Introducción

El Área Metropolitana de Mendoza (AMM), ubicada en el oasis Norte de Mendoza, y compuesta por los departamentos de Capital, Las Heras, Guaymallén, Godoy Cruz, Maipú y Luján de Cuyo, se caracteriza por tener un territorio heterogéneo y disperso, donde las principales características son la preferencia del interés particular, la baja densidad poblacional, la proliferación de zonas periféricas, la fragmentación del territorio, el aislamiento espacial y un mayor protagonismo de vehículos particulares para recorrer largas distancias (^{Muñiz et al., 2007}). Esta expansión urbana descontrolada no es un problema local, sino que es un fenómeno mundial que ejerce presión sobre los suelos y recursos naturales, con importantes impactos negativos; entre ellos, destaca que las ciudades son responsables de dos tercios del consumo mundial de energía y de más de 70% de las emisiones de gases de efecto invernadero (^{Banco Mundial, 2022}). En el AMM esto implica grandes contrastes: conviven y comparten paisaje e infraestructura lotes residenciales, viñedos antiguos, bodegas, barrios de viviendas sociales y conjuntos residenciales cerrados. Esta coexistencia no sólo no vincula a los agentes involucrados, sino que acentúa sus diferencias, dificultando la convivencia y profundizando la fragmentación social (^{Mesa y Giusso, 2014}). La figura 1 muestra el proceso de expansión urbana en el periodo 2006-2016.

Fuente: Cippec (^{2019: 25}).

Figura 1 Análisis de la expansión urbana y poblacional en el AMM 

Esta dinámica de crecimiento se debe, entre otros factores, a la crisis que sufrió la vitivinicultura en la década de los ochenta, que llevó a la reducción del valor de estas tierras productivas y a una expansión de la oferta inmobiliaria, caracterizada por la proliferación de terrenos para viviendas de fin de semana, residencias permanentes o inversiones por especulación inmobiliaria (^{Mesa y Giusso, 2014}; ^{Córica y Gómez Piovano, 2018}). La principal zona afectada fue el sur del área consolidada, es decir, Luján de Cuyo. En la figura 2 se observan, para este departamento, las parcelas destinadas a diferentes cultivos con cobertura natural y los suelos urbanos correspondientes a 2015, junto con los terrenos en venta publicados en el área metropolitana de dicho departamento en el periodo septiembre de 2019 a febrero de 2020.

Fuente: elaboración propia con base documental, generado con el software QGis, v. 3.20 (^{OSGeo, 2021}).

Figura 2 Mapa productivo de Luján de Cuyo (2015) vs. terrenos en venta (2019-2020) 

Muchos de los terrenos en venta se encuentran en suelos que previamente fueron cultivos, principalmente frutales, vid y olivos, por lo que en el mapa se observa que también están rodeados de otros terrenos con las mismas características. Entonces, el proceso de urbanización está generando un cambio en el uso del suelo que tiene impactos ambientales; para evaluarlos, uno de los aspectos a considerar son los cambios en la calidad del suelo –que se miden, habitualmente, con indicadores de servicios ecosistémicos, como la pérdida de biodiversidad, o a través de emisiones de dióxido de carbono equivalentes¹ (CO₂ eq)–, que afectan el potencial de regulación climática del suelo (^{Koellner et al., 2013}). Además, sería importante hacer una cuantificación económica de los impactos, para comprender los costos de la modificación en el uso del suelo.

El objetivo de este trabajo es valorar económicamente el impacto ambiental de la variación de emisiones de gases de efecto invernadero (GEI) producto del cambio de uso de suelo de un terreno destinado al cultivo de vid, que se transforma en un asentamiento urbano. La inclusión de estos impactos en el precio de los terrenos podría contribuir a desarrollar una herramienta de planificación urbana que permita disminuir los costos ambientales de la expansión urbana. Los resultados que se obtienen en esta investigación se aplican en un caso de estudio ubicado en el departamento de Luján de Cuyo, provincia de Mendoza, que se describe a detalle en la sección 2.

Si bien, como se mencionó, se ven afectados diversos servicios ecosistémicos, se analiza el impacto sobre el potencial de regulación climático por ser, a través del cambio en el nivel de emisiones de CO₂, uno de los efectos de la conversión de viñedos en urbanizaciones y, además, se considera que el sector uso del suelo, cambio en el uso del suelo y silvicultura (USCUSS) es la principal fuente de emisión de gases de efecto invernadero en Argentina. Por otro lado, existen pronósticos alarmantes para estas emisiones, ya que, de continuar con la tendencia actual, hacia 2100 se registraría un incremento de 555.7% respecto de 2005 (^{Cepal, 2014}).

Las emisiones de CO₂ por la transformación del suelo representan una externalidad negativa; éstas aparecen cuando el accionar de un agente económico, ya sea consumidor o empresa, afecta el bienestar de otro (su función de producción o su función de producción de utilidad), sin que exista una compensación económica (^{Azqueta et al., 2007}). Los mercados generalmente no internalizan las externalidades y hay pocos mercados de calidad ambiental (o contaminación) regulados cuyo precio pueda usarse para una valuación.

Al no incluirse las pérdidas sobre la calidad del suelo, la planificación urbana queda sujeta a los intereses de los particulares. Por ejemplo, si un agente económico decide vender un emprendimiento agrícola, para saber cuál es la mejor alternativa de venta es necesario comparar el costo de oportunidad de cada una. En el caso de Luján de Cuyo, el precio de las tierras con fines agrícolas puede ir desde los 10,000-12,000 dólares por hectárea, si no está cultivada, hasta los $15,000-$40,000, en caso de estarlo (^{MendozaPost, 2015}). Por otro lado, y de acuerdo con lo publicado en páginas web de diversas inmobiliarias (Adobe, Inmoclick, Properati, Zonaprop), estas mismas tierras pueden ser vendidas a partir de 50,000 dólares, pero ese precio no incluye a priori el verdadero valor de los terrenos, ya que se omitiría el impacto ambiental. Por esta razón, para realizar la valuación es necesario incorporar metodologías de valuación de no mercado.

1. Marco teórico

La valoración económica del ambiente se hace con una visión antropocéntrica, partiendo de la idea de que la satisfacción de los individuos puede ser expresada en términos de una cantidad numérica (el dinero); en este trabajo, significa que los daños considerados por el cambio en el uso de suelo son aquellos que afectan a las personas a través de las consecuencias que dichos impactos tienen sobre ella. Por ejemplo, mayores emisiones de GEI afectan la temperatura y las precipitaciones, y eso tiene efectos sobre la salud humana o los bienes materiales. Así, la naturaleza no tiene un valor en sí misma, sino que éste deriva de la afectación que los cambios en el ambiente generan en las personas. Este punto genera muchos detractores, por considerar que no se le pueden asignar valores monetarios al ambiente (^{Kelman, 1981}).

La metodología de valoración utilizada depende del valor que se busca estimar, aunque la disponibilidad de datos y recursos determina, generalmente, el método elegido. Hay varias técnicas posibles para cada situación, previa cuantificación del impacto ambiental a valuar (^{Freeman et al., 2003}; ^{Azqueta et al., 2007}). Los métodos más utilizados son los indirectos (denominados de preferencia revelada) y los directos (llamados de preferencia declarada). Los primeros se basan en comportamientos observados de los individuos en mercados relacionados al bien ambiental, en contraposición con los métodos directos, que buscan obtener una declaración de los individuos sobre sus preferencias por determinada calidad ambiental, apoyándose en encuestas. Otra opción (cuya aplicación surge en los noventa) es el método de transferencia de valores; esto es, transferir al caso de valuación de impactos en estudio los resultados de valuaciones obtenidos en otras instancias (^{Brouwer, 2000}; ^{Johnston et al., 2015}).

Las emisiones de CO₂ generalmente se valoran mediante el precio del carbono. Si bien no hay “una” valoración internacional de la tonelada de CO₂, existen varios precios sociales del carbono que podrían usarse como referencia (esto es, que se pueden transferir para ser usados en la estimación de este trabajo). Una opción es considerar mercados que están dentro de la normativa internacional sobre cambio climático (hasta ahora, los mercados que se han hecho efectivos son los del Protocolo de Kioto de la Convención Marco de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático). Otra alternativa es tomar los precios de los mercados voluntarios y los precios vigentes en permisos comercializables a nivel doméstico. Por último, se puede optar por los precios que surgen de modelos que proyectan cuáles serían los valores necesarios para que se cumpla la meta del Acuerdo de París (que antes de fin de siglo no aumente la temperatura promedio más que dos grados centígrados respecto de los niveles preindustriales) o precios referidos por organismos internacionales, que siguen ese mismo esquema conceptual de un precio que refleje las emisiones óptimas a nivel mundial.

En la literatura se pueden encontrar análisis con diferentes precios de referencia. Morales Sislema y Vásquez Vásquez (²⁰¹⁹) hacen una valoración económica de la captura de CO₂ de diferentes especies de árboles en el bosque Aguarongo, Ecuador. Para esto, utilizan precios de diferentes mercados en los que se transan certificados de emisión de gases de efecto invernadero (CERS) y plantean dos escenarios de comercialización para los mismos. En el primero de ellos, se utiliza el precio estimado por la organización Carbonfund –entidad que administra proyectos de compensación de carbono y reforestación–, que es de 10 dólares. En el segundo escenario, utilizan precios de entidades de cumplimiento de mercados regulados, en este caso Sendeco., donde el precio por tonelada de CO₂ es de 17.06 dólares. Luego, comparan las valoraciones en ambos escenarios. En esta misma línea trabajan Medina et al. (²⁰²⁰), quienes realizan una valoración económica del secuestro y almacenamiento de carbono en la puna seca del suroeste del Perú. Para esto, estiman la biomasa y el carbono capturado en parcelas de muestreo y multiplican la cantidad de CO₂ promedio por hectárea por el precio del carbono. Luego, extrapolan el resultado obtenido al área de estudio. Dado que en Perú no hay un impuesto nacional al carbono, aplican un precio de mercado voluntario de 6.39 dólares por tonelada de CO_{2 eq}, estimado a partir de la evaluación de la rentabilidad social de proyectos de inversión pública llevados a cabo en el territorio peruano entre 2018 y 2019.

Otro ejemplo de este mismo tipo de trabajos es el de Zuluaga Zuluaga y Castro Escobar (²⁰¹⁸), que estiman el valor monetario de la captura de CO₂ en un ecosistema de bosque seco tropical en el municipio El Carmen de Bolívar, en Colombia. Aplican el promedio de precios de referencia tomado del Sistema Europeo de Negociación de CO₂, en el periodo 2008-2015, igual a 1.13 dólares.

Respecto a las emisiones de CO₂ producto de la urbanización, Al-mulali et al. (²⁰¹³) estudian la relación que existe entre el crecimiento urbano, el consumo energético y la emisión de CO₂ en los países de Medio Oriente y el norte de África. Concluyen que a largo plazo hay una relación bidireccional y positiva entre estas variables, pero que varía entre los países dependiendo del nivel de ingresos y desarrollo de cada uno. Con base en los resultados, sugieren a los responsables de la planificación urbana de estos países desacelerar el rápido crecimiento de la expansión urbana. Por otro lado, Ali et al. (²⁰¹⁹) analizan el impacto del crecimiento urbano sobre las emisiones de CO₂ en Pakistán y concluyen que la expansión urbana genera un aumento en las emisiones de CO₂, tanto en el corto como en el largo plazo, y proponen políticas públicas para la reducción de estas emisiones, como la promoción de un sistema de transporte público urbano para reducir las emisiones vehiculares; además, resaltan la necesidad de una intervención gubernamental para que los sectores industriales y residenciales urbanos adapten tecnologías verdes, insistiendo en la capacitación de la población para disminuir los impactos ambientales.

Como se observa, a nivel mundial hay un importante avance con relación a la valoración económica de la captura de CO₂ del suelo y de los efectos del crecimiento urbano, y las emisiones de CO₂, pero no está estudiado en Mendoza. Sin embargo, existen diversos estudios que buscan desarrollar propuestas de urbanización sustentable o medir los impactos ambientales del crecimiento urbano desordenado y, de esta manera, brindar herramientas que permitan disminuir los daños ambientales, aunque éstos no se enfocan en la captura de CO₂ del suelo y el potencial de regulación climático, sino en otros servicios ecosistémicos, principalmente el de provisión de agua, porque Mendoza se encuentra en una zona árida y las actividades antrópicas se realizan en función de la disponibilidad de agua.

Al respecto, Farreras y Abraham (²⁰²⁰) realizan un experimento de elección discreta para obtener los valores de compensación para los impactos ambientales de las prácticas actuales de manejo de los viñedos de Mendoza, en cuanto al costo de oportunidad del agua utilizada, el uso de fertilizantes químicos y el impacto sobre la biodiversidad. Siguiendo la preocupación por el agua, Civit et al. (²⁰¹⁹) calculan el impacto por escasez por el uso de agua en planificaciones barriales de baja densidad edilicia en tierras secas. Los trabajos sobre urbanización en Mendoza no se centran únicamente en los impactos ambientales, sino que algunos, como Castillo et al. (²⁰²¹), realizan un análisis comparativo de esquemas urbanos públicos y privados para identificar la relación entre el diseño de estos esquemas y su impacto en el comportamiento microclimático del área. Por ejemplo, Gómez Piovano et al. (²⁰¹⁷) buscan analizar los hábitos de la población del AMM para determinar si posee suficiente superficie verde y si la disposición en la trama satisface a las necesidades de todos sus habitantes. Córica et al. (²⁰²⁰) buscan cuantificar el impacto por escasez por el uso del agua en planificaciones barriales, comparando modelos urbanos actuales de baja densidad edilicia con modelos teóricos de alta y media densidad.

2. Caso de estudio

Se utiliza como caso de estudio una finca de más de 30 años, con una superficie de 36 ha, cultivada con vid y ubicada en Chacras de Coria, Luján de Cuyo (figura 3). En el escenario base, el terreno sigue siendo un viñedo, donde 90% de la superficie corresponde a plantaciones de vid y 10% a callejones. Luego, se propone un escenario prospectivo en el que dicho terreno es urbanizado. En éste se plantea una urbanización de tipo barrial de viviendas destinadas a la residencia permanente, para una familia tipo de cuatro personas.

Fuente: elaboración propia con base en información documental; fotografía de Melisa Paris.

Figura 3 Caso de estudio 

Para el diseño del escenario se propuso contemplar el cambio de uso del sector de forma prospectiva. El análisis de las situaciones futuras se realizó teniendo en cuenta los indicadores urbanos planteados en las normativas para el sector; de esta forma, se resolvió un arreglo urbanoarquitectónico para una hectárea, con relación al parcelario urbano y su espacialidad: características de lotes, superficies cubiertas, espacios abiertos públicos-privados, dimensiones de retiros, porcentaje de superficies libres y construidas.

Según el Código de Usos de Suelo de Luján (^{Municipalidad de Luján de Cuyo, 2021}), el caso de estudio se circunscribe en zona residencial 5 (ZR5), con uso predominante de viviendas uni y plurifamiliares; predomina el uso residencial de baja densidad, con presencia de cultivos, jardines y arboledas públicas y privadas, con el objetivo de preservar un microclima e identidad de pueblo, valorando el ambiente a partir de un crecimiento edilicio limitado. Sobre esta base, se diseñó una manzana con calles de circulación perimetrales, considerando la trama en damero ortogonal característica del trazado urbano de Mendoza. Se dispusieron lotes de 750 m² (superficie mínima de terreno para la ZR5); para las viviendas, se densificó según el máximo Factor de Ocupación del Suelo (FOS), es decir, el porcentaje de la superficie total del terreno que se puede ocupar con la proyección horizontal del total de la edificación, siendo de 35%. El resto del terreno se destina a espacio verde privado (patios). En el caso del espacio público, se trabajó con cañones de 16 m de ancho, según lo establecido en el régimen para loteos o fraccionamiento de terrenos en la Ley 4.341 (^{BORA, 1979}). También se plantea una calzada pavimentada de 8 m y dos veredas laterales que, según la normativa para esta zona, deben mantenerse parquizadas, con la inclusión del espacio para el arbolado público y servicios.

A partir de lo anterior, se obtuvieron las superficies correspondientes a las coberturas del suelo para el caso de estudio, las cuales han sido organizadas según la clasificación de Zapperi et al. (²⁰²⁰) y pueden verse en la tabla 1.

Para los cálculos, se utiliza como horizonte de análisis un periodo de 51 años, correspondientes a los 50 de vida útil de una casa más el año de conversión del suelo, en el que, además, se supone se construye la vivienda.

3. Metodología

La valoración del impacto ambiental para un horizonte de planificación determinado se hace estimando el valor actual neto (VAN) del cambio de las emisiones de CO_2eq por la transformación del suelo, en función de un precio del carbono y una tasa de descuento. Previamente, se realiza una transferencia de valores de resultados de otros trabajos, ya que, por cuestiones de disponibilidad de recursos financieros, físicos y tiempo, las emisiones de CO₂ incluidas en el trabajo no son calculadas in situ, sino que provienen de trabajos ya publicados y, cuando fue posible, éstos refieren a Mendoza.

A partir de estos trabajos se realiza la transferencia de valores, metodología comúnmente utilizada en economía, que consiste en transferir los valores obtenidos en un estudio para la evaluación de un impacto ambiental en otro. Se aplica porque lleva menos tiempo y gasto que los demás métodos. De acuerdo con Freeman et al. (²⁰⁰³), esta práctica fue utilizada ya a mediados de los años ochenta para evaluar las regulaciones ambientales en Estados Unidos. La transferencia de beneficios es hoy vista como una técnica en sí misma dentro de la valuación de impactos ambientales. Los pasos por seguir pueden consultarse en Johnston et al. (²⁰¹⁵), pero básicamente existen dos alternativas (^{Brouwer, 2000}): una de ellas consiste en utilizar una función de transferencia de beneficios que ha sido previamente estimada con base en varios estudios, según las características del lugar y de la gente involucrada (este tipo de estimaciones surgen generalmente de metaanálisis).

El otro enfoque, que es el que se utiliza en este trabajo, es transferir un valor puntual, esto es, tomar un valor calculado en otro estudio y transferirlo al que se está haciendo de forma directa o, más frecuentemente, ajustando por la diferencia de ingresos entre un caso y el otro. Una vez transferidos los valores, se calcula para cada momento del tiempo t, el (ΔE_t) entre las emisiones netas que surgen al transformar un terreno cultivado con vid para radicar allí una vivienda (Emisiones CO_2vivienda,t) y las emisiones netas que se producen en dicho terreno si no se produce la transformación del suelo (Emisiones CO_2vid,t), como se muestra en la ecuación 1:

Luego, se procede a su valuación, transfiriendo precios sociales del carbono obtenidos de otros estudios. El impacto económico para cada periodo t surge de multiplicar la diferencia de emisiones calculada en la ecuación (1) por el precio del carbono (PC_t). Esto es (ecuación 2):

Posteriormente, se establece un horizonte de un año en el que se produce la transformación del suelo y construcción de la casa y un horizonte de años (n), correspondientes a la vida útil de una vivienda. En total, es un período de n+1 años, para los que se comparan las dos alternativas propuestas.

A partir del cálculo de los IE_t, siguiendo la ecuación (2), se calcula el VAN del impacto, teniendo en cuenta una tasa social de descuento (TSD) para proyectos ambientales (^{Campos et al. 2016} y ^{Conte Grand, 2017})(ecuación 3):

Donde t = 0 es el momento en el que se da la conversión en el uso del suelo y n es el año en el que termina la vida útil de la vivienda.

Dada la variabilidad e incertidumbre de los datos utilizados (el cambio en las emisiones, el precio social de las mismas y la tasa social de descuento), se realiza, además, un Análisis de Sensibilidad Probabilístico, tomando fuentes de información secundarias para las variables (^{Evans y Olson, 1998}; ^{Darbá, 2006}; ^{Fiorito, 2009}). Al incorporar este tipo de análisis, las variables analizadas no se comportan como sus medias, ya que los parámetros del modelo son representados no con estimaciones puntuales, sino mediante funciones de distribución probabilísticas en los parámetros del modelo.

Para llevar adelante este tipo de análisis, es necesario contar con rangos de variación de los datos analizados; luego, se corren simulaciones que generan distribuciones conjuntas de las variables analizadas, para representar simultáneamente la incertidumbre de cada uno de los parámetros. En este trabajo, lo anterior se hace con el programa Simulación 5.0 (^{Varela, 2020}), que es una extensión de Excel y tiene estandarizado el método de Monte Carlo. De esta forma, es posible calcular distintos valores con probabilidades asociadas y no solamente un valor puntual para las emisiones, el costo social del carbono y la TSD para proyectos ambientales.

Los inputs y outputs para realizar la simulación son los siguientes:

Se realizan 20,000 iteraciones para la simulación de Monte Carlo. El programa toma, de forma aleatoria, un valor de cada una de las 54 distribuciones de probabilidad y calcula el resultado. Una vez obtenido el output, se vuelve a tomar otro valor de cada una de las distribuciones, se calcula el resultado y se guarda. Luego del proceso, se obtiene una distribución de probabilidad del output y no un valor medio.

Por último, y a fin de verificar la robustez de los resultados, se analiza qué ocurriría si las tasas fueran más altas. A modo de ejemplo, se descuenta el valor del cambio en las emisiones con tasas de descuento no ambientales (esto es, valores más altos, que se usarían para cualquier evaluación de proyectos que no implicara plazos tan largos como los de los procesos ambientales).

4. Datos

En este apartado se presentan, en primer lugar, las emisiones de CO₂, luego los precios del carbono y, por último, la tasa social de descuento.

4.2. Precios

Una vez conocidas las emisiones de CO₂, para estimar el VAN del impacto ambiental es necesario decidir el precio que se va a utilizar. Dado que el aumento de estas emisiones es un problema global, se buscó utilizar precios que permitan cumplir la meta del Acuerdo de París. Es decir, que se utiliza un precio sombra del carbono. Dentro de éstos, el Banco Mundial (²⁰¹⁷) propuso, en 2020, usar valores de entre 40 y 80 dólares por t de CO₂, con un incremento gradual a 50-100 dólares por t de CO₂ a 2030, para reducir el calentamiento global a menos de 2°C en 2100; a partir de ese año, los precios irán cambiando hasta 2050. Para completar la serie temporal hasta 2069, se estimaron los precios faltantes usando una tendencia basada en una función polinómica de grado 2 (gráfica 1).

Fuente: elaboración propia con base en datos del ^{Banco Mundial (2017)}.

Gráfica 1 Precio sombra del CO₂, 2020-2069 

En el informe del Banco Mundial se destaca que la incertidumbre y la necesidad de considerar el contexto del país justifican el uso de un rango de valores para el precio de la t de CO₂, en lugar de una estimación central. La incertidumbre radica en la imprevisibilidad de las futuras tendencias socioeconómicas y tecnológicas, por lo que recomiendan el uso de valores bajos y altos y un enfoque de la evaluación que sea coherente con la presencia de incertidumbre. Otro factor que refuerza la necesidad de plantear rangos de valores es que los precios uniformes del carbono sólo son óptimos si se pueden realizar transferencias ilimitadas de recursos entre países, de forma tal que aquellos con mayores costos marginales de disminución tengan la posibilidad de financiar medidas de reducción en países con costos menores. Por eso se usaron valores máximos y mínimos del carbono y un valor central, que se construyó considerando el promedio simple de los extremos.

5. Resultados

En la tabla 2 se muestran los valores mínimos y máximos de las emisiones netas de CO_2eq por categoría de impacto.

A lo largo de los 50 años de vida útil de la vivienda, la media de las emisiones netas anuales son 378.06 t CO_2eq/ha. (99% es por el consumo de energía de la vivienda y 1% corresponde al consumo de energía para el alumbrado público de la urbanización). Si a los cambios de emisiones medios se los valora con la TD media (2.9%) y el promedio de costo social del carbono para cada año, el valor presente actual del cambio de uso de suelo de vid a urbano es de aproximadamente 850,883 dólares por hectárea.

El análisis de sensibilidad muestra una distribución triangular de los posibles valores que puede tomar el valor presente del impacto ambiental por el cambio en las emisiones netas de GEI producto de la urbanización de una hectárea de vid. El valor promedio del impacto es 850,883 dólares, y puede variar entre 110,671 y 1,915,626 dólares por ha dependiendo de la combinación de emisiones, precio y TSD, de acuerdo con sus distribuciones de probabilidad (gráfica 2).

Entonces, la urbanización del viñedo del caso de estudio, cuya superficie es de 36 ha, implicaría un daño ambiental de 30,631,788 dólares, con valores extremos de 3,984,153 y 68,962,544 dólares. Luego, para analizar cuáles son las variables con mayor incidencia, se utilizó un gráfico de tornado (gráfica 3).

Fuente: elaboración propia con base en información documental.

Gráfica 2 Análisis de sensibilidad probabilístico de VAN del impacto ambiental 

Fuente: elaboración propia con base en información documental.

Gráfica 3 Correlación entre las variables independientes y el VAN 

Se observa que una de las variables más sensibles en el trabajo fue la TSD. El coeficiente de correlación entre la TSD y el VAN es -0.3761, es decir, que un aumento de la TD influye en forma negativa en la valoración económica de los impactos ambientales. La otra variable que afecta en forma significativa al resultado es la variación de las emisiones en los años 1 a 50.

Por esta razón, a fin de verificar la robustez de los resultados, se analizó qué ocurriría si las tasas fueran más altas. A modo de ejemplo, se descontó el valor del cambio en las emisiones con tasas de descuento no ambientales (tabla 3).

Considerando estas tasas, el VAN obtenido de 240,647 dólares por ha; el mínimo es $418,907 y el máximo $418,907. Se ve claramente la necesidad de contar en proyectos ambientales con una TSD diferente a las tasas utilizadas en proyectos cuyos horizontes temporales son menores, ya que, si se hubieran utilizado estas últimas, el resultado hubiera sido diferente y se subestimaría el daño ambiental causado.

Conclusiones

El objetivo de este trabajo fue calcular el valor económico del costo ambiental producto de la urbanización de un viñedo; se tomó como caso de estudio la transformación del suelo que está sufriendo el AMM y, particularmente, Luján de Cuyo. El principal obstáculo del trabajo se relacionó con la falta de datos locales para los cálculos (rangos de carbono contenido en el suelo, CO₂ contenido en la biomasa), situación que se resolvió empleando valores de la bibliografía para sitios con similares características. Además, existen limitaciones inherentes a la valoración económica de impactos ambientales por asignar valores monetarios al ambiente. Sin embargo, en vistas de que la conversión de los suelos agrícolas en asentamientos urbanos suele conllevar una disociación entre los beneficiarios y quienes absorben los costos, es importante tener una aproximación del costo ambiental, ya sea en términos de los cambios en la captura de CO₂ o de otros servicios ecosistémicos afectados.

Este trabajo ha permitido, por una parte, echar luz sobre un aspecto crítico en la transformación del suelo rural en suelo urbano, desde un ángulo muy poco explorado en la región, y considerando aspectos metodológicos en relación al ciclo de vida de productos –en este caso, una vivienda– que no se habían considerado anteriormente. Por la otra, ha puesto de manifiesto que es necesario desarrollar mecanismos que permitan internalizar estos costos y contribuyan a generar políticas de urbanización con menores impactos ambientales. Incorporarlos al precio de venta de los terrenos podría ser un primer paso para equilibrar los costos y beneficios económicos y sociales que tendrían las nuevas urbanizaciones del AMM. Asimismo, los resultados de este trabajo son el puntapié inicial para una serie de análisis en la temática, porque si bien se abordó solamente el cambio de CO₂, sería interesante analizar también qué ocurre con otros servicios ecosistémicos, como la provisión de alimentos o el control biológico, ambos estrechamente relacionados con la presencia de suelos cultivados o naturales. Otro servicio que podría verse afectado es el cultural, por la desaparición de paisajes, afectando, además, el enoturismo.

Los resultados obtenidos pueden ser una herramienta soporte para los tomadores de decisión. Si bien no se puede evitar la transformación del suelo y el consecuente cambio en las emisiones de CO₂, dada la constante necesidad de urbanización para la provisión de vivienda de la población creciente, los agentes económicos pueden usar los resultados para comenzar a incluir los costos ambientales en los precios del mercado inmobiliario. Considerando que el precio de venta estimado por ha de viñedo ronda los 40,000 dólares, y que el costo ambiental del cambio del uso del suelo es de 13,853 dólares, el costo de la urbanización del viñedo del caso de estudio, incluyendo el precio del terreno más el costo ambiental, sin considerar la etapa de uso, es de 1,938,734 dólares. No incluir este costo ambiental supone una subestimación de 26% de su valor, que cobra significatividad cuando se amplía la escala de estudio.

Hacia marzo de 2021, y según un relevamiento realizado con base en las páginas web de diferentes inmobiliarias mencionadas,⁴ en el Área Metropolitana de Luján de Cuyo hay 1630 ha en venta, de las cuales 155 (114 de cultivos más 41 de suelos naturales) corren riesgo de sufrir un cambio en el uso del suelo, además de las que ya fueron transformadas y que actualmente son suelos baldíos o ya urbanizados. El costo ambiental de la transformación de esta superficie es 1,579,326 dólares.

Finalmente, además de cuantificar el impacto por la etapa de uso de la urbanización sería importante, en futuros estudios, abordar qué ocurre con las emisiones de CO₂ producto de otros factores, como el transporte de personas, la extensión de la red de servicios públicos y los nuevos polos comerciales que se generan en los alrededores de las nuevas urbanizaciones.