminosas); v) la descompactación del suelo; vi) el consumo

de agua para disminuir las napas; vii) la cobertura del suelo para reducir la evaporación; viii) la reducción de
malezas por competencia; y ix) hasta la reducción de emisiones de gases de efecto invernadero (Piñeiro et al.
2014). Las funciones son muchas y diversas, pero apuntan a proveer uno o varios servicios ecosistémicos de
interés. Por ello proponemos nombrar a éstos “cultivos de servicio” e incorporarlos al marco teórico de los
servicios ecosistémicos, cambiando el paradigma de la revolución verde centrado en el cultivo, a un nuevo
paradigma agrícola centrado en el ecosistema y sus servicios (Figura 3). La clave del éxito de los cultivos de
servicios será la utilización de la energía no interceptada por los cultivos de cosecha para canalizarla hacia
nuevos servicios ecosistémicos distintos al de provisión de alimentos. Este nuevo paradigma exige nuevas
líneas de investigación agronómica, con fuertes bases en ecología de ecosistemas, por ejemplo, en el manejo
y desarrollo de especies (y mezclas de especies) para mejorar la producción de raíces, el consumo y eficiencia
en el uso del agua, la fijación biológica de N, la habilidad competitiva y la captación de nutrientes.
Figura 2. Diagramas teóricos mostrando la provisión relativa de distintos servicios ecosistémicos en ecosistemas
naturales y sistemas cultivados (Piñeiro et al., 2014).

Cultivo de servicio. Nabos forrajeros
Cultivo de servicio. Leguminosas
Figura 3. Diagrama teórico
mostrando la provisión relativa
de distintos servicios
ecosistémicos de distintos
cultivos de servicios, y una
rotación compuesta de varios
cultivos de servicios con cultivos
de cosecha (Piñeiro et al.,
2014).

Los cultivos de servicios, así como el manejo integral de los ecosistemas, requieren de un nuevo paradigma
en investigación, en donde esta última este estrechamente asociada a los procesos productivos, con experimentación
adaptativa y aproximaciones de co-innovación (Dogliotti et al. 2013). Si bien las aproximaciones
clásicas de investigación reduccionistas continuarán aportando evidencias de los mecanismos subyacentes
a los procesos observados en los agroecosistemas, es necesario complementar estas investigaciones con
experimentación y co-innovación realizada en conjunto con los productores y en los sistemas reales de
producción (Figura 4). Los diseños experimentales y la estadística asociada a esta forma de investigación
difieren de las clásicamente usadas, y por lo tanto requieren de su estudio por parte de los investigadores y
productores.
A su vez, nuevas líneas de investigación son necesarias en relación a la comprensión de todos los servicios
ecosistémicos que brindan los agroecosistemas. Como se mencionó anteriormente, los agroecosistemas
han sido diseñados tradicionalmente para maximizar solamente aquellos servicios ecosistémicos de provisión
(cosechables). Sin embargo, es necesario actualmente introducir en su diseño la totalidad de los servicios
que brindan. Para ello la investigación debería enfocarse en el estudio y desarrollo (mejora genética, por
ejemplo) de cultivos que provean distintos servicios. Se podrían evaluar entonces nuevas cualidades de los
cultivos intentando contestar preguntas tales como: ¿cuál es el mejor cultivo para descompactar el suelo? O
¿qué cultivo es mejor para lograr una protección eficaz contra la erosión? ¿cuáles el cultivo que más favorece
la formación de materia orgánica o la fijación de nitrógeno? Estas y nuevas preguntas deberán ser abordadas
por las agencias de investigación y universidades, en asociación con los productores y las agencias gubernamentales
de regulación y protección ambiental, así como de fomento de la producción agropecuaria.
Empresa
semillas
Universidad
INTA
INIA
Asesor
Productor
Figura 4. Proceso de investigación conjunta de para la selección de cultivos de servicios de leguminosas.

La formación de materia orgánica, estrechamente asociada a la regulación del ciclo del C y N, es un servicio
ecosistémico clave para el cual necesitamos integrar y generar nueva información relacionada a su mantenimiento
y formación. Avances recientes muestran que las raíces y el nitrógeno desempeñan un papel
clave para la estabilización de la materia orgánica del suelo (Mazzilli et al. 2015; Kong & Six 2010; Rasse et al.
2005). Es por esto que es necesario evaluar potenciales cultivos que puedan ser integrados en las rotaciones
agrícolas actuales que aumenten la producción de raíces y la fijación de N para favorecer la formación de
materia orgánica. Con este objetivo, Pinto et al., en preparación, evaluaron distintos cultivos de servicio de
leguminosas invernales, analizando su fijación de N atmosférico y su producción de raíces (Figura 5). Sus
resultados muestran que las especies que producen mayores cantidades de biomasa aérea, no son las que
producen más biomasa subterránea. Debido a que la contribución de las raíces a la formación de materia
orgánica es muy superior a la de la biomasa aérea (más de 5 veces), los cultivos de servicios orientados a la
formación de la materia orgánica del suelo deberán ser seleccionados principalmente en relación a su producción
subterránea.
Figura 5. Evaluación de la productividad aérea y subterránea de distinos cultivos de servicio de leguminosas (Pinto
et al., no publicado).
El diseño y manejo de los agroecosistemas debería entonces considerar todos los servicios ecosistémicos
que generan (no solo los de provisión), para lo cual necesitamos contar con nuevos conocimientos agronómicos
y capacidades técnicas. Sería deseable para ello generar información científica relativa a los distintos
servicios que presta cada cultivo para poder ayudar a la toma de decisiones de los productores, pero también
al diseño de estrategias de fomento de las agencias gubernamentales. Así como hoy se informan los
rendimientos de los cultivares, se podría informar su producción de raíces, su potencial de descompactación
o su capacidad de fijar nitrógeno atmosférico. Esta información ayudara a los productores a tomar decisiones
de manejo que mejoren el desempeño general de los agroecosistemas y no solo el de los cultivos de
cosecha, favoreciendo la producción sustentable a largo plazo.

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UN ÍNDICE INTEGRADOR DE LA PROVISIÓN
DE SERVICIOS ECOSISTÉMICOS BASADO
EN INFORMACIÓN SATELITAL
José Paruelo, Hernán Dieguez

UN ÍNDICE INTEGRADOR DE LA PROVISIÓN DE SERVICIOS
ECOSISTÉMICOS BASADO EN INFORMACIÓN SATELITAL
Los Servicios Ecosistémicos y la planificación del territorio
El marco conceptual de Servicios Ecosistémicos (SE) establece que el bienestar humano deriva de una serie
de atributos estructurales y funcionales de los ecosistemas. Los beneficios que obtenemos de los ecosistemas
son múltiples y abarcan muchas dimensiones de la calidad de vida, desde la provisión de alimentos a
la salud o la recreación. Para comprender la génesis de los beneficios que percibimos resulta útil analizarlo
como una “cascada” (Fig. 1), donde la estructura y el funcionamiento de los ecosistemas producen servicios
intermedios, que son el soporte de servicios finales, que a su vez son los que proporcionan los beneficios
a los humanos (Fisher et al. 2009, Haines-Young and Potschin 2010). Los servicios intermedios (e.g. la
productividad primaria o la biodiversidad) son aquellos atributos de los ecosistemas que sin proporcionar
directamente los beneficios, son fundamentales para la provisión de otros servicios. Aguas abajo, los servicios
finales (e.g. producción de forraje, granos o carne) son aquellos aspectos del ecosistema de los que se
obtienen beneficios al combinarlos con distintos tipos de capital. Pensar el marco conceptual de los SE como
una cascada ayuda a visualizar que muchos aspectos del ecosistema no producen directamente un servicio
pero contribuyen a su provisión.
Figura 1. Modelo cascada que muestra el vínculo existente entre los aspectos estructurales y funcionales de los
ecosistemas con el bienestar humano. Los servicios intermedios se encuentran determinados por la estructura y
funcionamiento del ecosistema, y a su vez, por el nivel de stress y perturbación en el mismo. Las funciones de afectación
relacionan los niveles de perturbación (ej: área deforestada) con la provisión de servicios intermedios. A su
vez, las funciones de producción relacionan a los servicios intermedios con los finales, que finalmente determinan
los beneficios que percibe el ser humano, según necesidades, intereses y valores.

La incorporación del enfoque de SE en la planificación del uso del territorio está asociada a la expectativa y
la necesidad de incorporar la dimensión ambiental en la toma de decisiones. De manera incipiente se observa
en la actualidad su utilización en torno a los mecanismos de pagos por servicios ambientales (PSA) y su
adopción en procesos de Ordenamiento Territorial (OT; Paruelo et al. 2014). Sin embargo, el potencial que
el concepto de SE tiene para fortalecer las etapas de diagnóstico, planificación y gestión de políticas públicas
vinculadas al uso del territorio se encuentra limitado en buena medida por la ausencia de conocimiento acerca
de la variación de los SE ante cambios en prácticas de manejo o variables ambientales (Daily and Matson
2008). A estas descripciones explícitas de la variación de SE ante la variación de procesos del ecosistema,
variables climáticas, edáficas o de prácticas de manejo se las denomina ‘funciones de producción’.
Funciones de producción de SE
La idea de funciones de producción de SE con valor de mercado está razonablemente explorada por ecólogos
y la agrónomos. Para distintas regiones y condiciones se dispone de funciones sencillas que relacionan,
por ejemplo, el rendimiento esperado de un cultivo con el agua acumulada durante el barbecho, la concentración
de nitratos a la siembra o el cultivo antecesor. En algunos casos estas funciones son más complejas
y conforman sistemas basados en un gran número de ecuaciones. Por ejemplo los modelos de estimación
de rendimientos de cultivos de la serie DSSAT son ejemplos de estas funciones de producción complejas. La
muy difundida ecuación universal de pérdida de suelos (USLE), desarrollada por el Soil Conservation Service
del Departamento de Agricultura de los Estados Unidos, es un ejemplo de función de producción de un SE
sin valor de mercado. Esta ecuación considera aspectos estructurales de los ecosistemas (particularmente
de agroecosistemas) como el grado de cobertura del suelo, las rotaciones, la pendiente y su largo, para estimar
la cantidad de suelo que se perdería en el sistema. El modelo Century es otro ejemplo de función de
producción compleja. Este modelo simula la dinámica de los reservorios de C edáfico de distintos tipos de
ecosistemas en función de características edáficas, climáticas, de la vegetación y el manejo (ver su aplicación
en Caride et al. 2012). Algunos problemas asociados al uso de muchos de estos modelos es que requieren
una calibración específica para cada lugar o requieren una gran cantidad de información de difícil y/o costosa
obtención.
Con el objetivo de superar estas dificultades, Viglizzo et al. (2011) propusieron un conjunto de funciones
de producción de SE asumiendo que la mayoría de esos servicios pueden ser representados a través de
una serie de factores que varían en el espacio y en el tiempo: la PPN y la disponibilidad de corrientes (ríos,
arroyos) y cuerpos de agua (humedales, lagos, lagunas), con sus franjas ribereñas e interfluviales. En ese
artículo se propuso una estimación relativa del nivel de SE (con variación dentro de un rango de 0 a 100) a
partir de esos dos componentes y de una serie de factores de naturaleza física como la pendiente del terreno,
la temperatura media y la altura sobre el nivel del mar. Al basarse en aspectos estructurales fácilmente
cartografiables, este esquema permite explorar la heterogeneidad espacial en la provisión de SE, un aspecto
de gran importancia, dado que, como se sostuvo anteriormente, la implementación de políticas basadas en
SE está limitada por la dificultad que implica generar funciones de producción para mapear y cuantificar la
provisión de SE.

La propuesta de Viglizzo et al. (2011), que ha sido usada en el mapeo de los SE en el marco del proceso de
OT del partido de Balcarce en la Pcia. de Buenos Aires (Barral and Maceira 2012), constituye así un primer
nivel de evaluación de la provisión de SE para la generación de escenarios espacialmente explícitos. Este esquema
posee sólidos fundamentos conceptuales basados en que las variaciones en el nivel de provisión de
distintos SE pueden ser descriptas por dos características de los ecosistemas: la cantidad total de biomasa
que producen en un año y la estacionalidad de esa producción (la diferencia entre los valores máximos y
mínimos de producción de biomasa). Esto último es particularmente importante ya que esos dos atributos
del funcionamiento de los ecosistemas pueden ser estimados mediante datos provistos por satélites de
observación terrestre.
La percepción remota de la producción de biomasa
El Índice de vegetación normalizado (IVN) es un índice espectral que integra dos aspectos claves del comportamiento
de los tejidos fotosintéticos: la baja reflectancia en longitudes de onda correspondientes al
rojo (debido a la absorción por parte de las clorofilas) y la alta reflectancia en la porción del espectro electromagnético
correspondiente al infrarrojo cercano (debido a la refracción en el mesófilo de las hojas). Este
índice es un estimador directo de la fracción de radiación fotosintéticamente activa absorbida por los tejidos
verdes (fRFAA) y es provisto por sensores a bordo de distintas plataformas satelitales (Pettorelli 2013). Por su
parte, la fRFAA se relaciona linealmente con la PPN aérea (Monteith 1972). En la última década aumentó la
disponibilidad de imágenes satelitales (en cantidad y tipo) y existen numerosos estudios que relacionan información
satelital, principalmente el IVN, con la PPN aérea en diferentes regiones y ecosistemas del mundo,
encontrando una fuerte correlación entre la respuesta espectral y variables que describen el funcionamiento
de la vegetación (Paruelo et al. 1997, Pettorelli 2013). Utilizar técnicas de teledetección para estimar la tasa
de producción de biomasa presenta la ventaja de proveer resultados espacial y temporalmente explícitos, a
diferentes escalas y consistentes entre diferentes tipos de cobertura, en áreas extensas y con bajo costo. Por
estas razones supera las limitaciones logísticas y metodológicas que tienen las estimaciones a campo, que
explican la escasez de información referida anteriormente responsable de la limitada aplicación del enfoque
de SE en las políticas sobre el uso del territorio.
El Índice de Provisión de Servicios Ecosistémicos
Investigadores del INTA, CONICET y de las Universidades de Buenos Aires, Mar del Plata y la República (Uruguay)
midieron, con el apoyo económico del Inter American Institute for Global Change Research, el nivel
de provisión de SE tan diversos como la producción de forraje, el rendimiento hidrológico, la regulación del
nivel del agua subterránea, el secuestro de C o la biodiversidad de aves (Paruelo et al. 2016). En primer lugar
se propusieron evaluar de forma empírica si las variaciones en el nivel de provisión de distintos SE de regulación
pueden ser descriptas por la cantidad total de biomasa que los ecosistemas producen en un año y la
estacionalidad de esta producción. Como resultado de sus mediciones, encontraron que en las ecorregiones
del Chaco Seco y los Pastizales del Río de la Plata el nivel de provisión u oferta de esos servicios tan diversos
aumenta cuanto más productivo es un sistema y cuanto menos estacional es (menos variable dentro del

año). En segundo lugar, propusieron el Índice de Provisión de SE (IPSE, o ESPI según sus siglas en inglés)
como un estimador de la oferta de SE de soporte y regulación, construido a partir de dos atributos funcionales
derivados de índices de vegetación (IV) provistos por sensores remotos, el promedio anual y el coeficiente
de variación intra-anual del Índice de Vegetación Normalizado (IVN): IPSE=IVNpromedio*(1-IVNCVi). La
disponibilidad de información provista por el sensor MODIS de la NASA permitió estimar los cambios en la
provisión de SE para el período 2000-2014. El nivel de provisión promedio varió de manera muy marcada en
el espacio (Fig. 2a): es muy alto en áreas dominadas por bosques y bajo en las áreas más áridas. Una primera
interpretación del mapa es que hay áreas que proveen más SE que otras. Esto sin embargo pasa por alto
que los SE no son mercancías que pueden “producirse” en un área y generar beneficios en otra: la regulación
hídrica generada en Salta no puede transferirse a La Pampa, ni preservar la biodiversidad conservada en los
bosques chaqueños evita la extinción del ciervo de las pampas. Por eso mucho más útil que los valores promedio
son las tendencias en el tiempo (Fig. 2b). Esta información permite identificar las áreas en las cuales
la provisión de SE aumentó, disminuyó o se mantuvo constante. Al cartografiar las tendencias en este índice
durante los últimos 15 años se observó que en las áreas naturales se mantuvo constante o disminuyó levemente,
mientras que las zonas agrícolas presentaron las tendencias más negativas de la región.
Figura 2. a) Promedio del nivel de provisión de Servicios Ecosistémicos para el período 2000-2014. ND representa
aquellos píxeles que no contaron con datos suficientes para la estimación. b) Tendencias en el Índice de Provisión
de Servicios Ecosistémicos para el período 2000-2014 (% anual).

El Índice de Provisión de SE revela las variaciones en el espacio y a lo largo del tiempo de la provisión u oferta
de un conjunto diverso de SE. Esta información es clave en el diseño, la implementación y el monitoreo de
políticas ambientales. Por ejemplo, el mapeo de las tendencias permite identificar aquellas áreas donde sería
necesario prestar particular atención debido a la potencial caída en la provisión de SE, una situación que
en general deriva en conflictos. Por otro lado, al estar basado en información provista por sensores remotos,
el IPSE permite contar con estimaciones de la oferta de SE en áreas extensas, en un plazo razonable y con un
bajo costo. Sin embargo, el IPSE necesita ser complementado con información adicional (por ej. estado de la
fauna amenazada o niveles de contaminación de cursos de agua) para lograr una adecuada caracterización
de la situación ambiental. También es necesario contar con una situación de referencia (los valores esperados).
Una oportunidad única la brinda la red de áreas protegidas públicas y privadas. Estas áreas han experimentado
la menor intervención humana (Dieguez and Paruelo 2017) y por ese motivo proveen los valores
de referencia para interpretar los cambios observados en el resto del territorio. Para el período observado
en la Figura 2 la mayor parte de las áreas protegidas también sufrieron una baja en la provisión de SE. Esto
es una evidencia fuerte de que los factores que operan a escala global (por ejemplo cambios climáticos) explican
las tendencias. Sin embargo, si bien la reducción en la provisión total de SE calculada a partir de este
índice parece estar asociada a factores globales, hay también razones locales. Esto queda evidenciado en
que las áreas sometidas a intensos procesos de cambio en el uso del suelo muestran los valores mas altos
en las tendencias del IPSE (Fig. 2b).
Agradecimientos: Este trabajo ha sido financiado por el Inter-American Institute for Global Change Research
(IAI) CRN3095 que, a su vez, es financiado por US National Science Foundation (Grant GEO-1128040).
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herramientas y aplicaciones para el ordenamiento territorial. Ediciones INTA.

Lugar: Cuenca de XXXXX

METODOLOGÍAS PARA LA VALORACIÓN
ECONÓMICA DE LOS RECURSOS HÍDRICOS.
APLICACIONES EN EL CASO DEL ARROZ Y
LA HIDROELECTRICIDAD
Fernanda Milans, Miguel Carriquiry.

¿A que nos referimos con valor económico de servicios ecosistémicos y a qué
desafíos nos enfrentamos?
En economía, los conceptos de valoración se relacionan con el bienestar humano y por tanto el valor económico
de un determinado bien o servicio deriva de la utilidad que estos reportan a las personas (Freeman III,
A. M., 2003).
Aunque existen numerosos marcos teóricos que definen y organizan los bienes y servicios ecositémicos, es
posible reconocer desde el punto de vista de valoración económica a estos como los beneficios que los seres
humanos obtienen de los ecosistemas. Por ecosistema entendemos a un entorno determinado, incluyendo
tanto los componentes abióticos (por ejemplo, el agua) como bióticos (por ejemplo, los peces) 1 .
De esta manera, desde una perspectiva económica los ecosistemas nos brindan bienes y servicios sólo cuando
los humanos obtenemos un beneficio de ellos (MEA, 2005). En este sentido, el valor económico de una
función o servicio de un ecosistema se asocia directamente a la contribución que hace al bienestar humano
(Bockstael, et al., 2000).
Pero el valor económico es solo un tipo de valor. Definido por Brown (1984) como valor “asignado”, hace referencia
a la importancia relativa o al valor que tiene algo para una persona o grupo en un contexto particular.
Este concepto de valor económico se basa en una visión antropocéntrica y utilitarista para definir valor en
función de las preferencias individuales y por tanto no abarca todas las posibles fuentes de valor. Aunque
no es el concepto más amplio de valor, incluye tanto el valor tangible como el intangible que contribuye a la
satisfacción y al bienestar humano (Heal et al., 2005).
Este no es el único concepto posible de valor, ni es siempre el más relevante. Sin embargo, a los efectos del
análisis costo-beneficio en la evaluación de las opciones de política y con el propósito de determinar las responsabilidades
cuando se han afectado los recursos naturales, este concepto tiene una considerable precedencia
y legitimación. Con esto no se sugiere que los valores económicos deberían gobernar las decisiones,
simplemente las medidas de valoración económica son sólo un componente para evaluar políticas y guiar la
toma de decisiones.
Bajo esta concepción de valor no tiene mucho sentido hablar sobre el valor económico de los ecosistemas
como si la elección fuera entre tenerlos como son o no tenerlos en absoluto, porque el valor económico
trata sobre los tradeoffs y como tal requiere definir claramente las alternativas. En cambio, el concepto si se
presta para evaluar cambios bien definidos en los ecosistemas, y por ende “valorar” las cosas sólo en términos
comparativos. Cuando se dice que se está valorando un cambio, lo que se está haciendo realmente es
definiendo un tradeoff entre dos situaciones. El valor económico de un cambio de política se define por la
compensación (positiva o negativa) que un individuo necesitaría para mantener su bienestar en el nivel que
hubiera estado sin el cambio inducido por la política (Bockstael et al., 2000). Adicionalemnte se debe considerar
que las medidas de valor económico son específicas del objeto de elección (es decir, lo que ha cambiado
1. Para acceder a una revisión de las diferentes definiciones y categorizaciones de bienes y servicios ecosistémicos puede consultarse
el Millennium Ecosystem Assessment (2005), el National

entre la referencia y los estados inducidos por la política), el punto de partida o estado de referencia y otros
aspectos del contexto de la decisión (implícita o explícita).
Dado que las compensaciones son una medida de los tradeoffs que realizan los individuos, estas pueden ser
medidas en términos de cualquier unidad común que uno desee. Por lo general se miden en dinero 2 , aunque
esta no es la única métrica disponible. Para muchos problemas ambientales, las valoraciones monetarias
funcionan porque proporcionan una métrica común a través de la cual expresar estos tradeoffs.
Con esto no se niega que los ecosistemas proporcionan bienes y servicios que los que las personas no tienen
que pagar. Pero por definición, la disposición a pagar para proteger los ecosistemas de la destrucción o la
degradación refleja cuánto de otras cosas los individuos estarían dispuestos a renunciar para obtener este
resultado. Este es un tradeoff explícito que define una disposición a pagar (Bockstael et al., 2000). Es en estas
situaciones, cuando los tradeoffs que queremos conocer están asociados con cambios bien definidos en la
calidad o la cantidad de los recursos específicos o servicios de los ecosistemas, que podemos apelar a la amplia
variedad de métodos de valoración disponibles para lograr una valoración económica de estos servicios.
La valoración económica tiene una mayor probabilidad de proporcionar una estimación precisa del valor si
el cambio del ecosistema que se está evaluando es pequeño en relación con la producción total del bien o
servicio en el área geográfica de interés. Por ejemplo, es más fácil valorar un pequeño cambio en la calidad
del agua que valorar un cambio grande. Esto se debe a que los precios existentes indican el valor marginal
del recurso, y el valor marginal se aplica en forma más precisa a un pequeño cambio “en cantidad o calidad”
(Brown et al., 2007). Afortunadamente, los cambios más realistas en las políticas sólo causan cambios relativamente
pequeños en la producción de un bien o servicio de un ecosistema determinado
En este contexto el análisis económico debería reflejar la enredada red de interrelaciones físicas que vinculan
las actividades que tienen efectos en una parte de un ecosistema así como sus potenciales efectos en
otra parte. Esta es una de las principales dificultades con la que se encuentra el análisis económico en el
terreno de la valoración de los bienes y servicios ecosistémicos (Polasky y Segerson, 2009).
En cualquier caso el principal riesgo con el que nos enfrentamos a la hora de la aplicación de métodos de
valoración convencional es el de obtener un conjunto incompleto de valores desconectados para un subconjunto
de servicios de los ecosistemas. Esto tiende a resultar en una subestimación de los beneficios de la
protección del ecosistema (Bockstael, et al., 2000)
Valoración económica de los recursos hídricos
Al igual que otros servicios ecosistémicos, el valor del agua deriva de su importancia y contribución al bienestar
de los seres humanos y a otras formas de vida en la tierra (Lange et al., 2007).
En términos económicos, el agua es un bien esencial, por lo que el valor (disposición a pagar) por una canti-
2. Un ejemplo del potencial de efectos con diferentes opciones para el numerario puede encontrarse en Brekke, K. A. (1997).

dad básica de supervivencia es infinita. Una vez satisfechas las necesidades básicas, la valoración económica
puede hacer una contribución importante a las decisiones sobre la asignación de agua.
Dado que la oferta de agua es limitada y la demanda es creciente, la competencia entre los diferentes usos
del agua se ha incrementado rápidamente. Se espera que factores como el crecimiento demográfico, los
usos insostenibles del agua, la contaminación y el cambio climático exacerben este problema en el futuro.
Una asignación más eficiente de los recursos hídricos se convertirá en una necesidad. La comprensión de
cuánto vale el agua en cada uno de los usos alternativos es esencial para tomar decisiones sobre mejoras en
su eficiencia de asignación (Young y Loomis, 2014).
Al tener esta un valor económico en todos sus usos competitivos, debe ser reconocido como un bien económico.
La gestión del agua como bien económico es una forma importante de lograr un uso eficiente y equitativo
y de fomentar la conservación y protección de los recursos hídricos (Naciones Unidas 1992, Principio No.
4). Si bien el económico no es el único concepto de valor y no debe ser lo única consideración en la gestión
del agua, las medidas de valor económico proporcionan información política útil para orientar la toma de decisiones
y la planificación estratégica para el desarrollo y asignación de recursos hídricos hacia los objetivos
de eficiencia, equidad y sostenibilidad ambiental.
Las estimaciones del valor del agua proporcionan señales de relativa escasez que de otro modo no estarían
disponibles debido a la ausencia de mercados en muchas situaciones. Los valores marginales del agua también
son útiles para fijar precios que permiten la recuperación parcial o total de los costos de inversión en
sistemas de abastecimiento de agua.
Los economistas han desarrollado diferentes técnicas para estimar el valor de los servicios ecosistémicos.
Cuando se puedan identificar y medir los bienes y servicios de un ecosistema, a menudo será posible asignarles
valores utilizando métodos de valoración económica existentes. Los resultados de la aplicación de
estos métodos pueden estar sujetos a juicio e incertidumbre y deben ser interpretados con cautela. Sin
embargo, el sentido general dada la literatura extensa sobre el desarrollo y aplicación de varios métodos
es que es posible confiar en ellos como capaces de proporcionar información útil en el apoyo de una mejor
evaluación y gestión de los ecosistemas y sus servicios (Heal et al., 2005).
En el caso específico de la valoración del agua esta puede ser bastante compleja. A menudo los datos no
están disponibles y/o son de costosa recopilación. Adicionalmente los valores del agua son generalmente
dependientes del sitio y la transferencia de beneficios (un método de aplicación de los valores obtenidos a
partir de un sitio de estudio a otros lugares) no está bien desarrollada dado que los métodos y los supuestos
no están estandarizados. La combinación de estas dificultades puede hacer que la incertidumbre en torno a
los estimados puntuales sea alta.
A continuación presentaremos brevemente las principales técnicas utilizadas para imputar valor al agua.
Como se puede observar en la Tabla 1 existen diversos métodos de valoración y la aplicación empírica de
estas técnicas difiere según cual sea la principal categoría de uso del agua:

• El agua como un insumo intermedio en la producción agrícola, manufacturar e industrial (hidroeléctrica).
• El agua como un bien de consumo final.
• El agua brindando un servicio medioambiental, tanto para la recreación como para la asimilación de desperdicios.
La Tabla 1 muestra las técnicas de valoración que se han aplicado con mayor frecuencia al agua y sus principales
usos. Las técnicas de valoración económica aplicadas a recursos naturales en general y al uso del agua
en particular pueden dividirse en dos, el método de preferencias reveladas y el de preferencias declaradas.
El primero deriva el valor del agua del comportamiento observado del mercado o de los individuos (revelado)
hacia el agua (cuando se negocia) u otro bien comercializado relacionado con el agua. El otro se basa en
encuestas que piden a las personas que directamente indiquen sus valores (preferencias declaradas).
Tabla 1: Principales técnicas de valoración económicas en el caso del agua
Método de Valoración Tipo de valor Tipo de servicio
Preferencias reveladas
Demanda por ventas y derechos de
agua
Precios Hedónicos
Valor marginal o valor promedio
Valor marginal o valor promedio
Insumo intermedio y consumo
final
Insumo intermedio y servicio
medioambiental
Método del valor residual Valor promedio o marginal Insumo intermedio
Método del cambio en el ingreso
neto
Valor marginal
Insumo intermedio
Función de producción Valor marginal Insumo intermedio
Modelos de programación
matemática
Método del costo de oportunidad o
alternativo
Valor marginal
Valor marginal
Insumo intermedio y consumo
final
Insumo intermedio
Método del costo de viaje Valor promedio Servicio medioambiental
Costo de las acciones de prevenir
degradaciones ambientales
Beneficios por daños ambientales
evitados
Preferencias declaradas
Valor marginal o valor promedio
Insumo intermedio, Consumo
final y servicio medioambiental
Valoración contingente
Análisis conjunto
Valor promedio o valor total
económico y a veces valor
marginal
Valor promedio o valor total
económico y a veces valor
marginal
Insumo intermedio, consumo
final y servicio medioambiental
Insumo intermedio, consumo
final y servicio medioambiental
Fuente: Adaptada de Lange, G. M., Hassan, R. M., Arntzen, J., Crawford, J., & Mungatana, E. (2007).

Las primeras dos técnicas de la Tabla 1 se basan en las ventas observadas de agua o derechos de agua, o
bienes como la tierra que vienen dotados con agua. Los siguientes ocho enfoques valoran el agua basado en
el comportamiento observado en el mercado. Los primeros cinco derivan indirectamente el valor del agua
a través de la demanda de agua como un insumo intermedio a la producción. Los dos métodos siguientes,
valoran los servicios del agua para la recreación o asimilación de desechos, basados en el costo de las actividades
emprendidas para obtener los servicios. Los enfoques basados en daños valoran los servicios de
calidad del agua en función del beneficio de evitar los costos resultantes de una pérdida en estos servicios.
Los dos últimos enfoques son las técnicas de preferencia declaradas.
En las secciones que siguen discutiremos dos técnicas de valoración del agua como insumo intermedio tanto
para la producción agropecuaria como para la generación de energía hidroeléctrica y presentaremos ejemplos
de su aplicación práctica a nivel nacional.
Método del Valor Residual: Conceptos y aplicación al agua para riego
Según Young et al., (2014) los métodos estándar de estimación de los valores del agua para el riego son
mayoritariamente deductivos 3 . El método del valor residual es una técnica de valoración que entra dentro
de esta categoría y que se utiliza para obtener medidas de los beneficios del agua como insumo intermedio
para la producción. En ausencia de mercados, este es uno de los métodos más comúnmente aplicados a la
valoración del agua para riego y ampliamente utilizado en los sistemas de contabilidad ambiental y económica
(SCAE) para el agua. Ha sido también recomendado por la División de Estadística de las Naciones Unidas
(SEEA - Water 2012).
A través del método residual es posible calcular el valor del agua como el remanente o el ingreso neto luego
de ser contabilizados todos los demás costos relevantes. Se basan en la idea de que una empresa que maximiza
beneficios utiliza agua hasta el punto en que el ingreso neto obtenido de una unidad adicional de agua
es igual al costo marginal de la obtención del agua.
La valoración residual supone que si todos los mercados son competitivos a excepción del agua, entonces el
valor total de la producción es exactamente igual a los costos de oportunidad de todos los insumos utilizados
en la producción. Cuando los costos de oportunidad de los insumos excepto el del agua están dadas por su
precio de mercado (o cuando se pueden estimar sus precios sombra), el precio sombra 4 del agua es igual
3. Las aproximaciones a la valoración del agua se pueden clasificar según las técnicas cuantitativas empleadas. Según Young et
al., (2104) la mayoría de los métodos de valoración del agua encajan en dos grandes categorías que difieren en los procedimientos
matemáticos básicos y tipos de datos empleados en el proceso de valoración. Dentro de la primer categoría se encuentran
los métodos deductivos dado que involucran el proceso lógico para llegar desde premisa generales a conclusiones particulares.
Las técnicas deductivas emplean modelos construidos que comprenden un conjunto de postulados conductuales (es decir,
maximización de beneficios o utilidad) y suposiciones empíricas apropiadas para cada caso. La otra clase de métodos son los
inductivos y emplean la lógica inductiva, usualmente como procedimientos estadísticos o econométricos formales, para inferir
generalizaciones a partir de observaciones individuales.
4. Debido a la falta predominante de mercados de bienes y servicios relacionados con el agua, los precios contables o precios

a la diferencia (el residuo) entre el valor de la producción y los costos de todos los insumos utilizados en la
producción exceptuando el agua (Young et al., 2014).
Aunque la literatura denomina precio sombra del agua como a su valor marginal, el valor residual en realidad
mide el valor promedio porque el valor del producto marginal del agua se mide por la cantidad total
de producción obtenida y los insumos totales con excepción del agua, en lugar de la producción marginal
y costo marginal de los insumos exceptuando el del agua. Los valores promedio y marginales son idénticos
sólo en los casos en que las funciones de producción exhiben rendimientos constantes a escala. El valor
promedio puede diverger significativamente de los valores marginales, dependiendo de la naturaleza de la
función de producción, que es una cuestión empírica (Lange et al., 2007)
Marco conceptual
Para los bienes de producción, como el agua utilizada en la agricultura o la producción industrial, las teorías
económica neoclásica de la producción y de la firma (Varian, 2010) proporcionan la base teórica principal
para valorar las implicaciones del bienestar económico de los cambios en los insumos utilizados. A través de
este marco conceptual es posible llegar a derivar de manera apropiado una medida del cambio en el bienestar
de la firma ante cambios en los insumos utilizados aproximados a través de la función del valor del producto
marginal (VMP, por su sigla en inglés) de cada insumo (Young et al 2014). En el máximo de la función
de beneficio, el VMP para cada insumo debe ser igual a su precio y es por ello que para la valoración empírica
de los bienes de producción, el método denominado residual (o imputación residual) ha sido el método más
utilizado para la aproximación del VMP.
El método residual básico puede derivarse de la teoría neoclásica de la firma a partir de dos enfoques conceptuales
diferentes. El primero implica la aproximación de la VMP a través del teorema del agotamiento del
producto. Sin embargo, los supuestos del enfoque del teorema del agotamiento del producto no reflejan la
situación más típica en el uso agrícola del agua. El segundo enfoque emplea la teoría de rentas económicas
y cuasi-rentas para aproximar el valor residual del agua en la producción agrícola. Ambos enfoques conducen
a la misma fórmula de cálculo y son teóricamente complementarios en el caso de la valoración del agua
como un insumo productivo (Young et al 2014).
Siguiendo el primer enfoque 5 , es posible afirmar que si las firmas operan en condiciones de mercados
competitivos, las mismas optimizan al seleccionar las cantidades de los insumos hasta que el VMP de cada
insumo iguala el costo marginal de dicho factor. La suma de los VMPs de cada insumo ponderados por la
cantidad del insumo correspondiente, en el equilibrio de largo plazo será exactamente igual al valor total del
producto (TVP, por su sigla en inglés).
El teorema del agotamiento del producto abre un camino para que la economía aplicada encuentre un punto
sobre la función VMP desconocida (o medida de beneficio) de cualquier insumo sin precio de mercado, como
sombra son un componente esencial de la evaluación económica de la asignación del agua pública y de otras opciones de
política.
5. Puede consultarse el desarrollo detallado de ambos enfoques en Young et al., 2014.

ser el agua utilizada en la producción. En términos generales, si se conoce la función de producción y las
cantidades de todos los demás insumos y se puede asignar el precio exacto de todos estos insumos menos
de uno, aplicando el teorema del agotamiento del producto, permite la imputación del remanente del TVP a
ese insumo sin precio.
La derivación requiere dos postulados principales. En primer lugar, en condiciones de equilibrio competitivo,
la proposición fundamental del agotamiento del producto fundamental estipula que la TVP puede dividirse
en partes, de modo que cada recurso se pague según su valor de productividad marginal y la TVP estará
exactamente agotadas por las partes distribuidas. En segundo lugar, se supone que los productores que
maximizan los beneficios incrementan cada insumo hasta el punto en que su VMP se iguala a su precio que
es su costo de oportunidad. El supuesto de equilibrio competitivo implica que para todos los insumos, los
productores igualan los rendimientos en el margen con los precios de esos insumos. Los precios de insumos
observados o esperados pueden entonces ser sustituidos por los VMP observados, derivándose una fórmula
para el valor residual.
Entonces:
• Los productores maximizan sus beneficios, adicionarán insumos a la producción hasta que el valor marginal
de la producción sea igual al costo marginal del insumo o su precio. En el óptimo VPMi=Pi
• El valor de la producción total puede ser dividida entre distintos recursos, los cuales son retribuidos de
acuerdo a su productividad marginal
Para ilustrar el uso del teorema del agotamiento del producto para la valoración residual, se considerará
un proceso de producción simple en el cual se desea imputar un valor para el insumo sin precio, el agua.
Supongamos un solo producto (Y) que es producido por varios factores de producción: materiales y equipo
comprados (M); insumos humanos, por ejemplo, mano de obra (H); capital (K); Otros recursos naturales,
como la tierra (L); y el valor del insumo: agua (W). La función de producción será:
(1) Y = f(XM, XH, XK, XL, XW)
Según el primer supuesto , si todas los insumos se pagan de acuerdo con sus VMPs, el TVP está exactamente
agotado:
(2) (Y*PY) = (VMPM*XM) + (VMPH*XH) + (VMPK*XK) + (VMPL*XL) + (VMPW*XW)
Donde Y*PY representa el valor total del producto Y, VMPi representa el VMP del recurso i, y Xi es la cantidad
del i-ésimo recurso. La ecuación 2 reafirma el teorema fundamental del agotamiento del producto: la cantidad
de los insumos ponderados por su VMP suma en total el TVP (o rendimientos totales).
Dados los mercados competitivos para los insumos comprados y la ausencia de incertidumbre o información
perfecta, los precios de estos insumos pueden ser tratados como constantes conocidas. El segundo

postulado (que afirma que para cada insumo i, el productor elige el nivel de insumo tal que VMPi = Pi) permite
sustituir el precio del insumo, Pi por cada uno de los VMPi en (2) y reordenar:
(3) (Y*PY) – [(PM*XM) + (PH*XH) +(PK*XK) + (PL*XL)] = (PW*XW)
Si sabemos o podemos estimar empíricamente los valores apropiados para todas las variables (precios y
cantidades en el lado izquierdo de la ecuación 3), se puede derivar el lado derecho para encontrar la contribución
(desconocida) del agua al TVP: (PW*XW)
Normalmente se espera poder ir un paso más allá de encontrar la contribución total del agua y encontrar un
valor unitario del agua (en, por ejemplo, dólares por litro). El valor unitario del agua es útil para convertir las
estimaciones en un denominador común de valor por unidad de volumen, particularmente cuando sea necesario
para evaluar las opciones intersectoriales de asignación del recurso. Puesto que se supone que XW
es conocido, la expresión puede ser resuelta para encontrar (imputar) el valor unitario deseado o el precio
sombra PW:
(4) PW= [(Y*PY) – (PM*XM) + (PH*XH) +(PK*XK) + (PL*XL)] / XW
La solución de la ecuación 4 se llama generalmente el “valor del agua” (en producción) o, en situaciones
prácticas, el “rendimiento neto de agua.” Para los procesos de producción simples, la aplicación empírica de
la ecuación 4 es bastante sencilla. Particularmente, esta técnica ha sido ampliamente utilizado a nivel internacional
en la determinación de los beneficios esperados del suministro adicional de agua de riego.. Con los
datos adecuados (incluidos los requisitos de los insumos, los rendimientos correspondientes del producto y
los precios esperados), los cálculos se pueden realizar fácilmente con un software de hoja de cálculo.
Algunos desafíos y limitaciones de la implementación de la técnica del valor
residual
La correcta implementación de la técnica de valoración presenta una serie de dificultades. Como se refleja
claramente en la ecuación (4), se asignará como contribución del agua todo el valor o ingreso generado que
no sea explicado por los insumos incluídos en el cálculo. En la producción agropecuaria es frecuente contar
con recursos propios del establecimiento que se ponen al servicio de la producción, sin asignárseles un valor
o costo de oportunidades. Ejemplos de esto puede ser la mano de obra familiar, la capacidad gerencial de
los productores, o costos fijos o depreciaciones. Omisiones en la contabilidzación de algunos de estos factores
sesgan al alza el valor asignado al agua. En este sentidolos esfuerzos de contabilizar todos los insumos,
incluyendo los mencionados anteriormente son necesarios. Por lo tanto, cuanto mayor sea el papel de los
insumos propios sin ser el agua, mayor es la probabilidad de error en la búsqueda de un valor residual agua
través de este método. Adicionalmente ocurre con frecuencia que los precios de algunos productos y/o insumos
no reflejan su verdadero valor económico ya que los mismos pueden estar distorsionados, agregando
un sesgo adicional a la estimación.

A su vez, y como se señala en el BOX 1. la valoración del agua para riego utilizando este método es influenciada
por variaciones en el margen del negocio. Esto puede traducirse en una importante variabilidad del
valor del agua utilizada según las ganancias obtenidas por el sector. Al no reflejar la escasez del recurso la
disponibilidad del recurso a nivel local no necesariamente afecta su valor.
Este método es también muy sensible a variaciones en la especificación de la función de producción y los supuestos
sobre el mercado. Adicionalmente requiere no sólo un modelo teórico correcto, sino también juicios
y decisiones sobre varias cuestiones empíricas específicas del problema que se está estudiando. Una vez que
los conceptos teóricos se abordan satisfactoriamente, las cuestiones empíricas de la aplicación del método
residual se centran en la disponibilidad de datos adecuados. Como con cualquier otro análisis deductivo, las
conclusiones derivadas de un análisis residual son tan confiables como la calidad de los datos de entrada.

Método del costo Alternativo
El método del costo alternativo es otro enfoque deductivo apropiado para evaluar los beneficios de los productores
relacionados con el agua. Los planificadores de recursos hídricos han empleado el método de costo
alternativo para evaluar muchos tipos de beneficios, incluyendo la generación de energía hidroeléctrica, la
dilución de la carga de residuos y la producción industrial (Young et al., 2014). Cuando la estimación de una
demanda directa u otros métodos resultan difíciles de aplicar debido a la falta de datos u otras razones, el
método del costo alternativo puede proporcionar una solución. Sin embargo, el método tiene sus limitaciones
y debe usarse sólo cuando su aplicabilidad esté asegurada, como se describe a continuación (Young et
al., 2014).
El método es atractivo bajo una serie de supuestos, que son válido en un número limitado de situaciones: (1)
la alternativa debe proporcionar el mismo bien o servicio o equivalente, (2) la alternativa debe ser la forma
alternativa de menor costo para proporcionar este bien o servicio equivalente, y (3) debe haber evidencia
clara de que los servicios serán demandados por sobre la alternativa de mayor costo (Young et al., 2014).
Si se cumplen estas tres condiciones, un proyecto propuesto que cuesta menos que el proyecto público o
privado más próximo, para generar el mismo producto, puede utilizar estos ahorros de costos como aproximación
al beneficio bruto del proyecto propuesto que se esté considerando. De esta manera, la máxima
disposición a pagar va a estar determinada por el costo de la alternativa menos costosa (Young y Haveman,
1985). Sin embargo, el análisis debe verificar que la alternativa de mayor costo se construiría realmente en
ausencia del proyecto bajo consideración. Dicho de otra manera, la demanda efectiva debe ser establecida
para el proyecto alternativo a ese costo más alto.
Mediante este método es posible estimar el valor económico del agua para un uso dado en términos del
costo asociado con las opciones alternativas para suministrar el producto para ese mismo uso. Por ejemplo,
el valor del agua en la generación de energía hidroeléctrica se mide como la diferencia entre los costos de
producción de energía hidroeléctrica y el costo de producir energía de una fuente alternativa, como por
ejemplo, las centrales térmicas eléctricas (Lange et al., 2007). El valor económico del agua para la generación
de energía hidroeléctrica depende del sitio específico: la cantidad de agua que fluye, la distancia a partir de
la cual el agua baja y la eficiencia de la planta de energía. Si el agua requerida para producir una unidad de
electricidad fuera removida de la planta hidroeléctrica, la electricidad tendría que ser proporcionada por una
fuente de energía alternativa, tal como una planta de carbón o de gas. El costo marginal de proveer electricidad
de la fuente alternativa es el valor marginal del agua para la energía hidroeléctrica. De esta manera el
costo marginal variará dependiendo de si la energía hidroeléctrica que se está reemplazando es para el pico
o la carga de base. (Lange et al., 2007).
La implementación del método de costo alternativo es conceptualmente sencilla, aunque el análisis empírico
detallado y preciso requiere típicamente un tiempo y esfuerzo considerables. Al costear una inversión
de capital de larga vida, el método puede ser reconocido como una aplicación de flujo de caja descontado
o análisis de inversión. Los valores actuales de los costos de cada alternativa se calculan sobre la base de
un período de planificación proporcional, un nivel de precios y una tasa de descuento. Se deben enfrentar

también desafíos muy similares a los que se plantean con el método residual, incluida la especificación de la
función de producción de cada alternativa, la selección del contexto a largo o corto plazo, la fijación precisa
de otros insumos propios y una previsión cuidadosa de las tendencias tecnológicas y de los precios en el
período de planificación para cada una de las inversiones alternativas (Young et al., 2014)
El enfoque de costos alternativos proporciona una herramienta para estimar un precio sombra de ciertos
beneficios no valorados que, combinado con cálculos de imputación residual, es ventajoso para imputar los
beneficios del uso del agua en la energía hidroeléctrica y la dilución de la carga de desecho. En el caso de
la energía hidroeléctrica, cualquier ahorro de costos de la alternativa hidroenergética puede ser imputado
como la renta o el valor del agua en ese uso (Ronald et al 2006).
Caracterización de la producción de energía hidroeléctrica en una sola planta hidroeléctrica
En el caso de la producción de energía a partir de la energía hidroeléctrica esta depende de tres factores: la
cantidad de agua que fluye a través de las turbinas, la distancia a la que el agua cae y la eficiencia de la planta
de energía.
En este caso, la productividad física del agua que es utilizada para su generación puede ser considerada
constante. Se puede asumir que cada unidad de agua que se deje caer de una altura dada, genera la misma
cantidad de energía eléctrica, por lo que la productividad media y la productividad marginal del agua,
en el caso de que el valor del agua no se vea afectado por el volumen de agua turbinado, son constantes e
idénticas. De esta forma, se asume una función de producción de generación de energía hidroeléctrica con
retornos constantes a escala tal como se muestra a continuación:
(5) Y = A.X
función de producción, que tiene retornos constantes a escala CME = cmg
Donde Y es el total de energía hidroeléctrica producida, A es una constante que representa el coeficiente
tecnológico medido en MWh/m 3 y, X es el volumen de agua turbinada.
Dado que el método busca comparar los costos de producción de un MWh de energía mediante centrales
hidroeléctricas y mediante la mejor alternativa disponible, la diferencia de costos representa el ahorro por
unidad de energía producida que obtiene la economía nacional por generar esa energía mediante el uso
del agua, en lugar de emplear la tecnología alternativa. Ese ahorro por MWh producido, multiplicado por la
cantidad de MWh generados, equivale a la contribución económica del sistema de generación hidroeléctrica,
y el valor del agua en la producción de energía. Si en los costos de producción se han incorporado los costos
fijos y variables, el valor obtenido equivaldrá al valor marginal del agua en el largo plazo; si solo se consideran
los costos variables, se tratará de un valor de corto plazo.
Dado el supuesto de rendimientos constantes a escala de la función de producción, el costo marginal es
igual al costo medio y por lo tanto, el valor (VA) monetario del agua utilizada en la generación de energía

hidroeléctrica será igual al costo de la generación alternativa de energía (CGA) (por ejemplo, por medio de
combustible fósil) menos (CGH) el costo de la generación de energía hidroeléctrica del sistema, por el total
de energía hidroeléctrica generada por el sistema en un período de tiempo dado (EHG). Este valor puede ser
obtenido entonces utilizando la siguiente ecuación.
(2) VA = (CGA – CGH)* EHG
A continuación, en el BOX 2 se presenta un ejemplo de aplicación en el país de la valoración del agua en la
generación de energía hidroeléctrica.

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