segunda edición
Introducción a la
economía ambiental
DIEGO AZQUETA Coautores: Mauricio Alviar Lilia Domínguez Raúl O´Ryan
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL Segunda edición
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL Segunda edición DIEGO AZQUETA OYARZUN Catedrático de Fundamentos del Análisis Económico Universidad de Alcalá Mauricio Alviar Ramírez Universidad de Antioquia
Lilia Domínguez Villalobos Universidad Nacional Autónoma de México
Raúl O’Ryan Universidad de Chile
MADRID • BOGOTÁ • BUENOS AIRES • CARACAS • GUATEMALA • LISBOA • MÉXICO NUEVA YORK • PANAMÁ • SAN JUAN • SANTIAGO • SÃO PAULO AUCKLAND • HAMBURGO • LONDRES • MILÁN • MONTREAL • NUEVA DELHI • PARÍS SAN FRANCISCO • SIDNEY • SINGAPUR • SAN LUIS • TOKIO • TORONTO
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL. Segunda edición No está permitida la reproducción total o parcial de este libro, ni su tratamiento informático, ni la transmisión de ninguna forma o por cualquier medio, ya sea electrónico, mecánico, por fotocopia, por registro u otros métodos, sin el permiso previo y por escrito de los titulares del Copyright. DERECHOS RESERVADOS © 2007, respecto a la segunda edición en español, por McGRAW-HILL/INTERAMERICANA DE ESPAÑA, S. A. U. Edificio Valrealty, 1.ª planta Basauri, 17 28023 Aravaca (Madrid) ISBN: 978-84-481-6058-6 Depósito legal: M. Editor: José Ignacio Fernández Técnico editorial: Amelia Nieva Diseño de Cubierta: CD-Form Compuesto en: Gráficas Blanco, S. L. Impreso por. IMPRESO EN ESPAÑA - PRINTED IN SPAIN
A una imagen nueva, ilusionante, de lo que puede ser, recuerdo de lo que fue, envidia orgullosa de lo que es, simplemente, mejor.
CONTENIDO
ACERCA DE LOS AUTORES............................................................................
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PRESENTACIÓN DE LA SEGUNDA EDICIÓN ............................................. xvii INTRODUCCIÓN ...............................................................................................
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AGRADECIMIENTOS ........................................................................................ xxvii CAPÍTULO 1. LOS PROBLEMAS AMBIENTALES ...................................
1
1.1. Principales problemas ambientales: a modo de inventario ..................... 1.1.1. El cambio climático y el «efecto invernadero» ......................... 1.1.2. El adelgazamiento de la capa de ozono ..................................... 1.1.3. La alteración del ciclo del nitrógeno ......................................... 1.1.4. La pérdida de diversidad biológica ............................................ 1.1.5. La contaminación atmosférica ................................................... 1.1.6. La contaminación hídrica y el acceso al agua potable .............. 1.1.7. La contaminación y pérdida del suelo: erosión, deforestación y desertificación ......................................................................... 1.1.8. Generación de residuos .............................................................. 1.1.9. La contaminación de los mares y la sobreexplotación de los recursos pesqueros ..................................................................... 1.1.10. Contaminación acústica ............................................................. 1.2. Clasificación de los problemas ambientales ........................................... 1.2.1. Problemas globales, problemas regionales y problemas locales. 1.2.2. Las fuentes del problema ........................................................... 1.2.3. Grado de persistencia ................................................................. 1.2.4. Concentración geográfica........................................................... 1.3. La evolución de los problemas ambientales ........................................... 1.4. Algunos ejemplos: los problemas ambientales de España, México y el informe sobre la situación ambiental de Chile ....................................... 1.4.1. Los principales problemas ambientales de España ................... 1.4.2. Los principales problemas ambientales de México ................... 1.4.3. La evaluación del desempeño ambiental en Chile.....................
2 2 4 5 7 9 10 12 13 15 16 16 17 19 19 20 20 21 21 23 26
viii
CONTENIDO
1.5. Resumen .................................................................................................. Nota para consultas adicionales .............................................................. Vínculos de Internet ................................................................................ ANEXO. Principales acuerdos internacionales para la conservación de la naturaleza ....................................................................................................
29 29 31 32
CAPÍTULO 2. EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO ..........................................................................
39
2.1. Introducción: mercado y satisfacción de necesidades ............................ 2.2. Biosfera y mercado ................................................................................. 2.2.1. Externalidades ............................................................................ 2.2.2. Bienes públicos .......................................................................... 2.2.3. Recursos comunes: el problema del libre acceso ...................... 2.3. Racionalidad económica y degradación ambiental ................................. 2.3.1. El problema de la deforestación: los colonos ............................ 2.3.2. El problema de la deforestación: las empresas madereras ........ 2.4. El nivel de contaminación óptimo .......................................................... 2.5. El Teorema de Coase y el paradigma de los derechos de propiedad ..... 2.6. El valor del medio ambiente en presencia de restricciones .................... 2.7. Resumen .................................................................................................. Nota para consultas adicionales ..............................................................
40 42 44 45 47 50 51 55 57 62 66 67 67
CAPÍTULO 3. EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE ................................
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3.1. La ética y el origen del valor del medio ambiente ................................. 3.1.1. La ética antropocéntrica ............................................................. 3.1.2. Los derechos de los animales y seres vivos en general............. 3.1.3. La ética de la tierra de Aldo Leopold ........................................ 3.1.4. Una ética antropocéntrica ampliada........................................... 3.2. Valor y equidad ....................................................................................... 3.2.1. Equidad intrageneracional: la frontera en el espacio................. 3.2.2. Equidad intergeneracional: la frontera en el tiempo ................. 3.3. El valor económico total ......................................................................... 3.3.1. Valores de uso ............................................................................ 3.3.2. Valores de opción ....................................................................... 3.3.3. Valores de no uso ....................................................................... 3.4. Valores intrínsecos y valores superiores ................................................. 3.5. El mercado como mecanismo de valoración: una evaluación crítica ..... 3.5.1. Mercado y eficiencia .................................................................. 3.5.2. Mercado e intensidad de las preferencias .................................. 3.5.3. Mercado y equidad..................................................................... 3.5.4. Mercado y producción de mercancías ....................................... 3.6. Resumen .................................................................................................. Nota para consultas adicionales ..............................................................
70 71 73 75 77 79 79 81 84 84 85 86 87 88 89 90 91 94 96 97
CONTENIDO
ix
CAPÍTULO 4. MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL............................................................................
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4.1. Métodos de valoración de la calidad ambiental: métodos indirectos ..... 4.1.1. El método basado en los costes de reposición .......................... 4.1.2. Métodos basados en la función de producción.......................... 4.1.3. El método del coste de viaje ...................................................... 4.1.4. Modelos de utilidad aleatoria..................................................... 4.1.5. El método de los precios hedónicos .......................................... 4.2. Métodos directos ..................................................................................... 4.2.1. El método de la valoración contingente .................................... 4.2.2. El método de la ordenación contingente ................................... 4.3. Limitaciones de los métodos ................................................................... 4.4. Análisis de Equivalencia de Hábitat ....................................................... 4.5. La transferencia de resultados ................................................................. 4.5.1. Las etapas previas del proceso de transferencia ........................ 4.5.2. La transferencia del resultado .................................................... 4.5.3. Fiabilidad y validez de las funciones de transferencia de valor . 4.6. Estudio de caso: Calidad del aire y salud en América Latina y el Caribe ........................................................................................................... 4.6.1. Metodología general .................................................................. 4.6.2. Escenarios .................................................................................. 4.6.3. Resultados y conclusiones ......................................................... 4.7. Resumen .................................................................................................. Notas para consultas adicionales ............................................................
99 100 102 105 111 114 121 121 125 126 129 131 132 134 137 139 140 141 142 144 145
CAPÍTULO 5. EL DESCUENTO DEL FUTURO ......................................... 149 5.1. El descuento del futuro desde una perspectiva individual ...................... 5.1.1. El significado del descuento ...................................................... 5.1.2. Los motivos del descuento del futuro desde una perspectiva inindividual .................................................................................... 5.1.3. El valor de la tasa de descuento en una economía de mercado 5.2. El descuento del futuro desde una perspectiva social............................. 5.2.1. Descuento del futuro y equidad intergeneracional .................... 5.2.2. Razones para descontar el futuro desde una perspectiva social . 5.2.3. Descuento del futuro y revalorización de los activos ambientales ............................................................................................ 5.2.4. El valor de la tasa social de descuento en una economía en equilibrio .................................................................................... 5.3. El proceso de descuento en economías subdesarrolladas ....................... 5.3.1. El valor social de la inversión .................................................... 5.4. El problema del muy largo plazo: descuento del futuro y política ambiental ...................................................................................................... 5.4.1. El descuento hiperbólico ............................................................ 5.4.2. El descuento gamma .................................................................. 5.5. Resumen .................................................................................................. Nota para consultas adicionales ..............................................................
150 150 151 152 154 155 155 158 158 160 162 164 165 166 167 168
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CONTENIDO
CAPÍTULO 6. ANÁLISIS COSTE BENEFICIO ........................................... 171 6.1. Introducción al Análisis Coste Beneficio ............................................... 6.1.1. Las etapas del Análisis Coste Beneficio .................................... 6.1.2. Análisis Coste Eficiencia (ACE)................................................ 6.1.3. Técnicas de Decisión Multicriterio (TDM) ............................... 6.2. Análisis Coste Beneficio financiero ........................................................ 6.2.1. Indicadores de rentabilidad ........................................................ 6.2.2. Análisis de sensibilidad.............................................................. 6.2.3. Riesgo e incertidumbre .............................................................. 6.3. Análisis Coste Beneficio social .............................................................. 6.3.1. Depuración de las partidas redistributivas ................................. 6.3.2. Introducción de las externalidades positivas y negativas .......... 6.3.3. Introducción de los precios de cuenta de eficiencia.................. 6.3.4. El efecto multiplicador............................................................... 6.4. Rentabilidad financiera, rentabilidad económica y rentabilidad social .. 6.4.1. Rentabilidad financiera .............................................................. 6.4.2. Rentabilidad económica ............................................................. 6.4.3. Rentabilidad social ..................................................................... 6.5. Análisis Coste Beneficio y desarrollo sustentable ................................. 6.5.1. Sustentabilidad fuerte y sustentabilidad débil ........................... 6.5.2. El principio de máxima precaución y los estándares mínimos de seguridad ............................................................................... 6.6. Estudio de caso: Análisis coste eficiencia (riesgo coste) de una propuesta de regulación ambiental para el caso del arsénico ............................. 6.6.1. Metodología de análisis ............................................................. 6.6.2. Resultados de la evaluación ....................................................... 6.7. Resumen .................................................................................................. Nota para consultas adicionales ..............................................................
172 174 177 180 182 184 185 186 190 192 193 194 197 198 199 199 200 201 202 203 204 205 205 209 210
CAPÍTULO 7. INDICADORES AMBIENTALES ......................................... 213 7.1. Indicadores ambientales .......................................................................... 7.1.1. El modelo presión-estado-respuesta .......................................... 7.1.2. El sistema español de indicadores ambientales ......................... 7.2. Capital natural, ahorro genuino y riqueza............................................... 7.2.1. El ahorro genuino ...................................................................... 7.2.2. Capital natural y riqueza ............................................................ 7.3. La huella ecológica ................................................................................. 7.3.1. El cálculo de la huella ecológica ............................................... 7.3.2 La huella ecológica como indicador de sustentabilidad: ventajas e inconvenientes................................................................. 7.3.3 Experiencias en el cálculo de la huella ecológica ..................... 7.3.4 Otros indicadores de sostenibilidad: el índice del planeta viviente .......................................................................................... 7.4. El agua virtual ......................................................................................... 7.5. Resumen .................................................................................................. Nota para consultas adicionales .............................................................. Algunas páginas web de interés ..............................................................
214 215 219 221 221 226 229 229 231 235 236 237 238 238 239
CONTENIDO
xi
CAPÍTULO 8. CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL............................................................................ 241 8.1. Contabilidad Nacional y medio ambiente............................................... 8.1.1. Las bases conceptuales de la Contabilidad Nacional ................ 8.1.2. Los problemas que la ausencia de las variables ambientales implica en la Contabilidad Nacional .............................................. 8.2. La depuración de los flujos de la Contabilidad Nacional: los gastos defensivos .................................................................................................... 8.2.1. Consideraciones teóricas y problemas conceptuales ................. 8.2.2. La metodología de depuración de gastos defensivos................. 8.2.3. Experiencias de depuración de gastos defensivos ..................... 8.3. Las cuentas de los recursos naturales ..................................................... 8.3.2. Algunas experiencias relevantes ................................................ 8.4. Las cuentas satélite.................................................................................. 8.4.1. Metodología de elaboración de las cuentas satélite................... 8.4.2. La matriz NAMEA..................................................................... 8.5. El Sistema Integrado de Contabilidad Ambiental y Económica de Naciones Unidas (SCAEI) ........................................................................... 8.5.1. Desarrollo del SCAEI ................................................................ 8.6. Estudio de caso: Las cuentas ambientales en México ............................ 8.7. Resumen .................................................................................................. Nota para consultas adicionales ..............................................................
242 242 245 248 248 249 254 255 258 266 267 267 270 271 277 280 280
CAPÍTULO 9. POLÍTICA AMBIENTAL....................................................... 285 9.1. Política económica y política ambiental ................................................. 9.2. Política ambiental: tipología ................................................................... 9.2.1. Medidas basadas en la normativa .............................................. 9.2.2. Los instrumentos económicos .................................................... 9.3. La Agencia Ambiental y el problema de la información ....................... 9.3.1. La información necesaria ........................................................... 9.4. La normativa ambiental: ventajas e inconvenientes................................ 9.5. Impuestos ambientales ............................................................................ 9.6. Subsidios ambientales ............................................................................. 9.7. Incentivos al comportamiento ambientalmente positivo......................... 9.8. Permisos de emisión negociables............................................................ 9.8.1. Volumen de permisos emitidos .................................................. 9.8.2. Acreditación de reducciones de emisión ................................... 9.8.3. Mecanismo de asignación de los permisos ................................ 9.8.4. Los permisos en el espacio y en el tiempo: bancos y burbujas .. 9.8.5. Principales problemas de los permisos de emisión negociables . 9.8.6. La experiencia de los permisos de emisión negociables en la lucha contra la lluvia ácida en Estados Unidos ......................... 9.9. La política ambiental en América Latina: estudio de casos................... 9.9.1. Estrategia para el control de sustancias que agotan la capa de ozono en Chile ........................................................................... 9.9.2. Instrumentos económicos para la política ambiental: el caso de Colombia ....................................................................................
286 286 287 288 290 291 294 297 303 305 306 307 308 309 310 310 312 315 315 319
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CONTENIDO
9.10.
Resumen ................................................................................................ Nota para consultas adicionales .............................................................. ANEXO: El Convenio Marco sobre el Cambio Climático y el Protocolo de Kioto ........................................................................................................ A.9.1. El Convenio Marco sobre Cambio Climático ........................... A.9.2. El Protocolo de Kioto ................................................................ A.9.3. Los mecanismos de flexibilidad ................................................
322 323 325 325 326 327
CAPÍTULO 10. EMPRESA Y MEDIO AMBIENTE .................................... 329 10.1. La respuesta de las empresas ante la variable ambiental: tipología y motivaciones............................................................................................... 10.1.1. El posicionamiento ambiental de la empresa: tipología ........ 10.1.2. El posicionamiento ambiental de la empresa:variables explicativas ..................................................................................... 10.1.3. La hipótesis de Porter ............................................................. 10.1.4. La ecoeficiencia ...................................................................... 10.2. Herramientas para la política ambiental de la empresa centradas en el proceso .................................................................................................. 10.2.1. Política ambiental de la empresa............................................ 10.2.2. Sistemas de Gestión Ambiental: la norma ISO 14001 .......... 10.2.3. La auditoría ambiental (ISO 14010) ...................................... 10.2.4. El ecobalance .......................................................................... 10.3. Sistemas que se centran en el producto ofrecido ................................. 10.3.1. El Análisis del Ciclo de Vida del Producto (ISO 14040) ...... 10.3.2. El compás ecológico............................................................... 10.3.3. La ecoetiqueta......................................................................... 10.4. Fondos de inversión éticos y ambientales ............................................ 10.5. Política ambiental en México y eficiencia empresarial........................ 10.6. Resumen ................................................................................................ Nota para consultas adicionales............................................................
330 330 331 335 337 337 338 340 343 344 345 346 350 350 352 355 360 361
CAPÍTULO 11. SUBDESARROLLO Y DEGRADACIÓN AMBIENTAL ......................................................................... 363 11.1. La economía dual.................................................................................. 11.1.1. El sector tradicional ................................................................ 11.1.2. El sector moderno................................................................... 11.1.3. Cambio, pobreza y marginación............................................. 11.2. Cambio, pobreza y degradación ambiental .......................................... 11.2.1. La problemática ambiental en el sector rural ......................... 11.2.2. Los problemas ambientales del sector urbano ....................... 11.3. Política de desarrollo y degradación ambiental.................................... 11.3.1. La política sustitutiva de importaciones ................................. 11.3.2. La crisis de la deuda ............................................................... 11.3.3. Los programas de estabilización del Fondo Monetario Internacional ................................................................................... 11.3.4. Consecuencias ambientales de la política sustitutivade importaciones, la crisis y la política de ajuste .................................
364 365 367 367 371 371 373 376 376 379 380 381
CONTENIDO
11.4. La otra cara de la moneda:el éxito de unos pocos ............................... 11.5. Evidencia empírica, crecimiento y medio ambiente: la U ambiental de Kuznets .................................................................................................. 11.6. Estudio de caso: Deforestación y usos del suelo en los Andes colombianos .................................................................................................... 11.7. Resumen ................................................................................................ Nota para consultas adicionales............................................................
xiii 383 387 392 397 398
CAPÍTULO 12. DESARROLLO, COMERCIO INTERNACIONAL Y MEDIO AMBIENTE ........................................................ 399 12.1. El dumping ecológico ........................................................................... 12.2. La explotación de los recursos naturales .............................................. 12.2.1. Recursos renovables ............................................................... 12.2.2. Recursos no renovables .......................................................... 12.3. Proteccionismo agrícola en los países desarrollados............................ 12.4. La explotación comercial de los servicios ambientales ....................... 12.4.1. La explotación recreativa de los espacios naturales: el ecoturismo o turismo de la naturaleza ......................................... 12.4.2. Investigación farmaceútica y diversidad biológica ................ 12.5. La certificación solidaria en el comercio internacional ....................... 12.5.1. Comercio Justo ....................................................................... 12.5.2. Certificación ambiental........................................................... 12.6. Internalización de externalidades ambientales ..................................... 12.6.1. El pago por servicios ambientales.......................................... 12.6.2. El Mecanismo de Desarrollo Limpio ..................................... 12.7. Deuda y naturaleza ............................................................................... 12.7.1. Canje de deuda por naturaleza ............................................... 12.7.2. Deuda externa, huella ecológica y deuda ecológica .............. 12.8. Resumen ................................................................................................ Nota para consultas adicionales............................................................
400 404 404 406 407 409 409 411 413 413 414 416 416 417 420 420 421 423 425
CAPÍTULO 13. DESARROLLO Y MEDIO AMBIENTE: PETRÓLEO Y BOSQUE TROPICAL....................................................... 427 13.1. Introducción: el escenario y el problema ............................................. 13.1.1. Las exportaciones de petróleo en Ecuador............................. 13.1.2. Colonización y deforestación ................................................. 13.1.3. Las consecuencias económicas de la colonización ................ 13.2. El valor de los impactos ambientales de la deforestación.................... 13.2.1. Funciones económicas ............................................................ 13.2.2. Funciones recreativas.............................................................. 13.2.3. Funciones ecológicas .............................................................. 13.2.4. Valores de existencia .............................................................. 13.2.5. Funciones culturales y valores superiores .............................. 13.3. El escenario de referencia ..................................................................... 13.3.1. La tasa «natural» de deforestación ......................................... 13.3.2. Política económica y usos del suelo.......................................
428 430 433 437 437 439 441 443 445 446 447 448 448
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CONTENIDO
13.4. La encrucijada del futuro: los costes económicos de los nuevos yacimientos .................................................................................................. 13.5. Ejercicio de simulación: resultados y extensiones ............................... 13.5.1. El precio de cuenta de la inversión ........................................ 13.5.2. La tasa social de descuento .................................................... 13.6. Resumen ................................................................................................ Nota para consultas adicionales............................................................
449 452 452 454 456 457
CAPÍTULO 14. EPÍLOGO: SOCIEDAD, MERCADO Y MEDIO AMBIENTE............................................................................ 459 14.1. 14.2. 14.3. 14.4.
La biosfera como recurso y como patrimonio...................................... El papel del mercado ............................................................................ Las funciones de la biosfera y la lógica del mercado .......................... Conclusión ............................................................................................
460 461 463 463
BIBLIOGRAFÍA................................................................................................... 465 ÍNDICE TEMÁTICO ........................................................................................... 493
ACERCA DE LOS AUTORES
Diego Azqueta. Licenciado en Economía y en Derecho por la Universidad Complutense de Madrid, y doctor en Economía por la misma universidad, realizó sus estudios de postgrado en las universidades de Manchester y Londres. Ha desarrollado su actividad docente en la Universidad del Valle (Colombia) y en la Universidad de Alcalá. Ha sido, asimismo profesor visitante en la Universidad del Estado de Dakota del Sur, Visiting Scholar en la Universidad de Harvard y Research Fellow en la Universidad de California (Berkeley). Ha recibido el Premio Nacional de Economía y Medio Ambiente, otorgado por el Ministerio de Medio Ambiente, y el Premio a la Innovación en el área de Medio Ambiente de la Fundación 3M. Desde 1988 es catedrático de Fundamentos del Análisis Económico en la Universidad de Alcalá. Mauricio Alviar. Es licenciado en Economía por la Universidad de Antioquia, Master en Políticas de Desarrollo por la Universidad de Duke, y PhD en Economía Agraria y de los Recursos Naturales por la Universidad del Estado de Oklahoma. Ha sido investigador de la Fundación para la Educación Superior y el Desarrollo (FEDESARROLLO, Bogotá). En la actualidad es profesor de economía de la Universidad de Antioquia, de la que ha sido decano. Lilia Domínguez. Licenciada en Economía por la Universidad Nacional Autónoma de México, realizó sus estudios de postgrado en las universidades de Manchester y East Anglia. Es doctora en Economía por la Universidad Autónoma de México. Ha publicado varios libros y artículos en distintas revistas especializadas, fundamentalmente en el campo de la empresa, competitividad y organización industrial. En la actualidad es profesora de Economía de la Universidad Nacional Autónoma de México. Raúl O’Ryan. Ingeniero Civil Electricista y Magister en Ingeniería Industrial por la Universidad de Chile, y Master y PhD en Economía por la Universidad de California,
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ACERCA DE LOS AUTORES
Berkeley. Ha dirigido numerosos proyectos de investigación y publicado más de 30 trabajos sobre temas ambientales en revistas internacionales, nacionales y capítulos de libros. En la actualidad es profesor asociado del Departamento de Ingeniería Industrial, y Director del Programa de Gestión y Economía Ambiental, de la Universidad de Chile.
PRESENTACIÓN DE LA SEGUNDA EDICIÓN
En los cinco años transcurridos desde que vio la luz la primera edición de este libro, muchas son las cosas que han cambiado en el campo del medio ambiente y la economía ambiental. Han surgido nuevos problemas, viejos problemas son ahora mejor comprendidos, se han desarrollado nuevos instrumentos y nuevas instituciones para abordarlos y, quizá lo que es más importante, existe una mayor sensibilización sobre la necesidad de actuar ya con respecto a la problemática ambiental, y una mayor conciencia con respecto al peligro de perder de vista la economía, y el análisis económico, en el empeño. Esta segunda edición ha tratado de incorporar estos cambios. Ha aparecido un capítulo nuevo (producto de la necesidad de desdoblar el relativo a la Contabilidad Ambiental) y uno de los anteriores ha tenido que dejarle su sitio. Prácticamente todos los capítulos han sufrido importantes modificaciones, alguno de ellos ha sido escrito de nuevo, y en muchos de los restantes se han introducido nuevos epígrafes, que tratan de cubrir esta nueva realidad, y se han suprimido otros que quedaron obsoletos. Las notas para consultas adicionales que cierran cada capítulo han sido concienzudamente revisadas y actualizadas, lo que se refleja ampliamente en la bibliografía. La novedad fundamental de esta nueva edición es, qué duda cabe, la participación en ella de Mauricio Alviar, Lilia Domínguez y Raúl O’Ryan. Tres autores de reconocido prestigio en el campo de la Economía Ambiental que, en una muestra tanto de confianza como de amistad, accedieron a compartir conmigo esta aventura. Su contribución ha mejorado sustancialmente el texto, acercándolo, al mismo tiempo, a la realidad de América Latina, por lo que mi deuda de gratitud con ellos es muy elevada. Como es natural, esta nueva edición se ha beneficiado, asimismo, y muy notablemente, de los distintos trabajos de investigación que a lo largo de estos cinco años ha desarrollado el Grupo de Economía Ambiental de la Universidad de Alcalá, que tengo el honor de dirigir. Mi más sincero agradecimiento, por tanto, a Gonzalo Delacámara y Marta Santamaría, de nuevo, y a Sergio Tirado y Margarita Bahamon.
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PRESENTACIÓN DE LA SEGUNDA EDICIÓN
Finalmente, mi reconocimiento a Ana Navarro, José Ignacio Fernández y Amelia Nieva, de McGraw-Hill, por la confianza y el estímulo que le dieron desde un principio al proyecto, y por la profesionalidad con la que han conseguido que llegue a buen fin.
INTRODUCCIÓN
A veces los seres humanos, conscientes de la necesidad de mejorar sustancialmente nuestra relación con el medio ambiente, parecemos comportarnos como «esas personas que salen de viaje para ver con sus propios ojos una ciudad deseada, imaginándose que en una cosa real se puede saborear el encanto de lo soñado». Es posible que, a la vista del crecimiento comparativo de la especie humana sobre el planeta, sea muy difícil alcanzar el ideal absoluto, si es que existe. A diferencia, sin embargo, de los personajes descritos por Marcel Proust, contamos con la inestimable ventaja de poder ir modificando la realidad conforme nos adentramos en la búsqueda del objeto de nuestros deseos. Para ello, además de la conciencia de vivir en una nave espacial de recursos limitados y sujeta a la necesidad de respetar una serie de leyes impuestas desde el exterior, es necesario conocer cada vez con mayor precisión no sólo el comportamiento del ecosistema que nos acoge, la biosfera, y las limitaciones que nos impone, sino también el entramado de relaciones que se establecen entre el mismo y la especie humana. Es imposible, por tanto, tratar de abarcar la problemática ambiental desde la perspectiva de una única disciplina científica. Este es un empeño multidisciplinar y, en él, el análisis económico también tiene algo que aportar a una mejor comprensión de la génesis de muchos problemas ambientales y a su eventual solución. Y ello porque, como ciencia social, la economía introduce a las personas, a la sociedad, en el escenario en el que se desarrolla la trama: su comportamiento, sus necesidades, su racionalidad. El objeto de estudio de la economía ambiental está conformado, pues, por los principales problemas ambientales a los que se enfrenta la humanidad. Las ciencias de la naturaleza proporcionan la materia prima sobre la que se concentran los esfuerzos del analista económico. Es indudable que un conocimiento preciso de los mismos es necesario para un mejor desempeño de la tarea encomendada, pero el economista no puede suplantar al especialista, en cada caso, a la hora de elaborar la información de partida. El Capítulo 1 contiene, sin perder de vista la limitación apuntada, y de forma muy introductoria y panorámica, un catálogo de los principales problemas ambientales.
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INTRODUCCIÓN
Los problemas apuntados tienen una multitud de causas, pero cabe poca duda de que la actividad económica de una sociedad organizada, produciendo, distribuyendo y consumiendo bienes y servicios, está en el origen o agravamiento de muchos de ellos. En general no se trata, sin embargo, del resultado de un desconocimiento o de la mala fe: en ese caso se recomendaría una combinación de investigación, información y sanciones. Muchos problemas ambientales, por el contrario, son el resultado de una actitud racional por parte de quien los crea: la consecuencia (probablemente no querida) de quien intenta resolver un problema, en ocasiones el de su propia supervivencia, utilizando para ello los medios a su alcance, y las restricciones que la sociedad le impone. En este caso, la combinación de información y sanciones puede que funcione, pero es probable que sea más operativo tratar de actuar sobre las restricciones a las que se enfrenta el causante del problema, para conseguir que, al resolverlo, no se produzca la agresión ambiental. De otra forma, si el problema de base no se resuelve, y es lo suficientemente serio, difícilmente se frenará el proceso de deterioro ambiental. Valdría la pena, por tanto, intentar identificar las variables económicas que condicionan este comportamiento, racional en sí mismo, pero agresivo con el medio, para tratar de cambiar el valor de alguna de ellas y conseguir que el mismo comportamiento racional permita resolver los problemas de una manera más aceptable. A ello va dirigido el Capítulo 2. A pesar de las diferencias notables que, desde cualquier perspectiva, podrían establecerse entre los distintos problemas ambientales, en todos ellos tiende a aparecer un elemento económico común: los agentes involucrados en la degradación ambiental (campesinos desposeídos, gobiernos, empresas industriales, ciudadanos de a pie) actúan de la forma como lo hacen porque no introducen el valor de los servicios de la biosfera, de los que se están aprovechando al tiempo que la deterioran, en su proceso de toma de decisiones. El Capítulo 3 introduce una primera aproximación al concepto de valor económico total de los distintos activos ambientales, así como de sus diferentes componentes. Como es natural, esta discusión requiere de un marco ético previo en el que se especifique, con cierta claridad, el tipo de relaciones morales que la especie humana desea establecer con el resto de los componentes de la biosfera. La sociedad disfruta de la agricultura, de la energía eléctrica, de su propia movilidad: satisface con ello una serie de demandas que van cambiando y evolucionando con el paso del tiempo. Ahora bien, el cultivo de los campos y el procesamiento y reparto de sus productos, la producción y distribución de energía eléctrica, o el movimiento de cosas y personas a través de fronteras y continentes, son posibilidades que enriquecen a la sociedad, pero a cambio de una transformación del medio natural que, en muchas ocasiones, lo degrada. Es difícil, hoy por hoy, encontrar una forma de producir y distribuir energía eléctrica, por ejemplo, que no sea contaminante. Sin embargo, no se plantea por ello renunciar a los beneficios que esta energía puede proporcionar. Se trata, más bien, de poner en la balanza estos efectos positivos, pero también los costes de conseguirlos. Si dentro de estos costes se computan correctamente los derivados del deterioro ambiental, es decir, se toma en cuenta la pérdida de capacidad de la biosfera para seguir proporcionando sus servicios, tanto a la generación presente como a las generaciones futuras, y se decide en consecuencia, la sociedad comenzaría a moverse en la dirección correcta. Ahora bien, cuando se trata de introducir el cálculo sobre el valor del deterioro ambiental en la decisión relativa a qué hacer, y cómo, caben dos posibilidades bien distintas. Por un lado, existen actividades económicas que generan un impacto ambiental asumible: es decir, que causan un deterioro del medio ambiente que no pone en peligro la supervivencia del planeta, ni de la propia especie humana. Podría ser el caso, por ejemplo, de la construcción de un pequeño embalse, o del tra-
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zado de una nueva carretera. En el otro extremo, sin embargo, existen actividades cuyos efectos ambientales la sociedad considera que no son asumibles, ya que, aun teniendo en cuenta la incertidumbre normalmente presente en este campo, pudieran afectar a un equilibrio ecológico crucial, y no se considera razonable correr tal riesgo: el calentamiento atmosférico o el adelgazamiento de la capa de ozono. En el primer caso, tendría sentido intentar valorar económicamente el impacto ambiental generado por una actividad cualquiera, para comparar el bienestar social total que comporta cada una de las alternativas contempladas: con y sin carretera, por ejemplo, o con el trazado A o el trazado B. El análisis económico puede ayudar a descubrir estos valores: a computar monetariamente el bienestar social de cada opción, gracias a la aplicación de una serie de métodos de valoración de intangibles que son objeto de estudio en el Capítulo 4. En el segundo caso, por el contrario, este ejercicio sería irrelevante, tal y como ha sido planteado, ya que no hay posibilidad de elección. El sistema se encuentra frente a una restricción adicional que debe respetar: un techo a las emisiones totales de dióxido de carbono (CO2), pongamos por caso. No tendría sentido tratar de calcular la pérdida de bienestar que generaría un aumento de estas emisiones por encima del nivel crítico mencionado. Sin embargo, si una actividad cualquiera supone un incremento neto de las mismas, el analista todavía podría valorar económicamente (monetariamente) el impacto: computando el coste total de reducir un volumen equivalente de emisiones, en otro punto cualquiera del sistema. Ello proporcionaría el precio sombra de la restricción. Sea pues directa o indirectamente, la valoración económica del impacto ambiental de las distintas actividades humanas permitiría identificar las características de la situación de equilibrio deseada con respecto al medio ambiente: el nivel de calidad ambiental al que no se quiere renunciar. En ocasiones, sin embargo, la valoración directa de los impactos ambientales de las actividades humanas es una operación muy costosa, por lo que la posibilidad de utilizar las valoraciones obtenidas en un contexto similar al que se quiere analizar, y adaptarlas al caso de estudio, es muy atractiva. El capítulo se cierra, por ello, analizando las condiciones en las que podría realizarse esta transferencia de valores. Ahora bien, además de un problema de equidad intrageneracional, la utilización de los recursos naturales y ambientales de la biosfera plantea un problema de equidad intergeneracional. El Capítulo 5 aborda esta cuestión tratando de hacer operativo el principio de que todas las personas tienen el mismo derecho a disfrutar de los servicios de la biosfera, con independencia del momento del tiempo en el que les toca vivir. Se discute en él, por tanto, el tratamiento que debería otorgarse a los intereses de las generaciones futuras a través de la determinación, entre otras cosas, de la tasa de descuento apropiada para evitar tanto la tiranía del presente como la del futuro. Todo lo anterior ha estado encaminado a tratar de informar a los distintos agentes económicos sobre el impacto que sobre el medio ambiente tiene su comportamiento, y lograr que lo interioricen en su proceso de toma de decisiones. El Análisis Coste Beneficio, junto con las técnicas de decisión multicriterio, objeto ambas de estudio del Capítulo 6, es el recipiente natural de todo el proceso anterior, ya que proporciona el marco teórico en el que hacerlo operativo. Trascendiendo este enfoque que podría considerarse microeconómico, aunque sin abandonar un carácter marcadamente instrumental, y adentrándose en un terreno más macroeconómico, el Capítulo 7 se ocupa de los instrumentos con los que hacer más operativa la información referente al medio ambiente y sus relaciones con la esfera de la actividad económica. La información relativa a la situación ambiental, una vez reconocida la necesidad de contar con ella de la forma más detallada posible, ha ido articulándose alrededor de una serie de indicadores ambientales, que per-
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miten conectar la evolución de estos problemas con el objetivo del desarrollo sustentable. Estos indicadores (entre los que sobresale el modelo presión-estado-respuesta), si bien pretenden reflejar el estado del medio desde la perspectiva de las ciencias de la naturaleza, de hecho están recogiendo el complejo entramado de las relaciones existentes entre la actividad humana y la respuesta de los distintos ecosistemas naturales, cuyo componente socioeconómico no puede desconocerse. Ahora bien, para obtener una visión más ajustada del grado de bienestar económico y social alcanzable en un momento dado, de las relaciones existentes entre los distintos sectores de la economía y el medio ambiente en general, y del nivel de consumo (y desarrollo) que la sociedad puede permitirse, de forma sustentable, en el largo plazo, conviene tender un puente más explícito entre esta información relativa a los problemas ambientales que aparecen en el camino, por un lado, y la evolución de las principales magnitudes macroeconómicas que reflejan la evolución del sistema productivo, por otro. A ello van encaminadas las distintas propuestas que, en el campo de la Contabilidad Ambiental, se analizan en el Capítulo 8. Descubierta, pues, la situación preferida por la sociedad en términos del equilibrio calidad ambiental-beneficios de la actividad económica, queda la no desdeñable tarea de conseguir que la actividad de los agentes económicos individuales (empresas, consumidores, Administración) sea compatible con los objetivos ambientales fijados, algo que no es sencillo, ya que se trata de influir en muchos casos sobre la actividad de una multitud de agentes individuales que actúan de forma no coordinada, y cuya contribución individual a la generación de los problemas ambientales es, muchas veces, prácticamente imposible de determinar. Existen distintas posibilidades para intentar conseguir esta modificación en la conducta individual: desde la introducción de una normativa al respecto hasta medidas que intentan estimular, premiando o castigando, determinados comportamientos. La política ambiental, a la que está dedicado el Capítulo 9, se ocupa precisamente de este problema, intentando garantizar tanto la eficacia como la eficiencia en la resolución de los problemas. En primer lugar, la medida o conjunto de medidas que se adopten, ha de lograr que la sociedad se acerque al objetivo propuesto: ha de ser eficaz. En ocasiones, esta falta de eficacia obedece a una insatisfactoria modelización del comportamiento de los agentes afectados por las medidas adoptadas, de acuerdo a los cánones de la más estricta racionalidad económica. Por ejemplo, no hace mucho una conocida capital latinoamericana, agobiada por problemas de contaminación atmosférica, introdujo la política del «hoy no circula» para reducir a la mitad el número de vehículos que se desplazaban por sus calles (en función del carácter par o impar del último dígito de la matrícula), y conseguir con ello una reducción de las emisiones de contaminantes a la atmósfera. El resultado, sin embargo, fue el opuesto: las emisiones aumentaron. Quizá un ejercicio previo de simulación de los efectos de la medida hubiera podido adelantar estos resultados perversos. En efecto, desde el punto de vista económico, lo que la medida estaba haciendo era elevar el precio de un bien (los servicios del automóvil privado). Ante esta subida, el consumidor dirige su demanda hacia el bien sustitutivo más barato. Un candidato obvio es el transporte público. Pero el precio del transporte público no está dado sólo por el coste del billete: incluye también el tiempo del trayecto y de la espera, la fiabilidad, la seguridad y comodidad, etc. Otra posibilidad de conseguir el mismo servicio es la adquisición de un segundo coche (usado), que tenga el dígito, par o impar, que falta. En el caso mencionado, parece que esta segunda alternativa resultó ser más económica, ya que se disparó la venta de coches de segunda mano. Dado que estos vehículos más antiguos son más ineficientes en el uso de combustibles, su motor está peor ajustado,
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y los días en los que no hay restricciones se utilizan junto con el principal, el resultado fue que aumentaron tanto el consumo de gasolina como el volumen de emisiones, y se redujo la utilización del transporte público. Es evidente, por tanto, que la política adoptada, por muy intuitiva que pareciera, no resultaba eficaz. En segundo lugar, la medida ha de ser eficiente: ha de conseguir los objetivos propuestos al menor coste social posible. Ahora bien, los costes de una medida de política ambiental cualquiera no son únicamente los recursos necesarios para ponerla en práctica, el coste para cada empresa de introducir una nueva tecnología. Hay que tener en cuenta también los costes propios de la necesidad de vigilar, y sancionar en su caso, a quienes no cumplen la normativa. Tampoco se pueden perder de vista una serie de costes macroeconómicos que pueden afectar a toda la economía: los impactos de la medida sobre el precio del producto final, la competitividad de la industria, el nivel de empleo, la tasa de inflación, el saldo de la balanza de pagos, etc. Ignorar estas eventuales repercusiones es un riesgo que, simplemente, no se puede asumir. En este contexto, han adquirido una importancia creciente los llamados instrumentos económicos, que permiten al decisor elegir entre un determinado nivel de degradación ambiental (cuando es asumible por el sistema), y el pago monetario correspondiente, o la no degradación con el ahorro de costes resultante. Entre estos instrumentos económicos ocupan un lugar destacado, además de las ecotasas o impuestos ecológicos, los permisos transferibles de emisión, que introducen un mercado en el que conseguir de forma más eficiente los objetivos de reducción de la contaminación propuestos, objeto de atención preferente en este capítulo. Entre los agentes causantes del deterioro ambiental juega un papel muy destacado la empresa. En efecto, ella suele ser la que toma de la biosfera los recursos naturales y los servicios ambientales necesarios para producir los bienes y servicios económicos con los que satisfacer las demandas de los consumidores, devolviendo en el proceso una serie de residuos que carecen de valor económico, y una mayor entropía. No es de extrañar, por tanto, que una parte muy importante de las medidas de política ambiental tengan como destinatario la empresa. El Capítulo 10 se ocupa, precisamente, del análisis de las motivaciones empresariales para adoptar una postura ambientalmente positiva, así como de las medidas más adecuadas para fomentar este posicionamiento, en función de las características peculiares de cada empresa. A partir de esta caracterización de la situación ambiental es posible dar un paso más, abandonar un contexto fundamentalmente estático y adoptar una perspectiva de análisis más dinámica. Es factible, en este sentido, no sólo identificar la aparición de algunos problemas ambientales en función del nivel de desarrollo de una determinada sociedad, sino tratar de analizar su previsible evolución en el tiempo, precisamente como resultado del camino recorrido en busca de un mayor grado de desarrollo, y los cambios estructurales que este tránsito conlleva. En efecto, en el punto más bajo de la escala se encuentran los países subdesarrollados. La extensión de los fenómenos de la pobreza y la marginación que los caracteriza, es uno de los causantes fundamentales de la degradación ambiental, siendo los pobres, por otro lado, sus principales víctimas. La ruptura de unas formas tradicionales de supervivencia, y su sustitución por una economía de mercado que excluye a una parte de la población, expulsa a estas personas en busca de sustento hacia las fronteras del sistema. Esto propicia o agrava, por ejemplo, los fenómenos de deforestación, erosión, desertización, agotamiento de ríos y lagos, pérdida de diversidad biológica, etc., que caracterizan la situación de muchos países subdesarrollados. El proceso de cambio estructural que acompaña al desarrollo, como quiera que éste se defina, alivia algunos de estos problemas (la migración campo-ciu-
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dad, por ejemplo, puede reducir la presión sobre algunos recursos naturales), pero a cambio de introducir en el panorama una serie de problemas ambientales nuevos. El desarrollo, en efecto, suele venir acompañado de la urbanización y de la industrialización. El patrón de ocupación del suelo que acompaña esta urbanización creciente está caracterizado por la «informalidad», lo que se traduce en la aparición de nuevos focos conflictivos con respecto a la contaminación del agua, la contaminación atmosférica y la generación de residuos. Finalmente, las sociedades ya desarrolladas, que ocupan el otro extremo de la escala, el de la riqueza, cuentan tanto con la demanda social, como con los recursos necesarios para proporcionar a sus ciudadanos un medio ambiente de mayor calidad. Probablemente gracias a ello irán resolviendo sus problemas de contaminación atmosférica, de contaminación hídrica, de disposición de residuos (a veces exportándolos a sociedades menos desarrolladas), aunque para muchos recursos naturales el cambio de tendencia llegue demasiado tarde. El Capítulo 11 se ocupa, precisamente, de los problemas ambientales de las economías subdesarrolladas, y de la previsible evolución en el tiempo, conforme se van alcanzando cotas más altas de desarrollo, de la situación ambiental, así como del análisis de la evidencia empírica existente con respecto a la evolución de los problemas ambientales y su relación con la renta per cápita: la posible existencia de unas curvas ambientales de Kuznets. Algunos de los problemas ambientales objeto de estudio de este texto no pueden ser resueltos si no es con la colaboración de todos. De poco serviría que un país, o un grupo de países, estableciera una normativa ambiental muy estricta para determinada industria, intentando reducir las emisiones totales de un contaminante concreto, si la industria afectada opta por trasladarse a otro menos exigente. Por otro lado, tampoco puede perderse de vista que la prioridad que se otorga a la resolución de determinados problemas ambientales no puede ser la misma en todos los países. La cobertura de las necesidades básicas tiene prioridad sobre la calidad ambiental. Es necesario, por tanto, conseguir el apoyo de todos los países para la consecución de determinados objetivos ambientales, pero sin perder de vista que esta colaboración no puede obtenerse a costa de sacrificar unas legítimas aspiraciones al desarrollo y a la cobertura de las necesidades básicas de la población. La creciente internacionalización de la economía mundial puede facilitar la tarea de conseguir este doble propósito de luchar contra la pobreza y la degradación ambiental, al poner de relieve los múltiples vínculos de interdependencia que ligan a unos países con otros. Para ello, sin embargo, es necesario cambiar radicalmente el carácter de los intercambios entre el mundo desarrollado y el subdesarrollado, relativos al medio ambiente. Hasta ahora, los países pobres han explotado una doble ventaja comparativa: su dotación de recursos naturales y su mayor predisposición a aceptar el deterioro ambiental a cambio de mejoras en su nivel de vida. La explotación de estas dos vías de obtención de divisas se ha traducido en el agotamiento de sus recursos naturales y en la importación de las principales industrias contaminantes, cuando no directamente de las basuras del mundo desarrollado. Éste no es el camino ni del desarrollo ni del equilibrio ambiental. Existen mecanismos mucho más eficientes de obtención de divisas que no ponen en peligro la salud del ecosistema, aunque para ello sea necesaria la colaboración internacional. Se trataría, sencillamente, de conseguir que los países beneficiados por todas las externalidades positivas que, en el campo ambiental, generan los recursos naturales gestionados por los países subdesarrollados, paguen el valor de las mismas. Asimismo, debería remunerarse a quien no contamina, teniendo el mismo «derecho» a hacerlo que quien sí degrada el medio, por esa contribución positiva a la consecución del equilibrio del ecosistema: factura que debería correr por cuenta de los contaminadores. Son simples prescripciones emanadas del análi-
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sis económico más elemental, incluso de sentido común, y que se analizan con algún detalle en el Capítulo 12. Puestas en práctica, sin embargo, no sólo encarrilarían la situación desde el punto de vista de algunos de los principales problemas ambientales globales, sino que supondrían un cambio dramático en los flujos de divisas hacia los países subdesarrollados, con el consiguiente alivio de su situación de balanza de pagos. El Capítulo 13, en la línea de lo apuntado, trata de ilustrar los conflictos planteados a través del análisis de los costes ambientales que supone la extracción de petróleo en un ecosistema particularmente frágil: el bosque húmedo tropical. Defender la utilización de las herramientas convencionales del análisis económico para la mejor comprensión, caracterización y eventual superación de los problemas ambientales, es una cosa; defender el sistema de mercado como mecanismo para asignar recursos y resolver los problemas ambientales, otra muy distinta. Aunque no debería hacer falta recordarlo, la economía ambiental se adhiere a lo primero, pero no a lo segundo: el Capítulo 14, en forma de epílogo, trata de redondear esta idea clave. La economía, como cualquier disciplina científica, aspira a ayudar a comprender, de una forma rigurosa, una determinada parcela de la realidad. Ahora bien, al estar caracterizada desde sus orígenes por la presencia de una variedad de corrientes y escuelas, que se ocupan de una problemática común desde puntos de partida metodológicamente distintos y muchas veces incompatibles, el estudio de los problemas del medio ambiente también se ha abordado desde distintas premisas teóricas. En concreto, dos son las que el lector encontrará conviviendo con mayor o menor comodidad en este campo: la corriente o escuela denominada economía ecológica («Ecological Economics», a veces llamada también ecología política); y la escuela de la economía ambiental («Environmental Economics»). El título de este libro posee, por tanto, un doble sentido. Por un lado, hace referencia al objeto de estudio al que se aplica el instrumental del análisis económico, esa parcela de la realidad que se aspira a comprender: la problemática del medio ambiente. Por otro, indica el modo como se aborda dicha reflexión científica, el paradigma teórico en el que se encuadra. No es fácil resumir en un par de líneas las diferencias de enfoque que caracterizan a estas dos formas de enfrentarse al problema. Tampoco es quien esto escribe, que se encuadra en una de ellas, el más indicado para intentarlo. Asumiendo sin embargo este doble riesgo, es posible que pueda afirmarse que lo que caracteriza a la economía ambiental, a pesar de lo que afirman sus críticos, no es una fe ciega en los mecanismos del mercado como método de resolución de los problemas ambientales. Tampoco es una confianza desmesurada en la capacidad de resistencia del ecosistema ante las agresiones del ser humano; o en el progreso tecnológico como elemento de recambio ante el agotamiento del capital natural (por no mencionar afirmaciones carentes del menor rigor, como la relativa a la falta de consideración con respecto a los derechos de las generaciones futuras). Lo que caracteriza de hecho a la economía ambiental es más bien su mayor disposición a utilizar las herramientas convencionales del análisis económico, con su inevitable carga ideológica, para abordar el estudio de algunos problemas ambientales. Empeño no exento de peligros, ciertamente: de ahí la importancia de tener presentes los límites del análisis y el significado de sus conclusiones. Ni más ni menos peligroso, no obstante, que cualquier otro intento de reflexionar sobre una parcela de la realidad con pretensiones científicas. En definitiva, la elección del nombre que encabeza este texto ha sido pues consciente: el lector encontrará en él una serie de reflexiones, desde la economía, sobre los problemas del medio ambiente, enmarcadas dentro de la corriente de la economía ambiental.
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El texto que el lector tiene en las manos es ciertamente un libro de economía, aunque también va dirigido a los no economistas. No requiere más que de un conocimiento somero de los rudimentos básicos del análisis económico, al estilo de los que se encuentran en cualquier libro de introducción a la economía. El desarrollo argumental ha procurado sistemáticamente, sin renunciar al rigor exigible a un texto de esta naturaleza, hacer hincapié en las ideas y conceptos básicos antes que en las complejidades técnicas del instrumental económico con el que se aborda el estudio del problema ambiental. Pretende introducir al no economista en una nueva visión de la problemática ambiental: un nuevo ángulo y una nueva forma de pensar y razonar. El economista, por su parte, no encontrará en él grandes complejidades técnicas ni sofisticados modelos teóricos, necesarios en gran medida para una correcta aplicación del análisis económico a la problemática ambiental, pero inadecuados en un texto introductorio: las lecturas adicionales y la bibliografía pretenden orientar al lector interesado en el camino a seguir. Sí encontrará, por el contrario, un texto que le mostrará, mal que bien, las posibilidades de aplicación del instrumental económico a una problemática de creciente relevancia social, al tiempo que, en función de las características del problema abordado, quizá le invite a plantearse algunas preguntas nuevas, o hace tiempo olvidadas, sobre los límites de nuestra disciplina.
AGRADECIMIENTOS
Un texto como el presente no hubiera sido posible sin la colaboración desinteresada de muchas personas, a quienes me gustaría hacer explícita mi gratitud. En primer lugar, a un grupo de colegas y amigos que, desinteresada, cuidadosa y pacientemente leyeron las versiones preliminares de estos capítulos, detectando errores, insuficiencias, omisiones y reiteraciones. En definitiva, proporcionando un filtro que, al tiempo que elevaba el nivel de exigencia, proporcionaba una indudable sensación de seguridad. Son ellos: Gonzalo Delacámara, Carlos M. Gómez y Daniel Sotelsek, de la Universidad de Alcalá; Julia Touza, de la Universidad de York; y Antonio Ferreiro, de Análisis Estadístico de Datos. También ha sido inestimable la colaboración de Lucía Landa, Marta Santamaría y Eva Torres, becarias de investigación, en la labor de documentación del libro. Félix Hernández (Consejo Superior de Investigaciones Científicas) y Sergio Barba-Romero (Universidad de Alcalá) dejaron su impronta en los Capítulos 3 y 6. En segundo lugar, a los estudiantes de los distintos cursos de Economía Ambiental, tanto en la Facultad de Ciencias Económicas como en la de Ciencias Ambientales de la Universidad de Alcalá, que enriquecieron, con sus preguntas, dudas y sugerencias, el desarrollo progresivo de este libro. En tercer lugar, un agradecimiento especial a mi buen amigo Jesús Palacio, catedrático de Latín, quien tras cuidadosa lectura del texto no sólo consiguió reducir al mínimo las incorrecciones gramaticales y de estilo, sino que con los comentarios e inquietudes de un lector informado, ayudó a que éste adquiriera una forma más completa y comprensible. En cuarto lugar, mi sincero agradecimiento a Antonio García-Brage, editor de este libro, quien ha sabido dosificar sabiamente, a lo largo de estos largos años, las correspondientes dosis de estímulo con los apretones de tuerca necesarios para que este proyecto, en el que confió desde un principio, haya podido salir a la luz. Finalmente, mi familia merece una mención aparte. Sin su ayuda y comprensión el libro que el lector tiene ahora en sus manos no hubiera sido posible.
CAPÍTULO
UNO LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
Los problemas ambientales constituyen el objeto de estudio del presente libro. Sin embargo, siendo éste un texto de economía, y economista quien lo escribe, no puede aspirar a presentar una información exhaustiva y completa de los mismos, ni siquiera como primera aproximación al tema: para ello están los manuales e informes especializados. Lo que sí interesa, desde la perspectiva de la economía ambiental, es caracterizar los problemas más relevantes en este ámbito, en función de una serie de variables que tienen una incidencia clara sobre la aplicabilidad de las herramientas del análisis económico a una mejor gestión de los mismos. Con este propósito en mente, el presente capítulo está estructurado como sigue. En primer lugar, se recuerda el inventario de los que están considerados como los principales problemas ambientales a los que se enfrenta la humanidad en la actualidad. Se añadirá, en su caso, el tipo de instrumentos normativos (convenios, protocolos, conferencias, etc.), que se han ido discutiendo y aprobando, para proveer a los distintos agentes involucrados en resolverlos, de un marco normativo supranacional en el que abordar su solución. Esta primera fotografía de los problemas se disecciona, en un segundo epígrafe, para introducir en ella una taxonomía que tome en cuenta la diversidad y el número de actores afectados, tanto desde el punto de vista de la génesis de los problemas, como de las consecuencias de los mismos. A continuación, se contemplan algunas características diferenciales de los distintos problemas ambientales, en función de las particularidades de las fuentes que los originan, su distribución en el espacio, su permanencia en el tiempo y la reversibilidad de sus impactos. El tercer epígrafe llama la atención sobre la conveniencia de contar con la información que los datos existentes proporcionan sobre la evolución de estos problemas, y su relación con algunas de las variables macroeconómicas más significativas. El establecimiento de algunas relaciones de dependencia recíproca entre la evolución de las variables ambientales y las económicas, fundamentalmente la renta per cápita, permitiría distinguir, en una primera aproximación, los problemas ambientales ligados a la pobreza y el subdesarrollo, de aquellos que caracterizan a las llamadas, empleando la expresión de Kenneth Galbraith, «sociedades opulentas». El cuarto
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
epígrafe ilustra los principales problemas ambientales de dos países, España y México, así como sobre el tipo de informes ambientales que distintas instituciones internacionales realizan sobre el desempeño ambiental de algunos Estados, en este caso, Chile. Como será habitual a lo largo del libro, el capítulo se cerrará con un resumen y una nota para consultas adicionales.
1.1. PRINCIPALES PROBLEMAS AMBIENTALES: A MODO DE INVENTARIO Como se apuntaba un poco más arriba, los principales problemas ambientales, si bien constituyen la materia prima sobre la que se pretende aplicar el razonamiento propio del análisis económico, no son el objeto de estudio del economista como tal, por lo que este epígrafe no puede sino presentarlos a grandes rasgos, de una forma sencilla e intuitiva (y seguramente con errores), siguiendo alguno de los textos especializados que se ocupan de ello. Teniendo en cuenta que la sociedad ya ha abordado, en mayor o menor medida, la resolución de algunos de estos problemas, se mencionará, en su caso, el marco institucional internacional dentro del cual se pretende encontrar la misma. En la línea apuntada, una relevante publicación institucional, al hacer el diagnóstico de la situación del medio ambiente en el mundo, presentaba el siguiente catálogo de problemas ambientales (PNUMA, 2000):
1.1.1. El cambio climático y el «efecto invernadero» El mecanismo que regula la temperatura de la Tierra es, muy simplificadamente, el siguiente: una parte de la radiación solar que recibe y absorbe el planeta se remite a la atmósfera en longitudes de onda infrarrojas. Esta radiación es reflejada por las nubes y los gases de invernadero (GEI, GHG en sus siglas inglesas)1 y devuelta a la Tierra, lo que permite que su temperatura promedio sea aproximadamente 35 grados superior a la que existiría en ausencia de este fenómeno (Hernández, 1999). El problema aparece cuando, por efecto de la acción de los seres humanos, aumenta la concentración de algunos de estos gases, y el fenómeno apuntado se refuerza, elevando la temperatura promedio de la Tierra. El cambio climático en general, y el calentamiento global en particular, se encuentran entre los problemas ambientales más serios con los que se enfrenta la humanidad. En 1979, se celebró la Primera Conferencia Mundial sobre el Clima, y en 1988 el Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA), junto con la Organización Mundial de Meteorología (OMM) y el Consejo Internacional de Uniones Científicas (ICSU) crearon el Panel Intergubernamental de Expertos sobre el Cambio Climático (IPCC). Los primeros resultados de sus trabajos, aparecieron dos años más tarde, en 1990, año asimismo de la Segunda Conferencia Mundial sobre el Clima. De resultas de todo ello, en 1992, y en el marco de la Cumbre 1 «Los principales gases con efecto invernadero son: vapor de agua, dióxido de carbono (CO2), metano (CH4), ozono (O3), óxido nitroso (N2O), clorofluorocarbonos (CFC-11 y 12) y halones. De todos estos gases es el CO2 el que se encuentra en mayor proporción en la atmósfera, pero como su efectividad en la captura de la radiación no es muy elevada, se estima que sólo interviene en la mitad del calentamiento total. Los gases de mayor efectividad son los CFC cuyas moléculas tienen una capacidad para absorber la radiación infrarroja siete mil veces superior a la del CO2». (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, página 29).
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
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de la Tierra celebrada en Río de Janeiro, se aprobó el Convenio Marco de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático, firmado por 155 países, y que entró en vigor en 1994. En la Tercera Conferencia de las Partes del Convenio, se aprobó el conocido Protocolo de Kioto (1997), del que nos ocuparemos más adelante, y que pretende abordar de manera ya decidida el problema del cambio climático, introduciendo una serie de objetivos cuantitativos. Las subsiguientes Conferencias de las Partes han tratado de resolver los problemas aparecidos en la implementación del Protocolo, con éxito variable hasta el momento. Desgraciadamente, la inercia del sistema climático lleva a que cualquier medida que se adopte en un momento determinado, tarde bastantes años en traducirse en algún tipo de cambio. Si a ello se añade que los objetivos propuestos, por ejemplo en el mencionado Protocolo de Kioto, son más bien modestos, y están lejos de ser alcanzados, las perspectivas no pueden ser muy optimistas2. El Panel Intergubernamental de Expertos sobre el Cambio Climático (IPCC) en su IV Informe de Evaluación, presentado en febrero de 2007, ha llegado a la conclusión de que el calentamiento global existe y está provocado por la actividad humana. La temperatura de la Tierra subió 0,76 grados el siglo pasado, y subirá entre 1,8 y 4,0 grados en el presente, dependiendo de las medidas que se adopten. En España las temperaturas promedio aumentaron 0,9 grados entre 1931 y 2004, lo que supera probablemente la media mundial (0,76 grados entre 1850 y 2005). La Unión Europea desearía limitar esta subida a 2 grados, para lo que se requeriría reducir las emisiones entre un 20 y un 30 por 100 hacia 2020, y hasta un 80 por 100 en la segunda mitad del siglo. Los efectos más relevantes de este calentamiento atmosférico podrían resumirse como sigue: — Un aumento en el nivel medio del mar, debido al deshielo del agua continental. Los expertos estiman que la subida de las aguas podría alcanzar medio metro a lo largo de este siglo, lo que podría provocar, además de la amenaza correspondiente sobre las zonas costeras, la desaparición de los estados-isla, situados en atolones e islotes sobre todo en el Pacífico y el Índico. En España se estima un retroceso de las playas de hasta 15 metros, para 2050, debido a un aumento del nivel del mar de hasta 35 centímetros en el Cantábrico, 20 en el Mediterráneo y 10 en el Golfo de Cádiz, lo que afectaría seriamente a la Albufera de Valencia, Doñana, la Costa Brava y la Manga del Mar Menor. — También el régimen de precipitaciones se verá alterado: ha aumentado la cantidad de precipitaciones en el norte de Europa y Asia, y en parte de América, pero ha disminuido en el Sahel, el Mediterráneo, el sur de África y el sureste asiático. El régimen de las mismas se hace más irregular, con una mayor incidencia de lluvias torrenciales y sequías prolongadas. En España, por ejemplo, se prevé un descenso de un 20 por 100 de las precipitaciones hacia finales del siglo XXI, con respecto al período 1980-1990. — La pérdida de nieve y hielo en todo el mundo, debida a las menores precipitaciones y al aumento de las temperaturas. El hemisferio norte ha registrado una caída del 5 por 100 en sus precipitaciones desde 1966, lo que se ha traducido 2 «Aunque se alcancen todos los objetivos convenidos en Kioto, serán insignificantes los efectos para los niveles de estabilización del dióxido de carbono en la atmósfera [...]. Los modelos del ciclo del carbono indican que la estabilización inmediata de la concentración atmosférica de CO2 a su nivel actual de unos 360 ppm sólo se puede conseguir si se reducen inmediatamente las emisiones en un 50 a 70 por 100 y se siguen reduciendo después» (PNUMA, 2000, página 26).
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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en un descenso de la superficie de nieves perpetuas, y un aumento de su límite inferior. La superficie del Ártico permanentemente helada ha disminuido un 20 por 100 desde 1978: en el Ártico el aumento observado de las temperaturas ha sido el doble de la media. Por el contrario en la Antártida, la situación es diferente, y los expertos predicen un mantenimiento de los hielos e incluso un posible aumento. Estos fenómenos, unidos a la fragmentación de los hielos, no sólo provoca el peligro de un mayor número de iceberg, sino que pone en peligro la supervivencia del oso polar y obliga a las focas a desplazarse más al norte. La pérdida de volumen de hielo amenaza las reservas de agua, es la primera causa del aumento en el nivel del mar, y puede producir un descenso en el caudal de los ríos que se alimentan de ellos. Una producción agrícola mayor en las altas latitudes de los hemisferios septentrional y meridional, pero una reducción de la producción en los trópicos. Los desiertos y los cultivos de secano se desplazan hacia el norte. En España, el clima árido propio de Murcia y Almería cubriría también partes de Andalucía y Castilla La Mancha. En cualquier caso los ciclos biológicos (floración, polinización, puesta de las aves, migración, hibernación) se alteran, lo que pone en peligro la supervivencia de especies animales y vegetales. Un eventual incremento en la biomasa forestal, pero contrarrestado por una mayor vulnerabilidad a plagas, y una mayor frecuencia de incendios. En cuanto al ciclo hídrico en general, el aumento de la temperatura puede alterar el régimen de corrientes y los niveles de agua en lagos, ríos y zonas pantanosas, intensificando y agravando las consecuencias de inundaciones y sequías, sobre todo cuando el deshielo se acelera. La expansión de las zonas calientes puede aumentar y ampliar la acción de poblaciones de mosquitos y de otros insectos, aumentando la incidencia de la malaria (que podría reaparecer en Europa), y de otras enfermedades transmitidas por estos vectores.
1.1.2. El adelgazamiento de la capa de ozono La capa de ozono, situada a una altura que oscila entre los 20 y los 55 km de la superficie de la Tierra, actúa como una especie de escudo protector que absorbe una parte de las radiaciones ultravioletas procedentes del Sol. Sin embargo, a comienzos de los años ochenta del siglo pasado, se detectaron los primeros indicios de que esta capa protectora se estaba deteriorando. En septiembre de 1987, un informe de la NASA mostraba que había aparecido un agujero en dicha capa, del tamaño de los Estados Unidos, en el que se había perdido el 97 por 100 del ozono original (Ministerio de Medio Ambiente, 1996). El motivo aparente de esta pérdida de la capa de ozono era el incremento en la concentración de cloro en la atmósfera, producto de las emisiones de clorofluorocarbonos (CFC). Las consecuencias de este adelgazamiento, debido a la producción, consumo y posterior liberación de sustancias agotadoras del ozono (SAO), son de todos conocidas: — Un aumento en las radiaciones ultravioletas (UV-B) que, verosímilmente, provocará incrementos de la incidencia y gravedad de diversos efectos nocivos sobre la salud humana, en concreto sobre los ojos, el sistema inmunológico y la piel. — El incremento en las radiaciones UV-B es probable que afecte, asimismo, al equilibrio de distintos ecosistemas, al incidir sobre la competencia de las plan-
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tas superiores, el grado en que éstas son consumidas por los insectos y la susceptibilidad de las plantas a los elementos patógenos. — Finalmente, la evidencia parece indicar que el adelgazamiento de la capa de ozono está relacionado con el proceso de cambio climático. Por un lado, debido a que la pérdida de ozono provoca un enfriamiento de la baja estratosfera. Por otro, porque el carbono es un elemento importante en la absorción de radiaciones UV. Este segundo problema ambiental, sin embargo, y a diferencia del anterior, parece mejor encarrilado, quizá por la existencia de sustitutivos coste-eficientes para los CFC, y la elevada concentración de su producción. La notable reducción de las emisiones de SAO, debida fundamentalmente al éxito del Protocolo de Montreal de 1987 (que desarrollaba el previo Convenio de Viena de 1985), puede suponer que la capa de ozono recupere su nivel de 1980 en el año 20503. Sin embargo, el hecho de que continúe la producción de algunos de estos productos en los países subdesarrollados (a pesar de las ayudas del Fondo Multilateral y del Fondo para el Medio Ambiente de Naciones Unidas dirigidas a facilitar su erradicación), unido al comercio ilegal de los mismos, así como al incremento en la producción de otros (halógenos) igualmente perjudiciales, hacen que no se pueda bajar todavía la guardia en este campo. En efecto, de acuerdo a las últimas estimaciones del PNUMA (Geo Yearbook, 2007), si bien el uso de CFC y HCFC ha seguido disminuyendo lentamente desde el año 2000, recientemente ha experimentado un pequeño incremento, debido fundamentalmente a su mayor consumo en Asia y la región del Pacífico.
1.1.3. La alteración del ciclo del nitrógeno El tercer problema mencionado en el informe del PNUMA es el relativo a la carga de nitrógeno: «Entre los investigadores se está difundiendo un consenso en el sentido de que la escala de ruptura en el ciclo del nitrógeno puede tener consecuencias mundiales comparables a las que causó la ruptura del ciclo del carbono» (página xxi). La humanidad está fertilizando abusivamente el planeta mediante una agricultura intensiva, la quema de combustibles fósiles y el cultivo de leguminosas: esto hace que cantidades excesivas de nitrógeno se depositen en los ecosistemas terrestre y acuático4. Las consecuencias principales de esta ruptura del ciclo son: — El aumento de la cantidad de nitrógeno y de fósforo ha sido la causa de un crecimiento exuberante de plantas y algas en los hábitats de agua dulce (ríos y lagos), así como en las zonas costeras. Este proceso de eutrofización, que se 3 Una vez abordado el problema de controlar y reducir la producción y utilización de los CFC, la atención internacional se ha dirigido hacia productos como el bromuro de metilo, utilizado como pesticida, sobre todo en cultivos bajo plástico (fresa, tomate, pimiento, etc.). La IX Conferencia de las Partes del Protocolo de Montreal aprobó su eliminación por parte de los países desarrollados en 2005, y por parte de los países subdesarrollados diez años más tarde. 4 La causa fundamental de este aumento antrópico de la cantidad de nitrógeno es la utilización de fertilizantes de nitrógeno inorgánico en la agricultura (60 por 100), teniendo en cuenta que las plantas sólo captan aproximadamente la mitad del nitrógeno que reciben, y que el resto se pierde: en la atmósfera, disuelto en las aguas de superficie o absorbido por las aguas subterráneas. El cultivo de leguminosas (soja, guisantes, alfalfa) representa aproximadamente el 25 por 100 del total del nitrógeno antrópico, y la quema de combustibles fósiles, el 12 por 100 (PNUMA, 2000, página 28).
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traduce en una falta de oxígeno para otras especies, termina por afectar negativamente la fitodiversidad. El empobrecimiento progresivo puede dar por resultado una disminución de los recursos pesqueros. La diversidad biológica de los ecosistemas marinos se ve seriamente amenazada por la aparición de estas llamadas marea marrón, o marea roja, de algas. La elevada concentración del nitrógeno altera asimismo la calidad del agua potable, exigiendo costosos sistemas de depuración o, en su ausencia, afectando negativamente a la salud de la población. El óxido de nitrógeno es un poderoso gas de efecto invernadero que refuerza el proceso de calentamiento global. En la atmósfera superior, este gas contribuye también al agotamiento de la capa de ozono. Por otro lado, sin embargo, como el nitrógeno es un factor que ayuda al crecimiento de las plantas, en dicha medida ayuda a fijar el carbono atmosférico, contribuyendo eventualmente a resolver, aunque sea de forma parcial, el problema del calentamiento global. Desde otro punto de vista, los oligogases de base nitrogenada emitidos durante la quema de combustibles fósiles (automóviles) constituyen un elemento fundamental de la contaminación atmosférica. Los óxidos de nitrógeno (NOx), conjuntamente con los de azufre (SOx), y el amoniaco (NH3), son los principales causantes de la lluvia ácida 5, cuyas consecuencias más nocivas se hacen sentir en las zonas húmedas, los bosques y las tierras cultivadas: merma o desaparición de poblaciones piscícolas, aumento de la acidez del suelo, disminución de la calidad de los nutrientes, etc. Asimismo, en combinación con ciertos hidrocarburos, y bajo el efecto de una fuerte insolación, dan lugar a agentes oxidantes como el ozono, y a la aparición de las nieblas fotoquímicas, muy nocivas para la salud y la productividad de los cultivos. Finalmente, algunos ecosistemas terrestres también se ven negativamente afectados por la presencia de cantidades excesivas de nitrógeno, debido a que concentraciones elevadas del mismo en el suelo aumentan la lixiviación de minerales como el potasio y el calcio, necesarios para el crecimiento de las plantas y como barrera contra la acidez. El aumento de la acidez lleva a una movilización de los iones de aluminio que puede dañar las raíces de los árboles y causar la muerte de los peces cuando el aluminio llega a las vías acuáticas.
Las perspectivas futuras con respecto a la evolución del problema no son muy halagüeñas. El crecimiento sostenido de la población previsible en el corto y medio plazo, y la presión que dicho aumento ejerce sobre la producción agrícola, probablemente se traduzcan en un incremento de la utilización de fertilizantes. Por otro lado, el auge del transporte de personas y mercancías que acompaña a los fenómenos de integración y especialización crecientes, también provocará un aumento de las emisiones de óxidos de nitrógeno, por lo que es difícil ser muy optimista en cuanto a la evolución de este problema en el futuro previsible, teniendo en cuenta que tampoco se han dado pasos sustanciales para abordar la solución de este problema de una forma multilateral y coordinada. 5 Se considera «lluvia ácida» aquella cuyo pH es inferior a 5,6. Existen zonas enteras de Europa y el este de los Estados Unidos con precipitaciones cuyo pH promedio es de 4,5 e incluso de 4: cuarenta veces más ácidas de lo que serían con una atmósfera no contaminada. En total, se considera que están afectados por este problema más de medio millón de km2 de bosques en el mundo (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, página 38).
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1.1.4. La pérdida de diversidad biológica6 Es costumbre definir la diversidad biológica como el «número, variedad y variabilidad de organismos vivos» presentes en un determinado ecosistema (Brown et al., 1995). También ha sido definida como «el stock natural de material genético existente en un ecosistema» (Swanson, 1997, página 7). En este sentido, pueden distinguirse tres tipos de diversidad biológica: — Diversidad genética. Hace referencia a la suma de información genética que existe en el interior de cada especie, de forma que incluso si una especie en peligro de extinción se salva de la misma, es probable que haya perdido gran parte de su propia diversidad genética interna. — Diversidad de especies. En un segundo escalón, más agregado, aparece la diversidad de especies, caracterizadas como conjuntos de individuos que se cruzan naturalmente entre sí, y no se cruzan con los de otras especies. No se conoce con certeza el número de especies, así definidas, existentes en el planeta, aunque las estimaciones oscilan entre 5 y 100 millones, de las que han sido descritas y clasificadas 1,7 millones. — Diversidad de ecosistemas. Hace referencia a la presencia de hábitats, comunidades bióticas y procesos ecológicos, y a la diversidad funcional, de comunidades y de paisaje del territorio. A ellas habría tal vez de añadirse la diversidad funcional, que reconoce la sinergia pero también la redundancia entre los servicios ecológicos que emanan de diferentes especies que conviven como parte de una misma biocenosis. La primera dificultad que presenta esta caracterización de la diversidad biológica hace referencia al problema de su medición, fundamental no sólo para conocer la magnitud del problema de su eventual pérdida, sino la eficacia y eficiencia comparativa de las medidas adoptadas para conservarla7. La preservación de la diversidad biológica es un objetivo social global, así recogido en el Convenio sobre Diversidad Biológica (producto también de la Cumbre de la Tierra de Río) debido, entre otras cosas, a los servicios positivos de toda índole que proporciona. A pesar de las dificultades que se encuentran en el empeño, poco a poco va lográndose establecer una relación estadísticamente significativa entre el número de especies de un ecosistema y su estabilidad, resiliencia y velocidad de recuperación (Tilman y Downing, 1994; Tilman et al., 1996; Naeem y Li, 1997). Por otro lado, también parece establecido que el tamaño de un ecosistema, así como su grado de aislamiento, influye sobre su riqueza en especies. En este sentido, la selvas tropicales hú6 Siguiendo las recomendaciones de Margalef, se ha preferido el término diversidad biológica al más utilizado de biodiversidad. 7 Con respecto a la medida de la diversidad biológica genética, se han utilizado tres indicadores:
— La diversidad de genotipos. — La diversidad de alelos. — La diversidad en la secuencia de pares de bases del ADN. La medición de la diversidad de especies de un ecosistema se suele hacer con base en una muestra del territorio, observando el número de especies presentes en el mismo y la distancia genética existente entre ellas. Finalmente, la diversidad de ecosistemas es la más complicada de medir, aunque probablemente sea la variable más operativa desde el punto de vista de la política ambiental. El lector interesado en los problemas que involucra la medición de la diversidad biológica encontrará de gran utilidad el texto de Marrugan (1988).
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medas, que cubren aproximadamente el 8 por 100 de la superficie del planeta, son los hábitats más ricos, albergando más del 90 por 100 de las especies mundiales. Al contrario de lo que ocurre en los trópicos, en las zonas templadas del planeta las zonas de transición entre ecosistemas tienden a ser las más ricas en especies. Una dificultad añadida en la problemática de la diversidad biológica es que se desconocen los umbrales críticos a partir de los que la capacidad del ecosistema para mantener su diversidad se pierde de manera exponencial y frecuentemente irreversible. En otras palabras, un ecosistema no intervenido puede asumir pérdidas marginales de su territorio sin que ello se traduzca en una modificación de su diversidad biológica. Si la pérdida de territorio continúa, comenzará a erosionarse levemente esta riqueza. La relación no es sin embargo lineal, de modo que, a partir de un cierto umbral, esta pérdida puede resultar abrupta y catastrófica. Por ello es frecuente la identificación de especies «llave», de cuya existencia depende la de muchas otras; de especies «paraguas»; de especies «carismáticas»; y de especies «vulnerables». No puede perderse de vista el hecho de que la incertidumbre anterior con respecto a la relación existente entre la superficie del ecosistema y su capacidad de preservar la diversidad biológica se halla agravada por el desconocimiento de la inmensa mayoría de las especies existentes, cuya pérdida misma pasa desapercibida. Las consecuencias de la pérdida de diversidad biológica, indeseable desde un punto de vista intrínseco, ya han sido mencionadas. Van desde la amenaza al equilibrio de los propios ecosistemas y su resistencia a las presiones, hasta el impacto que la misma tiene sobre las posibilidades de investigación de la agronomía, industria farmacéutica, etc. En definitiva: una pérdida de la capacidad de los ecosistemas para proporcionar productos y servicios esenciales. Los países subdesarrollados, muchos de los cuales se localizan en la zona tropical de América Latina, África y Asia tienen en su acervo de recursos naturales en general, y en su diversidad biológica, en particular, una oportunidad de lograr mayores niveles de crecimiento y desarrollo sostenible. Brasil y Colombia, por ejemplo, ocupan los dos primeros lugares, respectivamente, en diversidad biológica, medida como la cantidad de especies de fauna y flora. La gestión adecuada de este valioso activo, sin embargo, requiere del conocimiento científico de las condiciones físicas, climáticas, geográficas y socioeconómicas del territorio; hacer compatible el mismo con el desarrollo, requiere del análisis y la valoración económica de esta riqueza natural, y de las posibilidades de ofrecer servicios ambientales a los diferentes agentes económicos y sociales tanto en el ámbito doméstico como en el concierto internacional, tal y como se analizará en el Capítulo 12. La oferta de servicios ambientales de los países tropicales es uno de los temas centrales en las discusiones de política ambiental, toda vez que la venta de estos servicios, tanto a nivel nacional como internacional constituye una fuente importante de generación de empleo, riqueza, conocimientos y valorización del capital natural de las distintas naciones. Como en el caso anterior, es difícil ser optimista con respecto a la evolución del problema, debido a que las fuerzas que impulsan esta pérdida de diversidad biológica están ligadas a la pobreza, al crecimiento de la población y al propio crecimiento económico. Esto provoca la consiguiente expansión de la frontera agrícola, fragmentación de hábitats y desarrollo de técnicas de agricultura intensiva de mayor uniformidad genética, por un lado, y la creciente demanda de madera, tanto como combustible como materia prima, por otro. El Programa de Naciones Unidas para el Medio Ambiente señala asimismo que «la pérdida de diversidad biológica se debe a políticas y sistemas económicos que no valoran adecuadamente el ambiente y sus recursos, a sistemas jurídicos e institucionales que promueven una explotación insostenible, y a la desigual-
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dad en materia de propiedad y acceso a recursos naturales, incluidos los beneficios obtenidos de su utilización» (PNUMA, op. cit., página 40). Cabría añadir, para finalizar este epígrafe, que un problema estrechamente relacionado con la pérdida de diversidad biológica es el de la seguridad biológica, recogido en el Protocolo de Bioseguridad. En este contexto es en el que han aparecido las dificultades inherentes a los Organismos Vivos Modificados (OVM) y, en particular, a los productos transgénicos8.
1.1.5. La contaminación atmosférica Ya se han mencionado en los epígrafes anteriores algunos de los principales elementos causantes de la degradación atmosférica y sus efectos sobre distintos equilibrios ecológicos y ecosistemas: calentamiento atmosférico, adelgazamiento de la capa de ozono, etc. Junto a estos problemas globales, la actividad antrópica supone la emisión a la atmósfera de toda una serie de elementos que han deteriorado la calidad de ésta de forma más localizada, pero igualmente perniciosa. Es el caso de la contaminación generada por las emisiones de dióxido de azufre (SO2), óxidos de nitrógeno (NOx), monóxido de carbono (CO), ozono (O3), plomo y partículas en suspensión, entre otros. Las fuentes principales de emisión de estos contaminantes son la producción de energía (dióxido de azufre), las emisiones de los vehículos de motor (monóxido de carbono, óxidos de nitrógeno, plomo y partículas) y la producción industrial (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, página 37). En este apartado se pasa revista, brevemente, a la problemática generada por esta contaminación en los grandes núcleos urbanos, sobre todo del mundo subdesarrollado. Ésta reviste dos formas fundamentales: — En primer lugar, la contaminación exterior, «de puertas afuera», que afecta a la salud de millones de personas, sobre todo en los países subdesarrollados: más de mil millones de personas están expuestas a niveles de contaminación atmosférica que amenazan seriamente su salud. Los mayores problemas se deben a la exposición a las partículas en suspensión y al plomo. «Se calcula que aproximadamente 1.300 millones de personas vivían en la década de los ochenta, especialmente en los países en desarrollo, en ciudades con niveles de partículas en suspensión superiores a los valores-guía establecidos por la OMS, y más de 600 millones habitaban en áreas urbanas donde las concentraciones de dióxido de azufre excedían los límites establecidos como tolerables.» Las fuentes fundamentales de contaminación, en este caso, son las emisiones de los vehículos a motor, las calefacciones, la producción de energía eléctrica y la quema de residuos. Esta contaminación del aire en las ciudades del Tercer Mundo causa entre 300.000 y 700.000 muertes prematuras cada año, lo que equivale a entre un 2 y un 5 por 100 del total de muertes que se producen en estas zonas urbanas (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, páginas 39 y siguientes). — En segundo lugar, menos conocido pero igualmente grave, se encuentra el problema de la contaminación «de puertas adentro», en el interior de la propia vivienda. El origen de la misma suele ser la utilización de biomasa como combus8
La Conferencia Extraordinaria de las Partes del Protocolo de Bioseguridad celebrada en Cartagena (1999) fue incapaz de alcanzar un acuerdo sobre el comercio de estos productos, principio de acuerdo que finalmente se alcanzaría en la Conferencia de Montreal (2000).
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tible para cocinar y calentar la casa. «Para cientos de millones de entre los ciudadanos más pobres del mundo, el humo generado por la combustión de biomasa utilizada como combustible (leña, paja o excrementos animales) en el interior de la vivienda supone un riesgo para la salud muy superior al de la contaminación fuera de la casa. Son las mujeres y los niños los más expuestos a esta forma de contaminación, y sus efectos sobre la salud son a menudo equivalentes a los que ocasionaría el fumarse varios paquetes de cigarrillos al día» (World Bank, 1992, página 5). «La contaminación del aire en el interior de las viviendas, producto de la combustión de la madera, carbón vegetal y estiércol, pone en peligro la salud de 400 a 700 millones de personas» (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, página 27). En el mundo desarrollado el fenómeno revierte una menor importancia, y viene generado normalmente por la presencia del gas radón, el tabaco, las pinturas de paredes y muebles, y la utilización de ambientadores, pesticidas y repelentes que desprenden compuestos orgánicos volátiles (COV). La evolución en este caso presenta una notable asimetría. La situación de la calidad del aire, salvo las excepciones ya apuntadas, tiende a mejorar en los países desarrollados: las concentraciones de SO2 en áreas urbanas han descendido entre un 30 y un 75 por 100; las de plomo, un 85 por 100 en los Estados Unidos, y un 50 por 100 en las grandes ciudades europeas; las de partículas en suspensión se han reducido prácticamente a la mitad. Por el contrario, han aumentado las emisiones de óxidos de nitrógeno y compuestos orgánicos volátiles, debido al incremento del tráfico rodado (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, página 42). En el otro extremo, la situación empeora rápidamente en los países subdesarrollados. Dada la diferencia de nivel entre unos y otros, y las pautas del crecimiento demográfico y la pobreza, tampoco existen aquí muchos motivos para el optimismo.
1.1.6. La contaminación hídrica y el acceso al agua potable El agua dulce, esencial para el mantenimiento de la vida, puede convertirse en el principal problema mundial en el corto o medio plazo, a pesar de que las disponibilidades del recurso (9.000 km3 anuales) serían suficientes para abastecer a 20.000 millones de personas. Por un lado, porque el agua no está uniformemente repartida en el planeta, por lo que 26 países se consideran deficitarios y otros 18 se encuentran en situación precaria. Por otro, porque la contaminación del recurso, sea superficial, sea subterráneo, continental o costero, no deja de aumentar. Algunas de las fuentes de contaminación hídrica han sido mencionadas en los epígrafes anteriores, destacando la utilización de fertilizantes nitrogenados en la agricultura y la lluvia ácida. A ellos han de añadirse las cargas contaminantes provenientes de la industria (metales pesados, compuestos orgánicos persistentes); las originadas en los grandes núcleos urbanos (aguas residuales sin tratamiento); y la intrusión marina en acuíferos sobreexplotados. Todo ello genera consecuencias muy negativas de varios tipos: — En primer lugar, sobre la salud de la población. De acuerdo a las estimaciones del PNUMA (Geo Yearbook, 2007), si bien es cierto que en 2004, el 83 por 100 de la población mundial tenía acceso a agua potable, y el 59 por 100 a saneamiento básico, esto todavía excluye a más de mil millones de personas, en el primer caso, y a más de dos mil seiscientos millones en el segundo. A la pobla-
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ción que carece de un acceso adecuado al agua potable, se añade aquella que ve deteriorarse la calidad del agua que utilizan para beber, cocinar, lavarse o bañarse, hasta niveles incompatibles con el mantenimiento de la salud. «En el mundo se estima que las aguas contaminadas influyen en la salud de aproximadamente 1.200 millones de personas y contribuyen al fallecimiento de 15 millones de infantes cada año». No es por tanto de extrañar que el PNUD haya dedicado su Informe sobre Desarrollo Humano 2006 al tema del agua: «más allá de la escasez: poder, pobreza y la crisis mundial del agua». Añádase a lo anterior el incremento de la morbilidad generado por el consumo de productos (vegetales, pescados, moluscos) tratados con o capturados en aguas contaminadas. — En segundo lugar, sobre la salud de los ecosistemas. Ya se ha mencionado con anterioridad el impacto de los procesos de eutrofización y de aparición de mareas rojas o mareas marrones sobre la estabilidad y preservación de la diversidad biológica en ecosistemas hídricos interiores y costeros. — En tercer lugar, la contaminación del agua afecta negativamente a la riqueza piscícola de ríos, lagos, mares interiores y franja costera. En los países desarrollados, la contaminación de ríos y mares con aguas residuales urbanas y agrícolas, junto con la explotación forestal, se traduce en un aporte de nutrientes a la franja costera que termina por asfixiar a muchos ecosistemas. — Finalmente, la sobreexplotación de los acuíferos, de los que depende un tercio de la población mundial para su abastecimiento, ha llevado a que la tabla freática haya descendido, en ocasiones, decenas de metros, lo que puede provocar un hundimiento del terreno (con el consiguiente daño a bienes inmuebles, infraestructuras y explotaciones agrícolas de todo tipo). Adicionalmente, la sobreexplotación de los acuíferos refuerza el proceso de intrusión de agua salada, desplazando hacia el interior la interfaz salina mar-agua subterránea, que no sólo contamina el agua de pozos para el consumo humano, sino que degrada la calidad de las tierras agrícolas costeras, hasta llevar a su pérdida total. La evolución de la presión sobre el uso del recurso hídrico dependerá, en primer lugar, del papel de la agricultura de regadío para hacer frente al incremento en la demanda mundial de alimentos que acompañará, previsiblemente, al aumento de la población: la agricultura es el sector que consume la mayor parte de los recursos hídricos mundiales, entre un 65 y un 70 por 100, habiendo crecido en un 500 por 100 la superficie puesta en regadío a lo largo del siglo XX. En segundo lugar, dependerá asimismo de la demanda industrial de agua en los países subdesarrollados, donde las previsiones apuntan hacia aumentos espectaculares: la industria es el segundo sector consumidor de agua, con un 23 por 100 promedio en el mundo. Por último, dependerá también de una eventual generalización a sociedades emergentes de los patrones de consumo del mundo occidental desarrollado: a pesar de que el consumo doméstico absorbe únicamente el 8 por 100 del recurso, las diferencias existentes entre los distintos países en cuanto a su consumo son espectaculares, y una generalización de los primeros podría suponer cambios sustanciales. No es de extrañar por tanto que, a la vista del crecimiento de la población, así como de su demanda unitaria de agua, un número creciente de países y regiones se encuentren actualmente en una situación de estrés hídrico9. 9 El consumo de agua promedio anual per cápita de los Estados Unidos era de 1.868 m3 a finales de los años ochenta del siglo pasado. En el continente africano, era de 245 (Ministerio de Medio Ambiente, 1996).
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1.1.7. La contaminación y pérdida del suelo: erosión, deforestación y desertificación10 «En las últimas décadas, la intensificación de la producción agrícola, la deforestación y el incremento de los niveles de contaminación de origen industrial han supuesto la pérdida de la función y estructura de los suelos en un gran número de áreas del planeta» (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, página 59). Los bosques tropicales, fuente principal de subsistencia para unos 140 millones de personas, desaparecen a razón de un 0,9 por 100 anual, unos 16 millones de hectáreas, al año11. De acuerdo a los informes más recientes de la FAO, recogidos por el PNUMA, América Latina y el Caribe, que disponen de abundantes recursos forestales (un 47 por 100 de sus tierras, lo que representa el 22 por 100 de la superficie forestal mundial) son, junto con África las regiones que experimentan mayores pérdidas. Entre 1900 y 2005 la región de América Latina y el Caribe perdió alrededor de 64 millones de hectáreas de superficie forestal: el crecimiento de un 11 por 100 en el Caribe, fue más que compensado por la pérdida de un 19 por 100 en América Central, y un 7 por 100 en América del Sur. Aunque la región dispone de una biodiversidad forestal sumamente rica (no menos de diez países poseen al menos 1.000 especies de árboles), figura «en primer lugar en el mundo en cuanto al número de especies de árboles consideradas en peligro o vulnerables a la extinción», agrega el informe. Los incendios son una de las causas fundamentales de esta pérdida de bosque tropical. La mayoría de ellos están causados por la quema intencionada de árboles para la conversión del terreno en cultivos o pastizales, pero es muy probable que el cambio climático, con la mayor gravedad de las sequías que acarrea, haya aumentado, asimismo, la incidencia de los incendios naturales. Estos incendios no sólo generan una pérdida irreparable de diversidad biológica, sino que son los responsables, junto con la quema de biomasa y desechos agrícolas, de aproximadamente la mitad de las emisiones a la atmósfera de dióxido de carbono. Asimismo, la contaminación ácida que generan estas emisiones supone un riesgo muy elevado para la salud de las poblaciones afectadas12. La pérdida de estas masas boscosas (el 80 por 100 de los bosques que cubrían la Tierra ha sido degradado de una u otra forma), junto con prácticas agrícolas equivocadas, el sobrepastoreo y la urbanización, agrava los fenómenos de erosión y desertificación que amenazan a las tierras secas, áridas y semiáridas del planeta. Cada año se pierden 25.000 millones de toneladas de capa superficial de materia orgánica, con el consiguiente empobrecimiento del suelo, fenómeno que, afectando a unos 3.000 millones de hectáreas anuales, se calcula que genera unas pérdidas de más de 360 mil millones de euros en el mismo lapso de tiempo. Estas tierras cubren el 40 por 100 de la superficie terrestre, y su degradación amenaza directamente la supervivencia de 250 millones de personas, e, indirectamente, la de más de mil millones, que encuentran en ellas su sustento. Las zonas 10 Se suele entender por desertificación, neologismo que no aparece en el Diccionario de la Lengua española, el proceso físico-geológico de transformación del suelo en desierto, mientras que desertización se reserva para el proceso de abandono de la población en un territorio dado. 11 Por el contrario, la superficie boscosa de los países de la OCDE, que representa el 25 por 100 de la superficie boscosa mundial, ha permanecido estable o ha aumentado en las últimas décadas. El problema en este caso radica en el hecho de que, al haber sido la superficie original sustituida por plantaciones forestales, se ha generado una pérdida de diversidad biológica y una menor resistencia a plagas y enfermedades. 12 «La estimación de la precipitación ácida provocada por los incendios en Asia Sudoriental [en 1997] sugiere que 20 millones de personas corrieron el peligro de sufrir problemas respiratorios. El costo estimado para la salud de la población (...) fue de 1.400 millones de dólares, en su mayoría como consecuencia de problemas de salud a corto plazo» (PNUMA, 2000, página 34).
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amenazadas (las sabanas de África, las grandes llanuras y pampas de América, las estepas de Europa Sudoriental y Asia, los territorios despoblados de Australia y las márgenes del Mediterráneo: en total, 110 países), son particularmente susceptibles a la erosión hídrica (provocada por lluvias infrecuentes y torrenciales) y eólica13. Finalmente, a los fenómenos anteriores se suma la degradación de las tierras debida a una deficiente gestión agrícola y de los recursos hídricos, al uso excesivo de fertilizantes y plaguicidas, al vertido incontrolado de desechos, y a la propia contaminación atmosférica. La erosión de los suelos es un problema que afecta de manera muy directa a los países subdesarrollados. En ellos, a las causas naturales de la erosión se suman los problemas asociados al uso irracional del suelo, originado, a su vez, por las condiciones de pobreza y desigualdad prevalecientes en las zonas rurales, tal y como se analizará en el Capítulo 11. La concentración de la propiedad rural y la práctica de la ganadería extensiva han generado un proceso desmedido de deforestación con sus impactos negativos en la regulación de caudales, en la pérdida de nutrientes del suelo y en la reducción significativa de hábitat para la diversidad biológica. El caso de Colombia ilustra muy bien esta situación. Según cifras del Ministerio del Ambiente, las condiciones agroecológicas de los suelos muestran que de los 114 millones de hectáreas del territorio nacional, sólo 15 millones son aptos para la ganadería. Sin embargo, en la actualidad, este tipo de uso del suelo ocupa 40 millones de hectáreas. Las Naciones Unidas aprobaron en 1994 un Convenio para la Lucha contra la Desertización, que introduce un enfoque regional al problema (el Anexo I cubre África; el II, Asia; el III, América Latina y el Caribe; y el IV, el Mediterráneo Norte). Es un primer paso, en la dirección correcta, pero que requiere de un desarrollo posterior muy intenso, que apenas se está produciendo.
1.1.8. Generación de residuos En los párrafos anteriores se han mencionado distintos ejemplos de la agresión ambiental que supone el vertido de distintos tipos de residuos a la atmósfera, al medio hídrico y al suelo. El inventario, sin embargo, es algo más amplio. Tres tipos de residuos singulares, además de los mencionados, son objeto de particular atención: — En primer lugar, los metales pesados: plomo, mercurio, etc. Su impacto negativo sobre la salud de las personas, y su persistencia, son cada vez mejor conocidos, así como su paso por la cadena trófica, lo que hace que se hayan adoptado medidas para su control en cada vez mayor número de países. — En segundo lugar, los Contaminantes Orgánicos Persistentes (COP), las dioxinas y los furanos14. Este segundo grupo de contaminantes genera una preocupa13 De acuerdo a los datos de la FAO, el 70 por 100 de los pastizales, el 40 por 100 de las tierras agrícolas de secano y el 30 por 100 de las de regadío se encuentran amenazadas por la desertificación. En el continente africano la situación es particularmente grave, ya que el 65 por 100 de las tierras agrícolas se encuentra afectado por este fenómeno. En España, que contiene la mitad de la superficie europea afectada por el problema, el 18 por 100 del territorio se encuentra sometido a una amenaza extrema, y el 43 por 100 a un nivel positivo de degradación. 14 La lista completa incluye 12 productos: aldrín, clordano, DDT, dieldrín, dioxinas, endrín, furanos, heptacloro, hexaclorobenceno, mirex, policlorobifeniles (PCB) y toxafenos. La conferencia paneuropea de Aarhus (1998), en la que participaron 52 países, aprobó un Protocolo para la eliminación de 10 de ellos: se excluía de la prohibición el DDT, siempre y cuando su utilización se encaminara a combatir los vectores de transmisión de enfermedades, y no existiera sustitutivo ambientalmente menos perjudicial.
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ción creciente al irse descubriendo cada vez mayores impactos negativos, y muy graves, de su presencia sobre la salud de las personas. — En tercer lugar, los residuos radiactivos, procedentes fundamentalmente de las centrales nucleares de producción de energía eléctrica. La gestión adecuada de estos residuos de alta actividad, a la vista de sus potenciales impactos negativos sobre la salud de las personas y ecosistemas, y su larguísima vida (miles de años), es un problema no resuelto todavía en la actualidad, y que probablemente se agravará en el futuro inmediato como consecuencia del cierre y desmantelamiento de las centrales nucleares que se van quedando obsoletas (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, página 124). La preocupación sobre la salud del planeta está llevando a que cada vez se investigue con mayor detenimiento el impacto de un creciente número de productos y desechos sobre el equilibrio del ecosistema. Por un lado, esto es algo positivo, además de justificado, ya que permitirá evitar algunos de los errores cometidos en el pasado. Por otro, y dada la persistencia en el sistema de muchos de estos productos nocivos, hoy todavía desconocidos o insuficientemente analizados, es de suponer que la situación que irá apareciendo en el próximo futuro no será demasiado brillante. Al margen de los casos apuntados, tampoco se puede perder de vista la problemática que genera la producción de residuos en sí misma, con independencia de su carácter tóxico o peligroso. La creciente generación de basuras, en efecto, supone la necesidad de un tratamiento adecuado de las mismas que requiere de unos recursos, terrenos, energía, etc., crecientes: más del 60 por 100 de los residuos urbanos generados en Europa Occidental y los Estados Unidos son depositados en vertederos, mientras que el 50 por 100 de los residuos municipales de países como Japón, Suecia y Suiza son incinerados. Muchos de estos residuos depositados en vertederos, aun cuando no sean tóxicos o peligrosos, terminan contaminando el aire, el suelo y los acuíferos por lixiviación: es el caso de los compuestos nitrogenados, clorados y orgánicos, los gases generados por la biodegradación, la eutrofización del medio hídrico ya mencionada, etc. Cuando se opta por la incineración, y ésta no se lleva a cabo en condiciones adecuadas, además de la producción de cenizas y escorias se emiten a la atmósfera furanos y dioxinas áltamente tóxicos. Por último, es necesario mencionar la relevancia que reviste, en este contexto, el comercio internacional de residuos y, más concretamente, su exportación por parte de los países adelantados a los países subdesarrollados. «Según estimaciones de la OCDE, a finales de la década de los ochenta se exportaron anualmente un millón de toneladas de residuos peligrosos para su eliminación en el mar, de 250.000 a 450.000 para reciclado y 700.000 para su eliminación en un país distinto al de origen. En el contexto europeo de la OCDE, más de dos millones de toneladas de residuos peligrosos atraviesan anualmente las fronteras de los países europeos de la OCDE» (en dirección OesteEste). Junto a un comercio legal de residuos existe, sin embargo, un tráfico ilegal, sobre todo de los considerados tóxicos y peligrosos, que pone en peligro la salud, el medio ambiente y el desarrollo de los países subdesarrollados, que los reciben sin las medidas de control ni la tecnología adecuadas (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, páginas 126 y siguientes). Estos abusos han llevado a que, como se analizará con más detalle en el Capítulo 12, este comercio esté fuertemente restringido a partir del Convenio de Basilea (1989).
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
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1.1.9. La contaminación de los mares y la sobreexplotación de los recursos pesqueros Los océanos constituyen los mayores ecosistemas de la Tierra, albergando tanta diversidad biológica como los terrestres. La degradación en ambos casos, sin embargo, corre paralela. El litoral costero se halla negativamente afectado por las descargas de la población ribereña y de las explotaciones agrícolas, problema que se agrava por la concentración creciente de población en la franja costera: si actualmente la mitad de la población del mundo vive en una banda de 100 km de anchura con respecto a la línea de la costa, esta proporción podría alcanzar a las tres cuartas partes de la humanidad para el año 2020. Estas concentraciones urbanas, conjuntamente con los aportes de los ríos, se traducen en que los mares y océanos reciben todos los años más de 20.000 millones de toneladas de materiales disueltos y en suspensión, de los que el 75 por 100 son de origen terrestre. Por otro lado, y en sentido contrario, la construcción de presas y embalses en el curso de los ríos interrumpe sustancialmente el aporte de sedimentos naturales. La degradación de los arrecifes de coral, manglares, estuarios y tierras pantanosas es una buena muestra de ello: la mitad de las marismas y de los manglares del mundo ha desaparecido; un 10 por 100 de los arrecifes de coral han sufrido un proceso de agresión tal que ya son irrecuperables, mientras que un 60 por 100 adicional corre el riesgo de desaparecer en los próximos 25-30 años (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, página 52). El resultado es la pérdida de unas zonas de transición particularmente ricas y protectoras, y una mayor vulnerabilidad frente a las tormentas y la erosión. Por último, la pesca excesiva, por un lado, y el desarrollo anárquico y no planificado de la acuicultura, por otro, completan un panorama de degradación creciente de los ecosistemas costeros. La situación se agrava en aquellos sistemas cerrados con menores posibilidades de regeneración: los lagos y mares interiores se encuentran prácticamente muertos o muy contaminados, de resultas de los impactos mencionados, así como de la influencia de la contaminación atmosférica y de los derrames de crudo provocados por los accidentes marítimos (derrames que, sin embargo, han mostrado una tendencia a la disminución en los últimos años). El cambio climático, al elevar la temperatura de la superficie del mar, no sólo pone en peligro la supervivencia de distintas poblaciones costeras, sino que puede interrumpir la cadena trófica al reducir la productividad del fitoplancton, efecto reforzado por la acidez de las precipitaciones atmosféricas y la mayor presencia de las radiaciones ultravioletas. Finalmente, cabe señalar que el crecimiento de la capacidad de captura de las distintas flotas mundiales ha sido muy superior al de la biomasa pesquera. El crecimiento de las capturas no ha sido tan espectacular, pero ha hecho que aproximadamente el 60 por 100 de las pesquerías oceánicas mundiales hayan sobrepasado el punto en el que comienzan los rendimientos decrecientes, o estén a punto de hacerlo: de hecho, las capturas totales de peces moluscos y crustáceos permanece estable en el rango de 80-87 millones de toneladas desde 1994, siendo de 86 millones en el año 2005 (PNUMA, Geo Yearbook, 2007)15. Esta degrada15 El crecimiento anual de las capturas de pesca fue del 6-7 por 100 entre 1950 y 1970, pasando de 20 millones de toneladas en 1950, a 65 en 1969. A partir de 1970 este ritmo de crecimiento se desacelera hasta caer al 1 por 100 anual, como consecuencia del progresivo agotamiento de los caladeros, estancándose en 80 millones de toneladas anuales, muy cerca ya de los cien millones establecidos por la comunidad científica como techo a las capturas mundiales, si los bancos de pesca se gestionaran adecuadamente. No es ése todavía el caso: 13 de las 15 zonas de pesca más importantes del mundo han visto disminuir en los últimos años las capturas (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, página 56).
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ción afecta a la fuente del 16 por 100 del consumo mundial de proteínas de la dieta humana, de la que dependen al menos 1.000 millones de personas, sobre todo en Asia, las regiones costeras de África y las naciones insulares (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, página 57).
1.1.10. Contaminación acústica Introducimos el fenómeno del ruido en este último epígrafe, no por su importancia en sí, sino como una muestra de que la situación con respecto a lo que se considera contaminación es dinámica y cambiante. Hace algunos años la preocupación social por este fenómeno era más bien escasa. Quizá dentro de algún tiempo su puesto como ejemplo lo ocupe la contaminación luminosa. La elevación de los niveles de vida, así como un mayor conocimiento de los impactos que sobre la salud y el bienestar de las personas produce la presencia del ruido, han hecho en efecto que la contaminación acústica se haya incorporado al catálogo de las agresiones ambientales. Este retraso en la incorporación de la contaminación acústica a las preocupaciones ambientales se traduce en que todavía sean pocos los pasos dados en la dirección de conocer, cuantificar y corregir la incidencia del fenómeno. Así, por ejemplo, la Unión Europea, en cuyo territorio el 17 por 100 de la población está sometida a un nivel de ruido superior a 65 dB(A), que es el límite aprobado por la Organización Mundial de la Salud, aprobó en julio de 2000 una propuesta de directiva que contemplaba la obligatoriedad de elaborar una serie de mapas de ruido para todas aquellas aglomeraciones urbanas de más de 250.000 habitantes, vías de circulación con más de 6 millones de movimientos anuales, vías férreas con más de 60.000, y aeropuertos con más de 50.000 movimientos. Obsérvese que se trata apenas de un primer paso necesario para comenzar a conocer la incidencia del fenómeno. En resumen, las ciencias de la naturaleza son las encargadas de proporcionar la información necesaria sobre las características de los problemas ambientales, su dinámica e implicaciones, así como sobre las relaciones existentes entre ellos. El análisis económico, sin perder de vista la importancia de esta información de partida, y haciendo hincapié en la necesidad de desviar una serie de recursos financieros y humanos para potenciar la misma (a la vista de su elevada rentabilidad social), va a introducir una perspectiva nueva en el estudio de la problemática ambiental, en un doble sentido. Por un lado, va a tratar de establecer los posibles vínculos existentes entre los procesos de cambio ambiental y la actividad económica. Por otro, intentará introducir modificaciones en esta última que tengan un impacto positivo sobre los primeros. En este contexto, va a contemplar una nueva taxonomía en la problemática ambiental, de acuerdo con este doble propósito. Así, convendrá, a efectos del análisis económico, introducir una serie de clasificaciones adicionales con respecto a los problemas ambientales apuntados.
1.2. CLASIFICACIÓN DE LOS PROBLEMAS AMBIENTALES Los problemas ambientales pueden ser clasificados con arreglo a multitud de criterios. Desde el punto de vista de su gestión, sin embargo, algunos de ellos son particularmente relevantes. En primer lugar, el que hace referencia a la cobertura geográfica de sus efectos y, como consecuencia, al tipo de agente llamado a resolverlos:
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
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1.2.1. Problemas globales, problemas regionales y problemas locales En efecto, los problemas ambientales podrían ser clasificados, en función de su ámbito de incidencia, en las siguientes categorías: — Problemas globales. Son fundamentalmente cuatro de los mencionados más arriba: el calentamiento global, la pérdida de la capa de ozono, la pérdida de diversidad biológica, y el agotamiento y contaminación de los recursos de los mares extracontinentales. Como tal, son problemas que afectan, en mayor o menor medida, al bienestar de toda la humanidad, por lo que su solución cae parcialmente en el marco de análisis de los bienes públicos, que se tratarán con mayor detenimiento en el Capítulo 2. Todos los países del mundo están pues interesados en su solución, aunque no todos con la misma intensidad. Por otro lado, también son numerosos los países en los que se asientan las actividades que dan lugar a la aparición de estos problemas, y con los que habría que contar para alcanzar una eventual solución de los mismos. La dificultad principal que aparece en este contexto, como se analizará con más detalle en el Capítulo 12, estriba en que, si bien un gran número de países del mundo es responsable de la aparición de estos problemas, y prácticamente todos sufrirán las eventuales consecuencias de no solucionarlos, ni la responsabilidad actual e histórica en la génesis de los mismos es comparable, ni las consecuencias de su no solución afectarán a todos por igual. Conviene añadir, a lo anterior, el hecho de que no existe una autoridad supranacional, con poder coactivo suficiente, que pudiera imponer, tras el acuerdo correspondiente, un comportamiento determinado. El resultado es que el analista se ve obligado a plantear el problema en un marco teórico caracterizado por la presencia de distintos interlocutores, independientes, aunque con distinta fuerza, que han de negociar su adscripción voluntaria a una solución de compromiso: su inclusión en un acuerdo que les compromete en una determinada dirección. Como es natural, la dificultad principal estriba en la necesidad de diseñar de tal forma el marco de acuerdo que los eventuales participantes resulten convencidos de que tienen más que ganar dentro del mismo que fuera. Esta es la gran dificultad que han tenido, y tienen que resolver, los acuerdos internacionales que, como se ha visto en los epígrafes precedentes, se han ido configurando alrededor de los principales problemas ambientales globales a los que se enfrenta la humanidad. — Problemas trasnacionales. En este caso se encuentran algunos problemas ambientales que afectan a más de un país, pero no a todo el conjunto de países. Son, por ejemplo, algunos problemas de contaminación atmosférica (lluvia ácida), o hídrica (degradación de ríos, lagos o mares que bañan distintos Estados). A veces se denominan también regionales, haciendo referencia al hecho de que se manifiestan en una región del planeta que engloba a varios países: la deforestación de algunas áreas selváticas, por ejemplo. En este segundo caso, a pesar de que tampoco suele existir una autoridad supranacional que pueda forzar la adopción de un determinado tipo de comportamiento, la presencia de un número menor de agentes involucrados en la búsqueda de solución, así como el hecho de existir entre ellos una multitud de lazos previos, debido a su cercanía, facilita en mayor medida la búsqueda de una solución cooperativa.
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— Problemas nacionales, que circunscriben tanto el ámbito de sus efectos como el origen de su nacimiento a las fronteras de un Estado. Podrían incluirse en este mismo grupo aquellos problemas específicos de áreas administrativas autónomas de menor entidad territorial que la del Estado (regiones, departamentos, comunidades autónomas). En este tercer caso, lo normal es que exista una autoridad con capacidad de coerción sobre los agentes causantes del problema. No quiere ello decir que éste se encuentre ya resuelto, pero sí que su eventual solución se plantea en un marco distinto: será necesario que la autoridad conozca de la existencia del problema y de sus principales características (sobre todo con respecto a las actividades económicas que se encuentran en su origen), así como que cuente con la voluntad política y el poder social suficiente para resolverlo. Sin embargo, una vez definida la solución, el problema que se plantea aparecerá en términos de las inversiones necesarias para hacer cumplir las directrices emanadas del organismo competente a agentes sometidos a su autoridad. — Problemas locales. Finalmente, aparece el grupo de problemas ambientales cuyo nivel de dispersión geográfica es muy limitado, y concentran por tanto sus efectos en un espacio muy reducido. Es el caso, por ejemplo, de la mayoría de las expresiones de la contaminación acústica y lumínica, de algunas manifestaciones de contaminación atmosférica e hídrica, así como de suelos. Al igual que en el caso anterior, la autoridad ambiental correspondiente (ayuntamiento, comunidad autónoma) se enfrentará al problema de diseñar el conjunto de medidas de política ambiental sectorial más eficiente (regulación, permisos, tasas, etc.) y tomar las previsiones necesarias para controlar el comportamiento de los agentes afectados y hacer cumplir lo estipulado bajo la amenaza de las sanciones correspondientes. Como toda clasificación, ésta tiene algo de arbitraria y, en ocasiones, no resultará fácil encuadrar un determinado problema en una de las categorías anteriores. En ocaciones, asimismo, un impacto determinado (emisiones de CO2 ) generará problemas globales (calentamiento atmosférico) nacionales y locales (contaminación atmosférica urbana). El punto más relevante de la misma, sin embargo, y el que invita a hacer el esfuerzo, es que proporciona una primera información sobre un aspecto esencial para la resolución del problema ambiental: el marco institucional en el que han de operar los interesados en resolverlo, y los causantes del mismo. En los problemas globales, por ejemplo, los actores no son muchos (los distintos países del mundo), pero sus intereses son a menudo contrapuestos, la percepción sobre las responsabilidades respectivas es divergente, y el marco institucional prácticamente inexistente. La solución de los mismos pasa precisamente por la construcción de este marco en el que tenga cabida un catálogo detallado de derechos y deberes, y un mecanismo real de imposición del mismo: un tratado, por ejemplo, con fuerza legal, y las Agencias pertinentes, que puedan definir, vigilar, controlar y sancionar el comportamiento de los distintos países firmantes. En el caso de los problemas trasnacionales, el problema se simplifica notablemente, ya que no sólo es más frecuente encontrar un marco institucional específico que regule las relaciones entre los países afectados, sino que, en su ausencia, es más fácil construirlo, dado el menor número de participantes y la existencia de una multitud de intereses recíprocos ya consolidados. Finalmente, los problemas nacionales y locales, aunque muchas veces de difícil solución a la vista de los intereses contrapuestos de las partes enfrentadas, pueden plantearse en un marco legal definido, y con una autoridad reconocida que posee, en principio, un poder de coerción sobre las partes implicadas:
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
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no cabe duda de que, bajo este prisma, la solución al problema se hace sustancialmente más sencilla. Esta primera caracterización de los problemas ambientales, por tanto, facilita al analista la comprensión del marco institucional en el que ha de moverse y de las restricciones que el mismo impone, y con las que ha de contar a la hora de buscar un compromiso que altere el comportamiento de los agentes implicados.
1.2.2. Las fuentes del problema La degradación ambiental de carácter antrópico se origina, generalmente, porque una serie de agentes económicos (personas, empresas, instituciones públicas) se comportan de tal forma que, al resolver determinados problemas particulares, generan como consecuencia un deterioro ambiental. Como se señalaba en el epígrafe anterior, es probable que la solución del problema pase por diseñar una serie de medidas, de toda índole, dirigidas a modificar este comportamiento. Por esto es por lo que interesará conocer algunas características de los agentes que generan el deterioro, y de la actividad en concreto que se encuentra detrás del mismo: de las fuentes de la degradación ambiental, en definitiva, relevantes para el diseño de la mejor política de solución del problema. La Tabla 1.1 muestra una doble clasificación que encuadraría, por ejemplo, las fuentes responsables de un problema ambiental, resaltando algunas características pertinentes para diseñar una política de solución del mismo. En ella se ilustra esta doble clasificación para un hipotético caso de contaminación atmosférica en un área urbana. Como puede comprobarse, cuatro son las causas identificadas que originan el problema, aunque sus características difieren en aspectos fundamentales para el decisor. Así, por ejemplo, las escasas fuentes fijas serán más fáciles de controlar que las múltiples fuentes móviles que entran y salen del área urbana. A medio camino entre ellas, las fuentes fijas pero muy numerosas pueden suponer un gasto de identificación y vigilancia elevado, algo que probablemente también ocurrirá con las fuentes esporádicas y móviles. Como el lector tendrá ocasión de comprobar en el Capítulo 9, las medidas más adecuadas para abordar los distintos problemas de contaminación ambiental dependen en gran medida de dónde se inserte el problema en cuestión, en esta tipología.
1.2.3. Grado de persistencia En tercer lugar, conviene distinguir aquellas agresiones al medio ambiente que tienen un carácter permanente, o muy duradero, como las emisiones de ciertos gases-traza cuya permanencia en la atmósfera se mide por décadas, de aquellas otras que tienen Tabla 1.1. Fuentes
Fijas
Móviles
Numerosas
Calefacciones
Automóviles
Pocas
Centrales térmicas
Quema incontrolada de materia orgánica
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
una duración muy limitada o desaparecen prácticamente al instante, como algunos casos de contaminación acústica16. Algunos autores distinguen, en este mismo sentido, entre contaminantes flujo, que son asimilados rápidamente por el medio; y los contaminantes fondo, que tienden a permanecer largo tiempo en él, sin ser eliminados o transformados en sustancias menos nocivas (Kolstad, 2000, página 164). Especial relieve adquieren aquellos tipos de degradación ambiental que generan consecuencias irreversibles, como es el caso de la pérdida de diversidad biológica.
1.2.4. Concentración geográfica Finalmente, el analista estará interesado en saber si una determinada fuente de contaminación produce una emisión que se dispersa en el medio de manera uniforme, o tiende a concentrarse en un determinado ámbito geográfico. La diferencia radica en que, en el segundo caso, habrá de contemplarse no sólo la necesidad de reducir las emisiones contaminantes, sino que será necesario establecer también el dónde, lo que hará más complejo el diseño de las medidas adecuadas. Por ejemplo, ante el fenómeno del cambio climático, las emisiones de CO2 agravan el problema con independencia de cuál sea su origen geográfico, así como una reducción de las mismas, sea donde sea, ayuda a resolverlo. Por el contrario, el vertido de aguas residuales en el cauce de un río puede no generar ningún problema en determinados tramos del mismo, o en ciertas épocas del año, dada su capacidad de absorción y regeneración natural, pero puede resultar desastroso en otro momento, o en un tramo distinto. En este segundo caso, sería difícil arbitrar medidas de aplicación general, sin incurrir en ineficiencias patentes.
1.3.
LA EVOLUCIÓN DE LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
En el campo del análisis económico se ha insistido con frecuencia en que tan importante como el valor de una variable, absoluto y relativo, es su tendencia: tan importante, si no más, que saber si el nivel de paro es más o menos alto, es conocer si está subiendo o bajando. La misma apreciación es aplicable a la situación ambiental. Por ello, un último tipo de información relevante con respecto a los problemas ambientales, y a una eventual solución de los mismos, es la relativa a su evolución: no sólo a su evolución natural en el tiempo sino, sobre todo, a la posible vinculación de los cambios en la situación ambiental con algunas variables económicas clave. En otras palabras: ¿existe algún tipo de patrón identificable que relacione la situación con respecto al medio ambiente en una sociedad determinada con algunas variables macroeconómicas? ¿Tienden a cambiar los problemas ambientales cuando cambia la situación económica del 16
Los CFC, causantes como se vio del adelgazamiento de la capa de ozono, tardan, una vez emitidos, entre diez y quince años en llegar a la atmósfera. Su vida media es bastante larga: el CFC-11, uno de los más utilizados, dura un promedio de 78 años, mientras que el CFC-12, asimismo de uso generalizado, 139 años. El más longevo es el CFC-115, que tiene una vida media de 380 años. El dióxido de carbono y el óxido nitroso también tienen una vida media alta (100 y 170 años, respectivamente). Los halocarburos oscilan entre los 60 y los 100 años, mientras que el metano tiende a durar unos 10 años. En el extremo opuesto se encuentran el monóxido de carbono (meses), los NOx (días) y el dióxido de azufre (días-semanas) (Ministerio de Medio Ambiente, 1996, páginas 35 y 37).
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
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país? ¿Son los mismos los problemas ambientales de las sociedades atrasadas que los de las sociedades más adelantadas? ¿Resuelve el crecimiento económico los problemas ambientales, los agrava o simplemente sustituye unos problemas por otros? Éste es el tipo de preguntas cuya respuesta contiene una información sin duda valiosa para una mejor gestión de la problemática ambiental. En efecto, el gestor que se enfrenta a un determinado problema agradecerá que se le informe sobre si la presión que lo origina tenderá a aumentar conforme cambia alguna característica económica relevante (por ejemplo, la renta per cápita), cuya evolución además es previsible; o si, por el contrario, esta evolución no parecerá introducir ningún cambio en la situación ambiental o finalmente, si tenderá a aliviarlo. Como se analizará con más detalle en el Capítulo 11, para intentar resolver los interrogantes planteados, el procedimiento más utilizado ha sido el de obtener la información correspondiente a la situación de un determinado problema ambiental, y analizar la posibilidad de que pudiera establecerse una relación estadísticamente significativa entre el valor de la variable ambiental objeto de estudio (la calidad del aire o la generación de residuos sólidos urbanos, por ejemplo), y el valor de alguna variable económica particularmente significativa. Dada la carencia de datos sobre la situación ambiental en muchos contextos, sobre todo con una perspectiva histórica, no resulta fácil establecer la existencia de este tipo de regularidades empíricas entre las variables económicas y la evolución de los problemas ambientales, pero no cabe duda de que el esfuerzo bien vale la pena, ya que puede ayudar a comprender mejor la génesis y evolución de los distintos problemas ambientales, su vinculación con la situación de la economía en general, y la percepción social con respecto a su importancia y gravedad. De esta forma se conseguiría, en definitiva, hacer más eficiente el comportamiento de las autoridades públicas llamadas a resolverlo.
1.4. ALGUNOS EJEMPLOS: LOS PROBLEMAS AMBIENTALES DE ESPAÑA, MÉXICO Y EL INFORME SOBRE LA SITUACIÓN AMBIENTAL DE CHILE Vale la pena cerrar este capítulo con el estudio de los problemas ambientales de algunos países en concreto, y con la presentación de uno de los informes tipo que diversas instituciones internacionales llevan a cabo sobre el desempeño ambiental de distintos países. Por supuesto, y recordando la advertencia hecha al inicio de este capítulo, el propósito del presente epígrafe es meramente ilustrativo: el lector encontrará una información mucho más detallada en cualquiera de los informes recomendados al final del mismo.
1.4.1. Los principales problemas ambientales de España De acuerdo al Perfil Ambiental de España 2005, publicado por el Ministerio de Medio Ambiente, los principales problemas ambientales del país se derivan de un modelo de crecimiento económico que dificulta la ecoeficiencia (ver Capítulo 10). Este modelo, basado en los sectores de la construcción, el transporte y las infraestructuras, y el turismo, no sólo está propiciando una ocupación desequilibrada del suelo, con los problemas ambientales correspondientes, sino que está impidiendo desvincular el crecimiento económico de la demanda de materiales y energía, y de la generación de residuos y
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
emisiones contaminantes. Mientras que el resto de los países de la Unión Europea necesitan una menor cantidad de energía, y emiten un menor volumen de contaminantes, por unidad de producción, en el caso de España esta mayor ecoeficiencia no se está logrando. De esta forma, los principales problemas ambientales del país podrían resumirse en los siguientes: a) Incremento de las emisiones de gases de efecto invernadero El crecimiento económico de los últimos años ha venido acompañado en España de un crecimiento todavía mayor de la demanda de energía, lo que se ha traducido en un descenso de la eficiencia energética, y en un considerable aumento de las emisiones de CO2. Por otro lado, y como complemento de lo anterior, también se ha producido un crecimiento más que proporcional en el sector del transporte, de tal forma que la demanda de transporte de pasajeros se incrementó un 84 por 100 entre 1990 y 2003, y el de mercancías en un 99 por 100. Estas cifras no sólo se encuentran por encima de la media europea, sino que superan con mucho las ganancias en eficiencia que se han producido en los distintos medios de transporte. No es de extrañar, por tanto, que en el período 1990-2003, las emisiones de gases de efecto invernadero hayan aumentado en más de un 40 por 100, lo que sitúa a España como uno de los países más alejados del cumplimiento de los compromisos de Kyoto. b) Creciente desequilibrio hídrico España es un país que, si bien a nivel global, disfruta de una cantidad de agua suficiente, experimenta severos desequilibrios territoriales con respecto a la distribución del recurso, lo que hace que regiones enteras se encuentren cercanas al estrés hídrico, y muchas de ellas estén amenazadas por la desertificación. En este sentido, es doblemente preocupante observar cómo el consumo de agua en el país muestra, al igual que en el caso de la energía, una tasa de crecimiento superior a la del PIB: es decir, cada vez se consume más agua por unidad de producto final. Teniendo en cuenta que entre un 75 y un 80 por 100 de la utilización total del recurso se deriva del uso del agua en los regadíos, no es de extrañar que esta ineficiencia origine asimismo problemas de pérdida de calidad, al traducirse, en ocasiones, en sobreexplotación de los acuíferos. A ello se une que el consumo de plaguicidas por hectárea se ha incrementado un 30 por 100 entre 1997 y 2004, y que el consumo de fertilizantes ha pasado de 115 kg/ha en 1995 a 142 kg/ha en 2004: un proceso de intensificación agrícola, en definitiva, que conlleva las consecuencias ambientales negativas analizadas con anterioridad. c)
Generación de residuos
Siguiendo con esta tendencia cada vez más alejada de la ecoeficiencia, se ha producido un incremento constante del volumen de residuos generados, de forma que en 2003 se superó la barrera de los 500 kg por habitante y año. Conviene señalar, sin embargo, que esta evolución también ha venido acompañada de un aumento del reciclado, y una disminución en el uso de vertederos. d) Ocupación del suelo El proceso de crecimiento español se ha caracterizado por una agudización de los desequilibrios territoriales. En la actualidad, prácticamente el 80 por 100 de la población
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
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y el 78 por 100 de las viviendas principales se concentran en el 19 por 100 del territorio (12 por 100 de los municipios del país). El ritmo de construcción de viviendas en los últimos años ha sido realmente desproporcionado. En el litoral, la superficie urbanizada en el primer kilómetro de costa ha aumentado de forma espectacular: en algunas provincias ocupa ya más del 50 por 100 de la longitud de costa. Todo ello no sólo agrava algunos desequilibrios preexistentes (agua-población), sino que tiene unas consecuencias ambientales negativas derivadas de la impermeabilización del terreno y la fragmentación de hábitats. e)
Amenazas sobre los ecosistemas terrestres y marítimos
Los patrones anteriores de crecimiento, unidos a fenómenos como los incendios forestales, las sequías prolongadas, inundaciones y procesos erosivos, no sólo están reduciendo la calidad de determinados activos ambientales, sino que están poniendo en peligro la supervivencia de algunos ecosistemas y especies amenazadas. Por un lado, la defoliación de las masas forestales para el año 2005 muestra, por ejemplo, un notable empeoramiento en el estado general de los árboles, reflejo de una importante disminución en el número de árboles sanos. Por otro, según el Catálogo Nacional de Especies Amenazadas, más del 13 por 100 de los vertebrados presenta algún grado de amenaza, afectando en primer lugar a las aves (47 por 100), seguidas de los mamíferos (10), reptiles (8), anfibios (4) y peces (2 por 100). Todo ello se refleja, como no podía ser de otra forma, en el sector de la pesca: entre 2000 y 2003 se ha producido un descenso del 37,6 por 100 de las capturas totales en las aguas adyacentes. El desarrollo de la acuicultura marina está paliando en parte este descenso, pero no pueden desconocerse las implicaciones ambientales de este nuevo sector económico. En definitiva, un conjunto de problemas ambientales propios de un país que todavía no ha encontrado el equilibrio entre el desarrollo económico y social y el respeto al medio ambiente.
1.4.2. Los principales problemas ambientales de México México es un país con una superficie de 2 millones de kilómetros cuadrados y algo más de cien millones de habitantes. Es un país rico en recursos naturales, con amplias reservas de petróleo y recursos minerales, y muy rico en diversidad biológica: con el 1,3 por 100 del territorio mundial es uno de los países megadiversos. Entre sus principales problemas ambientales están la sobreexplotación y contaminación de acuíferos, la pérdida de diversidad biológica, la deforestación, la degradación y contaminación de suelos, y la contaminación atmosférica. Estos problemas están ligados al crecimiento poblacional, pero también a malas prácticas en la gestión de los recursos naturales. a) Sobreexplotación y contaminación de acuíferos La disponibilidad natural media nacional de agua es baja (4.547 m3 anuales por habitante). Existen censados más de 650 acuíferos en el país. Si en 1975, 32 se consideraban sobreexplotados; en 2004, 104 se encontraban en esta situación, y 17 acuíferos costeros presentaban intrusión salina. En regiones como el Valle de México con una disponibilidad de 200 m3/habitante/año el estrés hídrico es muy acentuado, frente a
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
otras, como Frontera Sur, con más de 24.000 m3/habitante/año. El suministro de agua potable presenta desigualdades notables entre campo y ciudad, y por regiones. Las áreas urbanas recibieron un mejor servicio que las rurales: 97 por 100 de los residentes urbanos en las grandes ciudades tenían acceso al agua corriente, 91 por 100 en las ciudades de tamaño medio, y 70 por 100 en las comunidades rurales. Del total de 10,7 millones de mexicanos sin agua, 7,5 pertenecen a zonas rurales. La calidad de las aguas es otro factor importante. El índice que mide la calidad de las fuentes superficiales muestra un deterioro sostenido entre 1998 y 2001. Aunque este período es demasiado corto para hacer una evaluación fiable y puede estar afectado por la sequía de la década de 1990, pone de manifiesto la presión de la contaminación por aguas residuales sobre estas fuentes, y las carencias del sistema de alcantarillado y de tratamiento de agua.17 El problema económico subyacente es que el servicio de dotación de agua no es sustentable. Según la CNA, el metro cúbico de agua debería cobrarse a cinco pesos, para cubrir el coste de las inversiones y de la operación del suministro. En promedio, el agua se cobra a 1,7 pesos por metro cúbico, con grandes diferencias entre Estados y regiones. Como resultado aparecen pérdidas importantes en las redes de suministro, así como desperdicio por los usuarios domésticos. b) Pérdida de diversidad biológica Como se señaló más arriba, México es un país megadiverso, en los tres niveles (genes, especies y ecosistemas). En el nivel de especies, aproximadamente el 10 por 100 de las que existen en el planeta se encuentran en su territorio. En términos de ecosistemas, México es junto con Brasil, y seguido de cerca por Colombia, Argentina, Chile y Costa Rica, el que posee la mayor riqueza. Por último, en términos de ecorregiones, México es el país más diverso de la zona. Sin embargo, los procesos de crecimiento económico y demográfico están ejerciendo una fuerte presión sobre los ecosistemas naturales, afectando a las especies que los integran, su estructura, y la continuidad y calidad de los servicios ambientales que brindan. Son múltiples las causas de la pérdida de diversidad biológica: el cambio en los usos del uso del suelo ha destruido selvas para dedicarlas a la agricultura o ganadería, la construcción de carreteras, redes eléctricas y represas ha fragmentado hábitat, la piscicultura amenaza los manglares, así como el turismo y la explotación petrolera. A todo ello se unen los incendios forestales, la introducción de especies invasoras, la extracción ilegal de especies y el cambio climático global. Se reconoce que actualmente 2.583 especies se encuentran en alguna condición de riesgo, de las cuales las plantas son las más afectadas, seguidas por mamíferos y aves. Ecosistemas como los manglares o los arrecifes, que aportan una serie importante de servicios ambientales también están amenazados. El gobierno mexicano ha enfrentado este problema mediante dos grupos de programas: la creación de áreas naturales protegidas (ANP), y la recuperación de especies y servicios ambientales. En problema, sin embargo, es la insuficiencia de recursos económicos. Se estima que, aunque el presupuesto de CONAP había aumentado en casi un 55 por 100 entre 2000 y 2002, éste era la mitad de lo que sería deseable para la consolidación de sus programas. Los fondos públicos han sido complementados con dona17 Del total de aguas residuales generadas por centros urbanos sólo un 80 por 100 se recogió en alcantarillas, y de ésta, apenas 30 por 100 fue tratada antes de ser vertida a los cuerpos de agua. En México el 24 por 100 de la población estaba conectada al tratamiento de aguas residuales públicas, mientras que el promedio para la OCDE era de 64 por 100 en 2001.
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ciones de instituciones globales y capital privado. Sin embargo, todavía es mucho el camino por recorrer. c)
La deforestación
México cuenta con 55,3 millones de hectáreas de bosque, que constituyen cerca del 30 por 100 de su territorio. Existe la opinión generalizada de que gran parte de este potencial productivo natural está infravalorado, y que los sistemas de manejo contribuyeron en el pasado a un deterioro continuo de los bosques. Con base en la pendiente topográfica, la calidad del recurso, y su situación legal, una estimación del área con potencial para una explotación productiva sostenible es de 34 millones de hectáreas, es decir, el 61 por 100. Estimaciones más conservadoras cuantifican el porcentaje de bosques y selvas con potencial de producción maderable en un 30 por 100 del área total, quedando el resto como de producción maderable restringida. En opinión de los expertos se da la paradoja de que el potencial productivo de los bosques está subutilizado y, a la vez, sobreexplotado en ciertas especies o zonas. México se encuentra entre los países con mayores tasas de deforestación. En América Latina tan sólo por debajo de Brasil, Costa Rica, Guatemala y El Salvador. Históricamente los factores que han incentivado el proceso de deforestación fueron las distintas políticas que promovieron la conversión de bosques y selvas en áreas agrícolas y ganaderas. Se estimaba en el año 2002 que tan sólo el 49 por 100 de la superficie con vegetación natural del país era primaria, siendo las selvas el ecosistema más perturbado, con un porcentaje de zonas primarias del 35 por 100. Actualmente, la mayor parte de esta deforestación ocurre en los bosques tropicales del sur. En cuanto a los bosques templados la deforestación es particularmente importante en el área central de México, sobre todo en el estado de Michoacán. Una muestra del deterioro forestal es la caída de las existencias maderables de los bosques de clima templado desde 250 metros cúbicos por ha hasta 120 m3 por ha. d) Contaminación de suelos La contaminación de suelos está ligada a la generación y deficiente gestión de los residuos industriales, municipales y peligrosos. En relación con los primeros, éstos tienden a incrementarse con el crecimiento de la renta per cápita, y a cambiar su composición, hacia una mayor proporción de plástico, metal y papel, cuya degradación es más lenta y su gestión más costosa. Existe todavía una gran carencia de infraestructura para el manejo de residuos a lo largo del territorio mexicano. Aunque se han construido un número importante de rellenos sanitarios durante los últimos años, sólo cerca de la mitad de la basura se deposita en ellos, y el resto se deposita en vertederos prácticamente incontrolados, que favorecen la lixiviación de los contaminantes. El resultado final es el daño a la salud de las poblaciones adyacentes. Aunque existe un marco legal para la gestión de residuos municipales, su puesta en vigor es muy lenta, ya que los municipios carecen de las capacidades técnicas y financieras para efectuar las inversiones requeridas. Se estima que el 28 por 100 de los residuos municipales era reciclable en 2001, pero sólo el 8 por 100 se reciclaba, principalmente metales, vidrio, papel y cartón, cuyos mercados están más desarrollados18. 18
Es posible que este porcentaje sea más alto, dado que existe un reciclaje «informal» desarrollado por los trabajadores de la basura y sus familias. El problema es que este reciclaje se lleva a cabo de forma totalmente insalubre, con alto riesgo de enfermedades.
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Los residuos peligrosos plantean la necesidad de resolver dos problemas ambientales de distinta naturaleza. El primero tiene que ver con la necesidad de remediar suelos contaminados por la presencia de los residuos acumulados sin ningún control. Algunos provienen de accidentes químicos, y otros de depósitos ilegales. La Procuraduría Federal de Protección al Ambiente ha identificado 297 (de un total de 950) sitios ilegales contaminados con residuos peligrosos en 2004, que se clasifican en tres tipos según el agente receptor del impacto y la urgencia de remediación: población expuesta a riesgo; impacto en ecosistemas sensibles; vulnerabilidad de cuerpos de agua subterránea que abastecen zonas urbanas. El segundo es el de prevenir la contaminación proveniente de la generación de residuos peligrosos cuyo volumen se estimaba, en 2004, en 6,17 millones de toneladas, provenientes de 35.304 empresas. México, además, es un importador neto de residuos peligrosos: es el caso del polvo de calderas eléctricas enviado de Estados Unidos para la recuperación de metal; o los recipientes peligrosos y las pilas de plomo de Estados Unidos, para ser reciclados19. Según la OCDE (OECD, 2003) México ha progresado significativamente en el desarrollo de la capacidad de su infraestructura para el manejo de residuos peligrosos. Sin embargo, todavía es frecuente el desecho ilegal de los mismos. e)
La contaminación del aire
Entre 1995 y 2000 se elaboraron inventarios individuales para siete ciudades del país, y en 2003 se recalcularon las emisiones de la Zona Metropolitana del Valle de México (ZMVM). De acuerdo a estos cálculos, la ZMVM, seguida por la del Corredor Industrial del Bajio, y la Zona Metropolitana de Monterrey, eran las que mostraban la mayor concentración de contaminantes. En todas las ciudades el mayor contaminante fue el CO. En los estados de la Frontera Norte, Chihuahua sobresalía por las concentraciones de compuestos orgánicos volátiles. El transporte es la fuente principal de contaminación atmosférica urbana. Se cuenta con una red nacional de monitoreo que abarca 52 zonas metropolitanas y poblaciones, gracias a la que se puede determinar el número de días en que se exceden las Normas de Calidad de Aire. Todas las ciudades rebasaron al menos una vez al año las concentraciones máximas permitidas de ozono (O3) y partículas en suspensión (Pm10). En la Zona Metropolitana del Valle de México, si bien con una tendencia decreciente, la acumulación de ozono excedió la norma 170 días. En el caso de las Pm10, Toluca y Monterrey rebasaron la norma correspondiente más de 60 días en 2004. Estudios en la Ciudad de México han revelado una correlación estrecha entre la contaminación del aire y la incidencia de enfermedades pulmonares, procesos de envejecimiento en los pulmones e infecciones respiratorias.
1.4.3. La evaluación del desempeño ambiental en Chile La Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económico (OCDE) llevó a cabo hace algunos años un estudio de la situación ambiental en Chile, al igual que lo hace con otros países y, tras establecer el diagnóstico correspondiente, propuso una serie de recomendaciones. Esta evaluación, realizada a finales de 2004, proponía en concreto 52 recomendaciones específicas para progresar hacia un desarrollo sustentable (OCDE, 2005). 19
México también exporta algunos residuos para los que no tiene capacidad de tratamiento, como el PBC.
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De acuerdo a este informe, se observa que hay un largo camino por recorrer hasta alcanzar la «convergencia ambiental con la mayoría de los países de la OCDE, y por tanto es necesario fortalecer y ampliar considerablemente las instituciones ambientales. Se necesitan iniciativas más decididas en relación con las Evaluaciones de Impacto Ambiental (EIA), las normas de calidad y de emisiones para la gestión del aire, el agua, los residuos y la naturaleza… Es necesario integrar las consideraciones ambientales en la planificación territorial en los ámbitos regional y municipal, así como ampliar y reforzar la cobertura y la ejecución de planes territoriales… se debe desarrollar un conjunto nacional de indicadores para medir el desempeño ambiental con respecto a objetivos nacionales y compromisos internacionales… El programa nacional de eficiencia energética ha sufrido interrupciones… han sido escasos los esfuerzos visibles para diversificar las fuentes de energía… Chile no ha alcanzado un alto grado de desacoplamiento entre presiones ambientales y crecimiento… no tiene una estrategia de desarrollo sustentable nacional» (OCDE, 2005, páginas 16 a 25). Del diagnóstico de la OCDE se desprende la necesidad de profundizar en ciertos ámbitos específicos, en particular, en el manejo de los recursos naturales y la diversidad biológica. Por otra parte, hay que hacer frente a los problemas de contaminación del aire urbano, regulación de sustancias tóxicas, y calidad del agua en ríos y lagos. Al mismo tiempo, el ámbito ambiental es extremadamente dinámico, y aparecen problemas nuevos que requieren atención, ya sea para proteger la salud de las personas, una especie o ecosistema amenazado, o un nuevo mercado de exportación. Una deficiencia relevante en la gestión de la diversidad biológica es la falta de identificación de las áreas críticas que necesitan ser protegidas. El estado de conservación y el funcionamiento de los ecosistemas continúan siendo insuficientemente conocidos. A pesar del alto índice de protección general existente en el país, muchos ecosistemas y hábitat significativos están subrepresentados. Al ritmo actual de avance «el objetivo de proteger el 10 por 100 de todos los ecosistemas significativos para el año 2010 no se cumplirá» (OCDE, 2005, página 22). Otro problema en este ámbito es la falta de inversión y financiamiento para la gestión de las áreas protegidas. No existe ninguna ley específica de conservación, ni las políticas estatales reconocen el valor de la naturaleza como un activo turístico. Lo anterior exige aumentar la capacidad del Estado para identificar acciones prioritarias y asignar los recursos necesarios para hacerse cargo de ello. Incluso en el ámbito de la calidad ambiental, en el programa de normas prioritarias hay cerca de veinte propuestas que no se han podido implementar debido a la falta de recursos técnicos, humanos e información. Se están discutiendo nuevas normas, pero ello no tiene sentido si no hay recursos para ponerlas en práctica. Los problemas que se deben abordar son cada vez de una mayor complejidad. El medio ambiente se ve afectado por el desarrollo del transporte, el sector energético, el desarrollo urbano y múltiples decisiones individuales que, si bien singularmente no tienen grandes impactos, a nivel agregado generan efectos significativos. Las recetas simples, por tanto, no son aplicables. En primer término, se necesita una visión integral de la relación entre las actividades productivas y el deterioro ambiental. Es clave disponer de información de base y modelos fiables. Es preciso, como se analizará en el Capítulo 9, diseñar instrumentos que puedan hacerse cargo de la complejidad del problema. Por ejemplo, el manejo de cuencas hidrográficas exige ir más allá de la simple definición de normas de calidad. La evaluación por proyectos del Sistema de Evaluación de Impacto Ambiental (SEIA) debe complementarse con evaluaciones más am-
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plias, por ejemplo, evaluaciones ambientales estratégicas que abordan objetivos sociales más amplios. Un tema que está adquiriendo una creciente relevancia es el de definir una política de ordenación territorial coherente, que permita definir ciertos objetivos estratégicos para algunas localidades, y que tenga en cuenta tanto estos objetivos, como las posibilidades de desarrollo productivo que se dan en estas mismas localidades. En este sentido, se observa una disputa creciente entre sectores productivos y de servicios (turístico, acuicultura, energético, agrícola, minero) que no pueden dirimirse con base en el SEIA, ni ser dejados al solo arbitrio de las autoridades locales. El desarrollo de ciertos megaproyectos determina de manera permanente las condiciones de una región y, por tanto, deben ser parte de una visión de desarrollo integral para toda ella. Los instrumentos para ello no existen todavía: no obstante, la experiencia de los países desarrollados apunta en esta línea. Es necesario coordinar a las diversas instituciones públicas y privadas afectadas por decisiones que cruzan a varios sectores y componentes ambientales. Es preciso que cooperen entre sí en un clima de mutua confianza. Es importante en este sentido el papel del Estado, pero es también necesario fortalecer la sociedad civil y los mecanismos de participación ciudadana. Hay que tener capacidad de hacerse cargo de la complejidad. Todo lo anterior exige la presencia de una autoridad ambiental respetada técnicamente, que pueda promover la necesaria coordinación intersectorial que asegure la participación de los diversos grupos de interés afectados, y con capacidad de llevar la discusión a nivel comunal. En este último punto las ONG, tanto a nivel nacional, como por su vinculación internacional, ejercerán presiones y demandas que deben integrarse en el proceso de toma de decisiones. Esta participación no puede ser sólo a nivel formal. Un tema clave para que la autoridad ambiental sea creíble, es que debe ser capaz de hacer cumplir la legislación, las normas y los acuerdos vigentes. Se debe «reforzar un sistema sectorial de fiscalización, selectiva, transparente y objetiva con indicadores y monitoreo permanente, con sanciones efectivas y alternativas de reparación equivalente». Una vez más es necesario preocuparse de los recursos para ello y de integrar las consideraciones ambientales dentro de las responsabilidades sectoriales, a cargo de fiscalizar el cumplimento. Una fiscalización de segundo nivel facilitaría este proceso. Finalmente, es necesario facilitar la penetración en los mercados internacionales impidiendo que el tema ambiental se convierta en un obstáculo. Una tarea primordial en este sentido es mejorar el desempeño ambiental de las pequeñas y medianas empresas que sirven a empresas exportadoras, o que se dedican ellas mismas a la exportación. Para ello es clave integrar los acuerdos de producción limpia con la promoción de exportaciones, tal y como se analizará en el Capítulo 10. Otra tarea fundamental es la de desarrollar mayores iniciativas voluntarias y de autorregulación con base en incentivos y en la responsabilidad del regulado. Cabe destacar que aquí hay un papel muy relevante para las empresas grandes, ayudando al desarrollo de proveedores de calidad. En síntesis, el Estado tiene un papel fundamental generando y haciendo cumplir las regulaciones, y apoyando un mejor desempeño ambiental privado. En particular se necesita pasar de instrumentos específicos hacia una visión de desarrollo más integral y sustentable. Sin embargo, necesita dotarse de las herramientas que lo hagan posible. Será necesario, asimismo, fortalecer a la sociedad civil y los mecanismos de participación ciudadana. Finalmente, las empresas tienen un desafío clave para mejorar su desempeño ambiental, certificarse, desarrollar políticas activas de responsabilidad corporativa y apo-
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yar el desarrollo de proveedores de calidad. Sólo de esta forma se logrará avanzar hacia un desarrollo sustentable, acorde con el nivel de desarrollo que ha alcanzado Chile.
1.5.
RESUMEN
En el presente capítulo se ha pasado una breve revista a los principales problemas ambientales a los que se enfrenta la humanidad, mencionando asimismo, en su caso, algunos de los pasos que se han dado en el plano internacional para resolverlos. Estos problemas constituyen la materia prima sobre la que se aplicarán las herramientas del análisis económico, tanto para intentar comprender la relación que guarda su evolución con la de la economía, en general, como para tratar de arbitrar las medidas más eficientes para solucionarlos. Como tales problemas ambientales, son las ciencias de la naturaleza las llamadas a abordar su estudio. Desde el punto de vista del análisis económico, que es el que caracteriza este libro, lo primero que se puede establecer es la necesidad de este conocimiento previo y de dedicar los recursos necesarios para obtenerlo, dada la rentabilidad social de hacerlo así: distinguiendo incluso entre unos y otros en función de la incidencia que tienen sobre el equilibrio global del sistema, y el grado de incertidumbre que rodea su conocimiento. Una vez establecida la necesidad de contar con una información suficiente sobre estos problemas, el analista ha de volver la vista hacia el marco institucional en el que se plantean, tanto el problema como su eventual solución, para saber con qué tipo de agentes ha de contar para abordarlo y qué grado de coerción puede ejercer sobre ellos. Si son muchos o pocos, fácilmente identificables y controlables, o no. Si su actividad genera efectos que se disipan en el corto plazo, o tienden a permanecer durante largo tiempo, ocasionando incluso efectos irreversibles; si se requiere una particular atención a la localización geográfica o concentración en el tiempo de las emisiones, o si éstas tienden a disiparse uniformemente en el tiempo y en el espacio, y son por tanto susceptibles de un tratamiento global. Finalmente, es probable que el decisor también agradezca la eventual información que se le pudiera proporcionar sobre la evolución esperada, en el tiempo, del problema ambiental al que se enfrenta. Si el problema en cuestión guarda algún tipo de relación, por ejemplo, de dependencia, con variables económicas cuya dinámica de comportamiento es previsible, el analista sabe que se enfrenta a un problema que no se mueve en el vacío, sino que está sometido a una serie de presiones que inciden sobre su comportamiento en una dirección determinada: contaría incluso con información sobre las variables económicas sobre las que podría intentar incidir para obtener la respuesta ambiental deseada.
Nota para consultas adicionales Con respecto a la situación de los principales problemas ambientales en el mundo, y su evolución reciente, el lector interesado puede consultar: PNUMA (2002), serie cuyo primer informe fue publicado en 1997. En este momento se encuentra en revisión el cuarto informe sobre el estado mundial del medio ambiente [http://www.unep.org/geo/]. El Banco Mundial publica desde 1997 una serie, World Development Indicators, en la que se incluye una sección bastante completa sobre Medio Ambiente [para la versión de 2005, consultar http://www.worldbank.org/data/wdi/environment.htm], donde se pasa revista a la situación de todos los países con respecto a algunos problemas ambientales (diversidad biológica, agua, aire, etc.), así como las actividades que se rela-
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cionan con ellos (agricultura, urbanización, generación de energía eléctrica, actividad gubernamental). Incluye también un listado de las fuentes utilizadas para elaborar la información, así como una estimación de la tasa de ahorro real (genuine savings), una vez descontados el agotamiento de las fuentes energéticas, minerales, bosques, y el daño producido por las emisiones de dióxido de carbono. Asimismo, el World Resources Institute publica desde 1990, conjuntamente con el Banco Mundial, el Programa de Naciones Unidas para el Medio Ambiente, y el Programa de Naciones Unidas para el Desarrollo (PNUD), una serie que incluye, como es habitual en este tipo de informes, un tema monográfico que cubre la primera parte del informe. La segunda parte está ocupada por el análisis de algunas tendencias relevantes para la evolución de los problemas ambientales (población, producción y consumo, algunas emisiones, etc.). En la tercera parte se ofrecen los datos más importantes sobre la situación del medio ambiente en los principales países del mundo. El último publicado, correspondiente a 2005, aborda el sugestivo tema de «la riqueza de los pobres: gestionando los ecosistemas para la lucha contra la pobreza», y es un excelente complemento al Capítulo 11 de este libro [http://www.wri.org/wr2000]. En el ámbito europeo, el llamado Informe Dobris (Stanners y Bourdeau, 1998), que presentaba un estudio muy completo sobre la situación del medio ambiente en Europa, sus principales problemas y retos, puede considerarse como pionero. Fue elaborado por encargo de la Agencia Europea del Medio Ambiente en 1995, a petición de los ministros competentes en el tema, en la Conferencia Ministerial celebrada en el castillo de Dobris, entonces Checoslovaquia, en junio de 1991. [http://reports.eea.eu.int/ 92-826-5409-5/en]. Pocos años después apareció un segundo informe, que revisaba y completaba el anterior, y que puede obtenerse en castellano en http://reports.eea.eu. int/92-828-3351-8/es. Adicionalmente, puede encontrarse un Compendio estadístico que facilita valiosa información estadística y metodológica [http://reports.eea.eu.int/ 92-828-3548-0/en]. En la actualidad acaba de aparecer el correspondiente a 2005. Para lectores escasos de tiempo se recomienda la consulta de http://reports.eea.eu.int/ 92-827-5122-8/es. En cualquier caso, es de señalar la riqueza y amplitud de informes que sobre distintos temas ambientales produce regularmente la Agencia Ambiental Europea, de gran ayuda para el investigador, y tarea en la que jugó un papel muy relevante Domingo Jiménez-Beltrán. También resultan especialmente relevantes la Sección de Medio Ambiente de la OCDE [http://www.OECD.org/environment], y la página de la Dirección General de Medio Ambiente de la Comisión Europea [http://europa.eu. int/comm/environment]. En España, existen dos instituciones que informan regularmente sobre el estado del medio ambiente. Por un lado, el Ministerio de Medio Ambiente, que publica anualmente un útil Perfil Ambiental de España basado en indicadores. En segundo lugar, el Observatorio de la Sostenibilidad en España (OSE) comenzó a publicar en 2006 un Informe anual sobre la Sostenibilidad en España, también de gran utilidad [www. sostenibilidad-es.org], así como algunos estudios monográficos (véase por ejemplo, el referido a los cambios de ocupación del suelo, de 2006). Con respecto al problema del cambio climático y sus eventuales repercusiones de todo tipo en España resulta de gran interés el libro coordinado por Félix Hernández (1999). A nivel global, los textos clásicos en este terreno son los de Cline (1992), Fankhauser (1995) y Nordhaus (1994). Una visión panorámica de los principales problemas ambientales, también desde una perspectiva española, se encuentra en Novo (1999). Para una visión provocativa de estos problemas y su relevancia se recomienda la lectura de Le Bras (1997).
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Vínculos de Internet — El cambio climático • http://www.unfccc.de/resource/iuckit/index.html [Kit informativo sobre cambio climático – datos, presentaciones, resumen de conclusiones]. • http://ghg.unfccc.int/ [Base de datos sobre el inventario de Gases de Efecto Invernadero]. • http://www.gcrio.org/ [Oficina de Estados Unidos sobre Cambio Climático]. • http://europa.eu.int/comm/environment/climat/home_en.htm [Sección de Cambio Climático de la Dirección General de Medio Ambiente]. • http://themes.eea.eu.int/issues/climate [Cambio climático en la Agencia Europea del Medio Ambiente]. • http://gcmd.gsfc.nasa.gov [Directorio de la NASA sobre cambio global]. — El agotamiento del ozono estratosférico: el adelgazamiento de la capa de ozono: • http://vest.gu.se:70/1s/ozone [Vínculos sobre la capa de ozono]. • http://www.undp.org/seed/eanda/montreal.htm [Programa del PNUD sobre la capa de ozono]. • http://themes.eea.eu.int/issues/ozone [Sección sobre ozono de la Agencia Europea del Medio Ambiente]. — El ciclo del nitrógeno: • http://www.wri.org/wri/trends/nutrient.html [La sobrecarga de nutrientes: el desequilibrio del ciclo global de nitrógeno, World Resources Institute]. — La pérdida de diversidad biológica: • http://themes.eea.eu.int/issues/biodiversity [Sección sobre diversidad biológica de la Agencia Europea del Medio Ambiente]. • http://www.wwf.org [Fondo Mundial para la Naturaleza, ONG]. • http://envirolink.org/species [Lista mundial de especies animales, vegetales y microbióticas]. • http://www.iucn.org [Organización Internacional para la Conservación de la Naturaleza]. • http://www.nature.com [Revista Nature]. • http://www.iisd.ca [Instituto Internacional para el Desarrollo Sostenible]. • http://research.amnh.org [American Museum of Natural History]. — La contaminación atmosférica: • http://visibleearth.nasa.gov [Imágenes actualizadas de la tierra. Hay una sección específica de la atmósfera]. • http://themes.eea.eu.int/issues/air_quality [Sección sobre contaminación atmosférica de la Agencia Europea de Medio Ambiente]. • http://www.york.ac.uk/inst/sei/africa/afpol1.html [Proyecto sobre contaminación atmosférica en África del Instituto de Medio Ambiente de Estocolmo y la Universidad de York].
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— El acceso al agua potable y la contaminación hídrica: • http://www.worldwater.org/waterData.htm • http://www.gwpforum.org/gwpef/wfmain.nsf/Organisations • http://www.gwpforum.org/gwpef/wfmain.nsf/Databases — La contaminación y pérdida del suelo: erosión, deforestación y desertización: • http://www.wri.org/biodiv/foresthm.html [World Resources Institute]. • http://wcm.org.uk/dynamic/desert/ [Centre for Earth Conservation]. • http://www.undp.org/seed/unos/index.htm [Oficina de lucha contra la desertización y sobre los problemas de sequía]. • http://www.itto.org [International Tropical Timber Organization]. — Generación de residuos: • http://www.ciwmb.ca.gov/WPW/ [Programa sobre Waste Prevention World de la Integrated Waste Management Board]. • http://www.nrdc.org/nuclear/nudb/datainx.asp [Datos sobre residuos nucleares del Natural Resources Defense Council]. — La contaminación de los mares y la sobreexplotación de los recursos pesqueros: • http://www.noaa.gov/ • http://www.unep.ch/seas/main/hoverex.html — Contaminación acústica: • http://themes.eea.eu.int/issues/noise • http://europa.eu.int/comm/dg11/noise/home.htm • http://interact.uoregon.edu/MediaLit/WFAEHomePage
ANEXO. PRINCIPALES ACUERDOS INTERNACIONALES PARA LA CONSERVACIÓN DE LA NATURALEZA De carácter mundial — Sistema del Tratado Antártico, que incluye el Tratado Antártico (Washington, 1959), el Convenio para la conservación de las focas antárticas, la Convención sobre recursos marinos vivos de la Antártida (Canberra, 1980), y el Protocolo de Madrid sobre la protección ambiental del Tratado Antártico (1991). — Convenio RAMSAR (Irán, 1971), en vigor desde 1982, relativo a Humedales de Importancia Internacional, especialmente como hábitat de aves acuáticas. [http//ramsar.org/]. — Convención para la Protección del Patrimonio Cultural y Natural de la Humanidad. París, 1972. [http/unesco.org/whc]. — Convenio de Washington sobre Comercio Internacional de Especies Amenazadas de la Flora y Fauna Silvestre (CITES), 1973, ratificado por España en 1986. [http://www.cites.org o http://www.cnie.org/nle/biodv-7.html].
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— Convenio de Bonn (1979), relativo a la Conservación de Especies Migratorias de Aves Silvestres, ratificado en 1985. [http//www.wcmc.org.uk/cms/]. — Convenio de las Naciones Unidas sobre Derecho del Mar (Montego Bay, 1982), ratificado en 1996. Sobre conservación, utilización y administración de recursos vivos. [http//www.un.org/depts/los/losconv1.htm]. — Convenio de Viena para la protección de la capa de ozono (1985), y Protocolo de Montreal (1987) relativo a las sustancias perjudiciales para la capa de ozono. [http//www.unep.org/ozone/]. — Convenio de Basilea para el Control de Movimientos Transfronterizos de Residuos Peligrosos y su depósito, 1989. [http://www.basel.int o http://www.unep. ch/basel/]. — Convenio sobre la Diversidad Biológica. Nairobi 1992, ratificado por España en 1993. [http://www.biodiv.org]. — Convenio Marco de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático (1992). [http://www.unfccc.de]. — Acuerdo Internacional sobre Madera Tropical. Ginebra, 1994. — Convenio de las Naciones Unidas de Lucha contra la Desertificación en los Países Afectados por Sequía o Desertificación Graves. París, 1994, ratificado por España en 1996. [http://www.unccd.ch]. — Convenio sobre los Efectos transfronterizos de accidentes industriales [http:// www.unece.org/env/teia/welcome.html]. — Convenio sobre el Acceso a la información y la participación pública en la toma de decisiones y el acceso a la justicia en cuestiones ambientales [http://www. unece.org/env/pp/]. — Convenio de Estocolmo contra los Contaminantes Orgánicos Persistentes. Firmado por 126 países en mayo de 2001, pendiente de ratificación. Auspiciado por el PNUMA.
De carácter suprarregional (PNUMA, 2000) África — — — — — — — — — —
Convenio sobre la langosta migratoria africana. Kano, 1962. Convenio y estatuto del Desarrollo de la Cuenca del Chad. Fort Lamy, 1964. Convención Fitosanitaria para África. Kinshasa, 1967. Convenio Africano sobre la conservación de la Naturaleza y los Recursos Naturales. Argel, 1968. Convenio del río Senegal. Nuakchott, 1972. Convenio de Lucha contra la Sequía en el Sahel. Uagadugú, 1973. Convenio para la Protección del mar Mediterráneo contra la Contaminación. Barcelona, 1976. Convención constitutiva de la Autoridad de la Cuenca del Níger. Faranah, 1980. Convenio sobre la Cooperación para la Protección y el Desarrollo del Medio Marino y las Zonas Costeras de la Región del África Occidental y Central. Abidján, 1981. Convenio Regional para la Conservación del Medio Ambiente del Mar Rojo y el Golfo de Adén. Jeddah, 1982.
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— Convenio para la Protección, Ordenación y Desarrollo del Medio Marino y de las Zonas Costeras de la Región del África Oriental. Nairobi, 1985. — Protocolo relativo a Zonas Protegidas y a la Flora y Fauna Silvestre de la Región del África Oriental. Nairobi, 1985. — Acuerdo sobre el Plan de Acción para la Ordenación Ambiental Racional del Sistema Fluvial Común del río Zambeze. Harare, 1987. — Convenio de Bamako sobre la Prohibición de la Importación en África y el Control de los Movimientos Transfronterizos y la Gestión de los Desechos Peligrosos en África. Bamako, 1991. — Acuerdo de Lusaka sobre Operaciones Conjuntas de Represión del Comercio Ilícito de Fauna y Flora Silvestres. Lusaka, 1994. — Tratado Constitutivo de la Organización de Pesca del Lago Victoria. Kisumu, 1994. — Protocolo de la SADC (Comunidad de Desarrollo del África Meridional) sobre Sistemas de Cursos de Agua Compartidos. Johannesburgo, 1995. Asia y Pacífico — Acuerdo de Protección Fitosanitaria para la Región del Asia Sudoriental y el Pacífico. Roma, 1956. — Convención Interina para la Conservación de las Focas de Pelo Fino del Pacífico Norte. Washington, 1957. — Enmienda a la Convención Internacional para la prevención de la contaminación de las Aguas del Mar por los Hidrocarburos de 1954, relativas a la Protección de la Gran Barrera de Arrecifes. Londres, 1971. — Convenio sobre la Conservación de la Naturaleza en el Pacífico Meridional. Apia, 1976. — Tratado sobre la zona Desnuclearizada del Pacífico Sur. Rarotonga, 1985. — Acuerdo de la ASEAN sobre la conservación de la Naturaleza y los Recursos Naturales. Kuala Lumpur, 1985. — Convenio para la Protección de los Recursos Naturales y el Medio Ambiente de la Región del Pacífico Sur. Noumea, 1986. — Protocolo para Prevenir la contaminación por Vertidos en la Región del Pacífico Meridional. Nomea, 1986. — Acuerdo sobre la Red de Centros de Acuicultura en Asia y el Pacífico. Bangkok, 1988. — Convenio para la Conservación del Atún de Aleta Azul del Sur. Canberra, 1993. — Acuerdo de Cooperación para el Desarrollo Sostenible de la Cuenca del río Mekong. Chiang Rai, 1995. — Convención sobre la Prohibición de la Importación a los Países Insulares del Foro de Desechos Peligrosos y Radiactivos y sobre el Control de Movimientos Transfronterizos y la Ordenación de Desechos Peligrosos en el Pacífico Meridional. Waigani, 1995. Europa y Asia Central — Acuerdo para la Protección de Camarones Gigantes, Bogavantes Europeos, Langostas Noruegas y Cangrejos. Oslo, 1952.
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
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— Convenio relativo a la Pesca en el río Danubio. Bucarest, 1958. — Convenio relativo a la Pesca en el Mar Negro. Varna, 1959. — Protocolo relativo a la Protección del Mosela contra la Contaminación. París, 1961. — Acuerdo relativo a la Comisión Internacional para la Protección del Rin contra la Contaminación. Berna, 1963. — Acuerdo Europeo sobre la Restricción del Uso de Determinados Detergentes en los productos de limpieza. Estrasburgo, 1968. — Convenio Europeo para la Protección de los Animales en el Transporte Internacional. París, 1968. — Convenio europeo sobre la Protección del Patrimonio Arqueológico. Londres, 1969. — Acuerdo para la Cooperación en la Lucha contra la contaminación del Mar del Norte por Hidrocarburos. Bonn, 1969. — Convenio del Benelux sobre la Caza y la Protección de las Aves. Bruselas, 1970. — Convenio sobre Pesca y Conservación de los Recursos Vivos del Mar Báltico y sus Estrechos. Gdansk, 1973. — Convenio sobre la Protección del Medio ambiente celebrado entre Dinamarca, Finlandia, Noruega y Suecia. Estocolmo, 1974. — Convenio sobre la Protección del Medio Marino de la zona del Mar Báltico. Helsinki, 1974. — Convenio para la protección del Mar Mediterráneo contra la Contaminación. Barcelona, 1976. — Convenio Europeo para la Protección de los Animales Utilizados en la Agricultura. Estrasburgo, 1976. — Acuerdo relativo a la Protección de las Aguas de las Costas del Mediterráneo. Mónaco, 1976. — Convenio sobre la Protección del Rin contra la Contaminación Química. Bonn, 1976. — Convenio relativo a la Protección del Rin contra la contaminación por Cloruros. Bonn, 1976. — Convenio Europeo para la Protección de los Animales de Matanza. Estrasburgo, 1979. — Convenio sobre la Conservación de la Fauna y Flora Silvestres y los Hábitats Naturales en Europa. Berna, 1979. — Convenio sobre la Contaminación Atmosférica Transfronteriza a Larga Distancia. Ginabra, 1979. — Convenio del Benelux para la Conservación de la Naturaleza y la Protección del Paisaje. Bruselas, 1982. — Acuerdo para la Cooperación en la Lucha contra la Contaminación del Mar del Norte por Hidrocarburos y Otras Sustancias Peligrosas. Bonn, 1983. — Convención Europea para la Protección de Animales Vertebrados Utilizados con Fines Experimentales y Otros Fines Científicos. Estrasburgo, 1986. — Convención Europea para la Protección de animales de Casa. Estrasburgo, 1987. — Convención sobre la Evaluación de los Efectos en el Medio Ambiente en un Contexto Transfronterizo. Espoo, 1991. — Convención relativa a la Protección de los Alpes. Salzburgo, 1991.
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— Acuerdo sobre la Conservación de los Murciélagos en Europa. Londres, 1991. — Convenio para la Protección del Medio Marino y la Zona Costera del Atlántico Nororiental (Convenio OSPAR). París, 1992. — Convención sobre la conservación de Especies Anádromas en el Pacífico Septentrional. Moscú, 1992. — Acuerdo sobre la Conservación de Pequeños Cetáceos del Mar Báltico y del Mar del Norte. Nueva York, 1992. — Convención sobre la Protección y la Utilización de Cursos de Agua Transfronterizos y de Lagos Internacionales. Helsinki, 1992. — Convenio sobre la Protección del Medio Marino en la Zona del Mar Báltico. Helsinki, 1992. — Convención sobre la Protección del Mar Negro contra la Contaminación. Bucarest, 1992. — Acuerdo sobre la Protección del Mosa. Charleville Mézières. — Acuerdo sobre la Protección del Escalda. Charleville Mézières. — Convención sobre la Cooperación para la Protección y Utilización sostenible del Río Danubio. Sofía, 1994. — Tratado de la Carta Europea de la Energía. Lisboa, 1994. América Latina y el Caribe — Convención sobre la Protección de la Naturaleza y Preservación de la Flora y Fauna Silvestre en el Hemisferio Occidental. Washington, 1940. — Tratado para la Proscripción de las Armas Nucleares en la América Latina y el Caribe. México, 1967. — Tratado de la Cuenca del Plata. Brasilia, 1969. — Convención sobre la Defensa del Patrimonio Arqueológico, Histórico y Artístico de las Naciones Americanas (Convención de San Salvador). Santiago, 1976. — Tratado de Cooperación para el Desarrollo de la Cuenca Amazónica. Brasilia, 1978. — Tratado para la Conservación y Manejo de la Vicuña. Lima, 1979. — Convenio para la Protección del Medio Marino y la zona Costera del Pacífico Sudeste. Lima, 1981. — Acuerdo sobre la Cooperación Regional para el Combate contra la Contaminación del Pacífico Sudeste por Hidrocarburos u otras Sustancias Nocivas en Caso de Emergencia. Lima, 1981. — Protocolo Complementario del Acuerdo sobre la Cooperación Regional para el Combate contra la Contaminación del Pacífico Sudeste por Hidrocarburos u otras Sustancias Nocivas en Caso de Emergencia. Quito, 1983. — Protocolo para la Protección del Pacífico Sudeste contra la Contaminación Proveniente de Fuentes Terrestres. Quito, 1983. — Convenio para la Protección y el Desarrollo del Medio Marino en la Región del Gran Caribe. Cartagena de Indias, 1983. — Protocolo de Cooperación para Combatir los Derrames de Hidrocarburos en la Región del Gran Caribe. Cartagena de Indias, 1983. — Convenio Centroamericano para la Protección del Ambiente. San José, 1989. — Protocolo relativo a las Zonas y la Fauna y Flora Silvestres Especialmente Protegidas, del Convenio para la Protección y el Desarrollo del Medio Marino de la Región del Gran Caribe. Kingston, 1990.
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
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— Convenio para la Conservación de la Biodiversidad y Protección de Áreas Silvestres Prioritarias en América Central. Managua, 1992. — Acuerdo Regional sobre el Movimiento Transfronterizo de Desechos Peligrosos. Panamá, 1992. — Convención Regional para la Gestión y Conservación de Ecosistemas de Bosques Naturales y la Ordenación de Plantaciones Forestales. Ciudad de Guatemala, 1993. América del Norte — Tratado sobre Aguas Fronterizas. Washington, 1909. — Convenio para la Protección de Aves Migratorias. Washington, 1916. — Convenio sobre la Protección de la Naturaleza y la Conservación de Especies Silvestres en el Hemisferio Norte. Washington, 1940. — Tratado para la Utilización de las Aguas de los ríos Colorado y Tijuana, y del Río Grande. Washington, 1944. — Convenio para el Establecimiento de una Comisión Interamericana del Atún Tropical. Washington, 1949. — Tratado sobre el Desvío del Río Niágara. Washington, 1950. — Acuerdo sobre la Calidad del Agua en los Grandes Lagos. Ottawa, 1972/78/87. — Convenio sobre la Futura Cooperación Multilateral en las Pesquerías del Atlántico Noroeste. Ottawa, 1978. — Acuerdo de Cooperación para la Protección y Mejora del Medio Ambiente en la Zona Fronteriza (Acuerdo de la Paz). La Paz, 1983. — Acuerdo entre los Estados Unidos y Canadá sobre la Circulación Transfronteriza de Desechos Peligrosos. Ottawa, 1986. — Acuerdo sobre Ordenación Cooperativa de la Cabaña de Caribú en la Región del Río Porcupine. Ottawa, 1987. — Acuerdo entre Canadá y los Estados Unidos sobre Cooperación en el Ártico. Ottawa, 1988. — Acuerdo de Cooperación Ambiental entre el Canadá y México. México, 1990. — Acuerdo entre Canadá y los Estados Unidos sobre la Calidad del Aire Atmosférico. Ottawa, 1991. — Convenio de Conservación de Especies Anádromas en el Pacífico Norte. Moscú, 1992. — Acuerdo de los Países Norteamericanos para la Cooperación Ambiental. Ottawa y México, 1993. — Acuerdo entre los Estados Unidos y México para el Establecimiento de una Comisión de Cooperación Fronteriza Medioambiental y la Creación de un Banco de América del Norte para el Desarrollo. 1994. Asia Occidental — Acuerdo para el Establecimiento de una Comisión para la Lucha contra la Langosta del Desierto en el Cercano Oriente. Roma, 1965. — Convenio para la Protección del Mar Mediterráneo contra la Contaminación. Barcelona 1976. — Convenio Regional de Kuwait sobre Cooperación para la Protección del Medio Marino contra la Contaminación. Kuwait, 1978.
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— Convenio Regional para la Conservación del Medio Ambiente del Mar Rojo y el Golfo de Adén. Jeddah, 1982. — Protocolo relativo a Cooperación Regional para Combatir en Situaciones de Emergencia la Contaminación Causada por Hidrocarburos y otras Sustancias Perjudiciales. Jeddah, 1982. — Protocolo sobre la Contaminación Marina Producida por la Exploración de la Plataforma Continental. Kuwait, 1989. — Protocolo para la Protección del Medio Ambiente Marino contra la Contaminación Procedente de Fuentes Terrestres. Kuwait, 1990.
CAPÍTULO
DOS EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
Los problemas ambientales presentados en el capítulo anterior se producen por una multitud de causas, algunas de las cuales son naturales (una erupción volcánica, por ejemplo) y otras, la mayoría, producto de la intervención de la especie humana. Ésta, sin embargo, lleva ya unos cuantos miles de años conviviendo con las demás en este planeta, y nunca hasta ahora, aparentemente, habían revestido tal magnitud los problemas ambientales: nunca habían alcanzado tal gravedad. El objetivo del presente capítulo es bien sencillo: trata de explicar qué es lo que ha cambiado a lo largo de la historia para que las cosas se hayan precipitado de esta manera. Trata de mostrar que no sólo es que somos más y es difícil hacernos sitio, sino que, además, la forma como resolvemos algunos de nuestros principales problemas es la que está trayendo como consecuencia el grado actual de degradación ambiental. Cualquier explicación teórica con aspiraciones de generalidad ha de trabajar con modelos. Éstos, por su propia naturaleza, se ven obligados a simplificar la realidad, prescindiendo de muchos de sus componentes, para poder centrar la atención del analista sobre los que se consideran más relevantes. Se pierde con ello matiz y realismo, pero a cambio no sólo se hace más manejable el objeto de estudio, sino que las variables relevantes ocupan el centro de la imagen, relegando los detalles a la periferia. Valga lo anterior como justificación del procedimiento que se va a seguir a lo largo de este capítulo, y del libro en general. Supondremos, en efecto, que la degradación ambiental no es producto de la ignorancia (aunque en ocasiones lo sea), ni de la mala fe o las ganas de perjudicar a alguien (ídem), sino que es el producto, generalmente desconocido y no deseado, de una conducta racional que trata de resolver determinados problemas, en un marco institucional concreto. El principal problema al que se enfrentan las personas, y la sociedad, es el de satisfacer sus necesidades más básicas. Utilizan para ello los medios de que disponen, tanto los que les ofrece la propia naturaleza como los que a lo largo del tiempo han sido capaces de producir, adquirir y heredar (trabajo, bienes de capital, tecnología, etc.). El acceso a estos bienes, lo que se puede y no se puede hacer con ellos, está regulado por el marco institucional que rige las relaciones entre unas personas y otras, y
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
el catálogo de derechos y deberes que se reconocen entre sí, y para con los demás. Pues bien, el supuesto básico del que se parte en este libro es el de que la degradación ambiental es el resultado de un proceso en el que las personas, y en ocasiones la sociedad, trata de resolver racionalmente un problema de maximización condicionada, en el que la información procesada no es la correcta, y no se cuenta con los incentivos necesarios para actuar en consecuencia: el problema de maximizar el valor de las necesidades que se satisfacen con el acceso a una serie de recursos limitados, en el marco de una economía de mercado. El presente capítulo se abre, por tanto, con una introducción al análisis del mercado como sistema de resolución del problema mencionado: el problema de la asignación de recursos. En el segundo epígrafe se introduce la biosfera como un recurso más en este proceso de satisfacción de necesidades: a sabiendas de que la biosfera es algo más que un recurso, pero sin perder de vista que también es un recurso. En este epígrafe se analizan las deficiencias del sistema de mercado como mecanismo de asignación de valor en el caso de muchos de los servicios que proporciona la biosfera y cómo, en consecuencia, las personas resuelven sus problemas sin darle a la naturaleza el valor que tiene, y degradándola. Dos ejemplos, desarrollados en el tercer epígrafe, ayudan a redondear esta idea. El cuarto epígrafe introduce un concepto ciertamente controvertido, el nivel de contaminación óptimo que, simplemente, plantea un hecho aparentemente poco discutible: es difícil, llegados a este punto, satisfacer las necesidades humanas sin agredir de una u otra forma a la biosfera y a su capacidad de proporcionar una serie de servicios. Por ello se hace necesario buscar un equilibrio entre el valor que la sociedad concede al hecho de satisfacer las necesidades de algunos de sus miembros, y el que le da a la degradación ambiental que ello lleva consigo. El siguiente epígrafe aborda el análisis de una propuesta de solución de los problemas ambientales que ha gozado de gran predicamento en los últimos años: la extensión del mercado a los servicios de la biosfera de la mano de su privatización. A la vista de las limitaciones que ofrece esta solución, basada en el Teorema de Coase y el llamado paradigma de los derechos de propiedad, el sexto epígrafe introduce los conceptos básicos que pueden ayudar al analista a centrar mejor el objetivo social perseguido, en función del que se justifica un comportamiento más equilibrado y menos agresivo con el medio natural. El capítulo se cierra, finalmente, con un resumen y una nota para consultas adicionales.
2.1. INTRODUCCIÓN: MERCADO Y SATISFACCIÓN DE NECESIDADES La especie humana, organizada en distintos niveles, tiene que resolver muchos problemas, algunos de los cuales tienen un contenido marcadamente económico. Entre éstos cabría destacar el de satisfacer una serie de necesidades de sus miembros, desde las más básicas (la propia supervivencia) hasta las que muchos observadores considerarían superfluas, tanto individuales como colectivas. Cuenta para ello con una serie de recursos: tierra, mano de obra, maquinaria, infraestructuras, tecnología, recursos naturales, etc. Cómo organizar estos recursos para obtener de ellos el máximo bienestar, en función de las necesidades satisfechas, es uno de los principales problemas de los que se ocupa la economía. En una sociedad como la nuestra, el mercado juega un papel fundamental en la resolución de este problema: de hecho vivimos en una sociedad regida por el sistema de mercado. Su funcionamiento es conceptualmente sencillo. El mercado es como una inmensa cámara de compensación en la que se procesa toda la información que las
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personas proporcionamos con respecto a nuestras preferencias y a nuestras posibilidades, y de la que surgen unas señales sobre el valor de las cosas: los precios. Estos precios, que informan sobre el valor que el mercado otorga a los distintos bienes y servicios, son los que contienen la información necesaria para que las personas organicen su comportamiento tanto en su papel de consumidores como en su papel de productores. Vale la pena detenerse un instante en este último punto y tratar de interpretar el significado de este valor que el mercado otorga. En principio, este valor, reflejado en un precio, contiene una triple información: — Obsérvese el comportamiento de una persona que adquiere voluntariamente un objeto cuyo precio es conocido: un libro, por ejemplo. La relación que esta persona establece con el libro, y que hace que el libro tenga para ella valor, es algo perfectamente subjetivo, que difícilmente nos será dado conocer. Se ignora incluso para qué adquiere el libro, si para leerlo, regalarlo, rellenar un hueco de la librería o calzar un mueble. Ahora bien, dado que se parte del supuesto de que la persona es racional y está actuando voluntariamente, puede deducirse que el valor que le concede a la necesidad que satisface con la adquisición de ese bien, y que es estrictamente subjetivo, es, como poco, igual al que le concede a la posesión de los euros que se ha gastado: es decir, a lo que hubiera podido hacer con esa cantidad de dinero. En otras palabras: el precio, algo objetivo en tanto que observable, mensurable y comparable, sirve como indicador del valor que las personas otorgan a la posesión de las cosas: de la importancia que le dan a la necesidad que satisfacen con el acceso a su uso y disfrute1. — En el otro extremo, alguien puso el libro al alcance del comprador: el vendedor. Cuando realiza su venta, se quedará con un margen, que considerará compensa los recursos que ha dedicado a ello (su tiempo, el local, etc.), y con el resto pagará a la editorial que se lo proporcionó. Ésta, a su vez, recuperará lo que invirtió en producirlo (trabajo, papel, instalaciones, derechos de autor), y se quedará con otro margen de beneficios. Si aceptamos que estos márgenes netos que se han quedado tanto vendedor como editor remuneran su trabajo, entonces el precio del libro es la suma de todos los pagos que han recibido los recursos necesarios para ponerlo a disposición del lector potencial. En otras palabras, el valor de lo que la sociedad ha necesitado para producirlo. — Analicemos, por último, el precio de un factor de producción: por ejemplo, el trabajo. Supongamos que una persona le ofrece a otra una remuneración determinada, a cambio de que le pinte una habitación de su casa. Si la respuesta es afirmativa, se pueden deducir varias cosas. En principio, que esta propuesta es, al menos, tan atractiva como cualquier otra que tuviera la persona contratada para ese tiempo, y por eso la acepta. Alternativamente, si no tenía ninguna oferta, pero necesita trabajar, la cantidad de dinero ofrecida le compensa, al menos, por lo que se gasta al hacerlo (transporte, herramientas, material): supera al llamado salario de reserva. Finalmente, si no contemplaba la posibilidad de trabajar esa tarde, y lo hace, ello quiere decir que la cantidad recibida a cambio del trabajo le compensa por el valor de una tarde dedicada al ocio. En cualquier caso, el dinero ganado proporciona un bienestar (gracias a lo que se puede hacer con él) al menos igual al valor que la persona le da al coste de oportunidad de 1 Obsérvese que esto es cierto con independencia de la opinión que nos merezca el tipo de necesidad que la persona está satisfaciendo.
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dedicar una tarde a pintar esa habitación: no trabajar en otra cosa, dedicar la tarde al ocio o una combinación de ambas. Lo mismo es cierto de quien le contrata. Si éste es un empresario, y lo quiere para que colabore en el proceso de producción (para que le ayude a recoger la cosecha, pongamos por caso), lo hará siempre y cuando lo que el trabajo de esta persona le aporta (el valor de la producción que añada), durante el tiempo que está contratada, sea, al menos, igual a lo que le paga. De otra forma, no le saldrían las cuentas. El valor de lo que la persona aporta al proceso de producción durante el tiempo que está trabajando es lo que, en economía, se denomina su productividad marginal: no lo que hace (que es su productividad media), sino lo que contribuye a hacer. En definitiva, el precio del trabajo (el salario) iguala el valor que la persona que lo desempeña le da a aquello a lo que renuncia por trabajar, con el que le da a lo que hace, quien le contrata. Los precios de mercado, por tanto, en esta representación idealizada de su funcionamiento, encierran una doble información sobre el valor de las cosas: la prioridad que la persona le da a la necesidad que satisface con su ayuda, y el de los recursos que se necesitan para proporcionársela. En el Capítulo 3 habrá ocasión de analizar con más detalle las implicaciones de esta forma de hacer las cosas, pero mientras tanto vale la pena retener la idea de que ésta es la información que guía el comportamiento de las personas, sea como consumidores, sea como productores.
2.2. BIOSFERA Y MERCADO La biosfera tiene un valor indudable, incluso en el sentido en el que se está empleando el término en este capítulo: un valor económico. Éste le viene dado por el hecho de que proporciona una serie de servicios que permiten satisfacer necesidades humanas y, por tanto, aumentar el bienestar de las personas. Convencionalmente se han agrupado estos servicios alrededor de cuatro grandes tipos de funciones que la biosfera cumple: — En primer lugar, la biosfera es para la especie humana el sustento de la vida y de su diversidad. Es difícil decir algo más contundente en favor de la idea de que la biosfera tiene indudablemente valor. — En segundo lugar, los recursos de la biosfera forman parte de la función de producción de innumerables bienes y servicios. No se trata únicamente de que utilicemos los recursos naturales para la elaboración de bienes y servicios: madera para producir muebles. La calidad del aire, por ejemplo, determina la productividad con la que los factores de producción convencionales, tierra, trabajo, agua, energía, etc., combinados de acuerdo a una tecnología determinada, son capaces de proporcionar maíz. Una concentración excesiva de ozono en superficie, un deterioro en la calidad del aire, puede dar al traste con los esfuerzos del agricultor. — En tercer lugar, la biosfera, gracias a su capacidad de asimilación, funciona como un sumidero para muchos de los residuos y desperdicios que genera la actividad económica, y que la sociedad quisiera eliminar. La humanidad, en efecto, no sólo extrae recursos de la biosfera en su proceso de producción, distribución y consumo de bienes y servicios, sino que le devuelve una serie de residuos con los que ya no cuenta y de los que quiere desprenderse. Si no se supera la
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capacidad de absorción de los distintos medios (agua, aire y suelo), la biosfera no sólo absorbe estos desechos, sino que, en ocasiones, los transforma de nuevo en productos que vuelven a tener un valor económico. — Finalmente, los recursos de la biosfera entran a formar parte de la función de producción de utilidad de las economías domésticas, como cualquier otro insumo productivo. Pongamos un ejemplo. Las personas tienen su propia función de producción de salud: a la vista de sus restricciones, deciden el nivel de salud que desean tener. Para ello utilizan una serie de recursos que pueden englobarse en tres grandes grupos. El primero está constituido por aquellos bienes y servicios que se adquieren en el mercado, pagando un precio por ellos, directa o indirectamente: medicina preventiva, alimentos más sanos, ejercicio físico en instalaciones adecuadas, etc. El segundo grupo está compuesto por todos aquellos recursos que no se tienen que adquirir porque la persona es dueña de ellos, pero que tienen un coste de oportunidad: el tiempo dedicado al deporte o al sueño, los hábitos alimenticios, el no fumar2. Finalmente, la eficacia con la que esta inversión en salud consigue sus objetivos depende de un tercer grupo de bienes que ni se compran, ni son propiedad de la persona, pero que influyen, a veces de forma decisiva, sobre su salud: la calidad del aire que se respira, del agua que se consume o del suelo en el que se vive. Lo mismo podría decirse de la función de producción de bienestar a partir del disfrute de la naturaleza: la utilidad que una familia obtiene de una tarde en el campo depende de una serie de bienes que adquirió pagando un precio por ellos (el automóvil, la gasolina, el equipo de fotografía); del tiempo que le ha dedicado a la excursión y a prepararla (leyendo, documentándose, entrenándose); de la calidad de las carreteras que utilizó para llegar allí; y del estado del sitio en cuestión (limpieza, conservación, diversidad, congestión). Una perspectiva muy interesante de clasificar los servicios que proporciona la biosfera es la que introduce el Millennium Ecosystem Assessment (2003) y que aparece reflejada en la Tabla 2.1. Resulta evidente, por tanto, que la biosfera proporciona una serie de servicios que tienen un indudable valor para la especie humana, ya que le permiten satisfacer toda una serie de necesidades, comenzando por las más básicas. Desgraciadamente, el sistema que la sociedad ha escogido para resolver un problema tan importante como el de la asignación de recursos, el sistema de mercado, es incapaz de poner un precio a estas funciones, que refleje su valor económico. De esta forma, quien utiliza las funciones de la biosfera en su propio provecho no toma en cuenta al tomar sus decisiones la pérdida de bienestar de quienes se ven privados por ello de estos servicios, ya que no tiene que pagar el montante de este perjuicio. Carece por tanto de los incentivos necesarios para introducir el valor de los servicios naturales 2 Es probable que, en muchas ocasiones, cuando la persona tiene satisfechas sus necesidades básicas, no sea erróneo afirmar que podría alcanzar un nivel de salud mejor que el que tiene: un poco más de deporte, una alimentación más sana, algo más de sueño, podrían mejorar la salud del cuerpo. Si observamos que la persona no lo hace, no podemos deducir por ello que está actuando de manera irracional. Todo lo contrario: poniendo en una balanza el beneficio adicional que le proporciona ese extra de salud (el beneficio marginal), y el coste de conseguirlo (el coste marginal) trasnochando un poco menos, comiendo un poco «mejor», madrugando para hacer deporte, decide que no le compensa. Ésta es una muestra clara de racionalidad económica: la inversión en salud se lleva hasta el punto en el que el beneficio marginal de la misma iguala a su coste marginal.
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Tabla 2.1. Clasificación de los servicios de los ecosistemas de acuerdo con el Millenium Ecosysten Assessment
— — — — — —
SERVICIOS DE PROVISIÓN Productos obtenidos de los ecosistemas
SERVICIOS DE REGULACIÓN Beneficios obtenidos de la regulación de los procesos de los ecosistemas
Alimentos Agua dulce Madera Fibra Compuestos bioquímicos Recursos genéticos
— Regulación del clima — Regulación de enfermedades — Regulación del ciclo hidrológico — Polinización
SERVICIOS CULTURALES Beneficios inmateriales obtenidos de los ecosistemas — — — — —
Religiosos y espirituales Recreo y ecoturismo Estéticos Inspiración Educación
SERVICIOS DE SOPORTE Servicios necesarios para la producción del resto de servicios del ecosistema — Formación de suelo
— Ciclo de nutrientes
— Producción primaria
Fuente: MEA (2003).
que utiliza en su función de decisión. No quiere esto decir que la ausencia de precio sea la única responsable de la degradación ambiental, pero sí una de las más importantes. Esta carencia de precio aparece en tres contextos.
2.2.1. Externalidades Cuando un empresario productor de aceite de oliva contrata a un trabajador para que le ayude en la recogida de la aceituna, tiene que pagarle un salario que, como se apuntó más arriba, refleja el coste que para el resto de la sociedad supone que él utilice ese factor de producción: la productividad marginal del trabajador contratado (lo que hubiera contribuido a producir en otro sitio), o el valor del ocio. De esa forma, tendrá buen cuidado en no utilizar mayor cantidad de mano de obra de la estrictamente necesaria, ya que cualquier error al respecto será él quien lo pague. Cuando ese mismo empresario «contrata» al arroyo que pasa por las proximidades de su trujal para que se lleve los residuos de la molturación de la aceituna, los alpechines que él no quiere, no paga nada por ello, a pesar del perjuicio que causa a todos los demás. Utiliza libremente los servicios de un recurso ambiental, degradándolo de tal forma que se reduce el disfrute que otras personas hubieran podido obtener del mismo, sin pagar por ello. En la terminología del análisis económico, cuando esto ocurre se dice que el empresario que vierte sus residuos al cauce está generando una externalidad, en este caso negativa, al resto de los usuarios del río. Las externalidades aparecen cuando el comportamiento de un agente cualquiera (consumidor o empresa), afecta al bienestar de otro (su función de producción, o su función de producción de utilidad), sin que este último haya elegido esa modificación, y sin que exista un precio, una contraparte monetaria, que lo compense3. Como es natural, las externalidades pueden ser tanto positivas (cuan3 El concepto de externalidad, o de economías externas, como se las llamaba antiguamente, ha ido cambiando a lo largo del tiempo. Hacia mediados del siglo pasado era frecuente la distinción entre las externali-
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do una persona mantiene bien cuidada su finca, y los paseantes disfrutan con su contemplación), como negativas (cuando el ruido generado por el paso de una motocicleta impide oír la radio). A veces las externalidades aparecen no como resultado de una conducta consciente por parte de quien las genera, sino por simple desconocimiento: qué duda cabe de que la utilización de los CFC genera una externalidad negativa que repercute en perjuicio de toda la humanidad. Sin embargo, cuando fueron descubiertos, y durante algún tiempo, se consideró que constituían una forma particularmente poco dañina de resolver el problema de la refrigeración. Es importante, finalmente, no perder de vista que para que exista una externalidad negativa debe haber alguien que causa el perjuicio, y alguien que lo recibe. Corregir esta situación requiere tomar en cuenta este hecho y obrar en consecuencia. La presunción de que el causante de una externalidad negativa ha de ser penalizado requiere de algunas matizaciones. La afirmación de que las personas tienen derecho a disfrutar de la naturaleza sin intromisiones, por ejemplo ruidos, a pesar de su indudable vaguedad, o quizá por ello, despierta un elevado grado de consenso. Suponga, sin embargo, que está usted solo en una inmensa playa desierta. Extiende su toalla sobre la arena y se dispone a leer un buen libro acompañado de la música que le proporciona su radiocasete, y que usted ha seleccionado para la ocasión. A los cinco minutos aparece una segunda persona, extiende su toalla a dos metros de la suya (a lo que tiene todo el derecho del mundo), y le pide que apague la música ya que le molesta. Visto así, ¿quién está generando una externalidad negativa a quién?, ¿usted forzando a su vecino a escuchar una música que no desea?, ¿o su vecino a usted obligándole a apagar su aparato? La respuesta no es en absoluto sencilla: el ejemplo ha escogido un caso extremo sólo para sembrar la duda. La solución al problema económicamente más eficiente dependerá del coste que a cada una de las partes le suponga evitar esta interrelación, si es que se puede: a su vecino seleccionar un emplazamiento más alejado, y a usted apagar la radio, o irse con ella a otra parte. Es de esperar que la sociedad haya definido de tal forma el derecho al disfrute del medio ambiente que la identificación de quién es el causante de la externalidad, y quién el perjudicado, sea inmediata. A veces esta definición de los derechos de propiedad sobre el medio legitima para recibir las compensaciones correspondientes, a veces no. El dueño de una parcela de tierra puede impedir que se edifique por encima de ella, aun cuando no se toque el suelo de su propiedad, pero no puede impedir que un avión la sobrevuele si lo hace a una determinada altura, por mucho que le moleste (Frank, 2001, página 525).
2.2.2. Bienes públicos En muchas ciudades del mundo, el transporte colectivo está operado por compañías autónomas, públicas (municipales) o privadas. Estos autobuses, debido al combustible utilizado, son una de las fuentes principales de la contaminación atmosférica. El prodades pecuniarias y las externalidades tecnológicas, introducida por Jacob Viner (1892-1970) en los años treinta. Las primeras, las pecuniarias, surgían cuando el comportamiento de un agente modificaba los precios a los que se enfrentaban los demás: su demanda de mano de obra, por ejemplo, elevaba el precio del trabajo para todos los demás empresarios. Las externalidades tecnológicas, por su parte, afectaban a la función de producción: una empresa química que, al contaminar el cauce de un río, disminuye la producción de una piscifactoría aguas abajo. La literatura no tardó en descubrir que las llamadas externalidades pecuniarias no esconden sino una redistribución de renta (lo que pierden los empresarios lo ganan los trabajadores), por lo que el concepto ha quedado identificado exclusivamente con las segundas: las externalidades tecnológicas. No debe confundirse el concepto de economías externas, o externalidades, con el de economías de escala. Este último hace referencia a la caída de costes que se produce cuando una empresa aumenta su volumen de producción.
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blema podría resolverse, en parte, si las compañías hicieran la inversión necesaria para modernizar sus flotas y reconvertirlas, por ejemplo, a la utilización de gas natural. Al hacerlo beneficiarían a todos los habitantes, y visitantes, de la ciudad. Supongamos que todos los habitantes de la ciudad son conscientes del problema, y todos tienen un gran deseo de solucionarlo (su demanda de aire limpio es muy alta). Dado el indudable beneficio que todos los vecinos recibirían de una medida de esta naturaleza, el Ayuntamiento podría invitarles a contribuir a un fondo que financiara esta reconversión. ¿Cuánto pagaría cada uno de ellos para conseguir esta mejora? La respuesta más probable es que nada. Y ello a pesar de que algunas de estas mismas personas se están gastando una cantidad de dinero superior a la que les tocaría pagar si se hiciera un reparto proporcional de las cargas, para conseguir una calidad del aire inferior a la que la medida propuesta les supondría (saliendo al campo a «oxigenarse», o instalando filtros de aire en sus casas). Una posible explicación para este comportamiento, aparentemente irracional, es la derivada del hecho de que la calidad del aire es un bien público. Los bienes públicos están en las antípodas de los llamados bienes privados (que se adquieren en el mercado), y están caracterizados por dos propiedades: — La primera es la de que si ese bien se ofrece a una persona cualquiera, se ofrece a todas las demás. El alcalde que obliga a los transportistas a cambiar su flota para limpiar el aire, puede estar preocupado exclusivamente por la salud de los miembros de su familia. Puede incluso que en su municipio viva también un grupo opositor al que le gustaría ver, es un ejemplo, pudriéndose en el infierno. El hecho es que, cualquiera que sea el motivo que le ha impulsado a tomar la medida, no puede impedir que todo el mundo, incluidos sus peores enemigos, se beneficien de ella. Ésta es la llamada propiedad de no exclusión. — En segundo lugar, si una persona consume el bien público en cuestión, no impide por ello que otra también lo consuma. El hecho de que yo escuche un programa de radio, circule con mi bicicleta por una «vía verde» (antiguos trazados ferroviarios abandonados que han sido rehabilitados para su uso por ciclistas o paseantes) o contemple una puesta de sol, no le impide a usted hacer lo mismo, a no ser que yo congestione el acceso (cosa imposible en la radio, pero que a lo mejor ocurre con la bicicleta o con la puesta de sol en un escenario determinado). Ésta es la llamada propiedad de la no rivalidad en el consumo. Cuando un bien cualquiera tiene estas dos propiedades, se dice que es un bien público puro4. En estas condiciones, los incentivos que una persona pudiera tener para pagar por garantizarse el acceso al mismo, son más bien escasos: sabe que si ella paga, todos los demás se van a beneficiar igualmente, y que si otro lo hace, nadie podrá impedirle su disfrute. Por eso estos bienes no pueden racionarse, como los privados, a través de los precios, y tienen que proporcionarse libremente. Que sean públicos no quiere decir, sin embargo, que sean gratuitos: quiere decir que no puede cobrarse directamente por su consumo, pero como tienen un coste de producción equivalente al de cualquier bien privado, tendrán que pagarse indirectamente, a través de los impuestos o de cualquier otra vía. Que sean públicos tampoco quiere decir que tengan que ser 4 La presencia de la congestión ha llevado a afirmar que los bienes públicos puros se transforman en bienes públicos impuros. Probablemente sea más adecuado afirmar, utilizando el concepto introducido en el apartado anterior, que el usuario que congestiona un bien público genera una externalidad negativa para el resto de los consumidores del mismo.
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producidos por el sector público: de hecho muchos de ellos son producidos por el sector privado (programas de radio y de televisión no codificados). Lo que sí es cierto es que quien los produce genera un valor, pero no se ve directamente recompensado por ello a través de un ingreso. Reviste gran importancia, en el análisis económico de los problemas ambientales, no perder de vista el hecho de que, así como existen bienes públicos globales (la capa de ozono), también existen bienes públicos locales (la calidad del aire en una ciudad). Los vecinos de una ciudad contaminada por el humo de los autobuses probablemente no contribuirán a financiar la reconversión de la flota. El hecho de que la calidad del aire sea un bien público puede explicar este comportamiento. Existe, sin embargo, una segunda posible causa para esta conducta que, aunque ya no tiene que ver con el caso de los bienes públicos, vale la pena mencionar por el tipo de cuestiones que plantea. Esta segunda causa no es otra que el convencimiento de que el problema tiene que arreglarlo quien lo crea, no quien lo sufre. Esta afirmación, sin embargo, es más compleja de lo que parece. Permítasenos una breve disquisición para ilustrar la dificultad apuntada. El transporte colectivo es un servicio público que las empresas ofrecen de acuerdo a las condiciones que les habrá impuesto la municipalidad. Al hacerlo, contaminan directamente con las emisiones de sus autobuses, pero también reducen la contaminación indirectamente, disminuyendo la utilización del vehículo privado, y haciendo más fluido el tráfico para los restantes. Las compañías de transporte público podrían repercutir el coste de la inversión necesaria para la reconversión de su flota en el precio de los billetes, pero esto supondría cargar sobre los usuarios el coste de una medida que favorece a todos, lo que no sería justo. Además, ello reduciría la eficacia de la medida, ya que ante el aumento del coste del billete, desviaría parte de la demanda de nuevo hacia el transporte privado.
2.2.3. Recursos comunes: el problema del libre acceso El fabricante de muebles que, paseando por el campo, ve en una finca un árbol idóneo para sus propósitos, puede intentar comprárselo a su dueño. Éste sopesará lo que el árbol le significa (la sombra que le da, su belleza, los frutos, el hecho de que fuera un ser querido quien lo plantara) y, si la oferta le compensa por la pérdida de estos valores, accederá a la transacción. En cualquier caso, quien se hace con este recurso tiene que pagar el valor que éste tiene para su dueño. Por el contrario, el pescador que lanza sus redes en alta mar, fuera de las aguas jurisdiccionales de cualquier país, no paga nada por la cantidad de pescado que captura, salvo el coste mismo de capturarlo, a pesar de que esos peces también tenían un valor para los demás. Lo mismo puede decirse de quien extrae agua de un acuífero, o petróleo de un yacimiento, cuando éstos no están controlados. Hardin (1968), en un conocido texto, caracterizó hace ya bastantes años este problema como el de la tragedia de los recursos comunes («The Tragedy of the Commons»). Los recursos comunes, es decir, propiedad de un colectivo, pueden estar caracterizados por el acceso restringido, o por la libertad de acceso. En el primer caso tendríamos, por ejemplo, los montes del común, o los cotos sociales de caza. El acceso está restringido a los miembros del «club» propietario del recurso, y éste suele estar gestionado como cualquier bien privado, aun cuando en ocasiones sea difícil poner de acuerdo a todos sus miembros con respecto a las modalidades de su disfrute. La evidencia histórica, y la propia experiencia, muestran que son muy abundantes los casos de colectivos que han cuidado sus recursos comunes sin llevarlos, ni mucho menos, a
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la degradación y al agotamiento. Como señalaron Dasgupta y Mäler (1991), la caracterización de Hardin fue ciertamente desafortunada, y los ejemplos mencionados por él (pastizales, bosques) hacen referencia en la mayor parte de las ocasiones a recursos mantenidos durante siglos por sus dueños comunales5. El problema aparece con aquellos recursos comunes caracterizados por el libre acceso: es decir, por el hecho de que cualquiera puede apropiarse de los mismos o de sus servicios. Los ejemplos mencionados unas líneas más arriba caían dentro de esta categoría: caladeros en aguas internacionales, acuíferos no regulados, bosques abiertos, etc. En este caso, hace su aparición la llamada ley de captura, que lleva a su degradación y desaparición como tal recurso económico. Es ésta una versión muy sencilla de la paradoja del aislamiento o del dilema del prisionero. Podría ocurrir, en efecto, que todos los pescadores que faenan en un determinado caladero fueran conscientes de que con el nivel de capturas promedio existente, el banco no puede mantenerse, y está llamado a desaparecer. Estaría en el interés de todos restringir la pesca y mantener las capturas en el nivel que, dada la ecuación de comportamiento dinámico del sistema, garantizara la sostenibilidad del banco y permitiera una tasa de capturas constante en el tiempo6. Sin embargo, el hecho de que cualquiera pueda acceder al lugar y lanzar sus redes, impide llegar a un acuerdo de este tipo. Lo que un barco cualquiera deja de capturar para ayudar a la conservación del banco es difícil que permanezca allí mucho tiempo: probablemente otro vendrá y se lo llevará. Como es natural, antes de que eso ocurra, cada barco capturará todo lo que pueda, y el caladero se degradará sin remedio. No es, por tanto, la propiedad colectiva la que ha condenado a este activo a la desaparición, sino el libre acceso. Únicamente una autoridad, supranacional en este caso, que tenga la facultad de hacerse respetar y poner un poco de orden, puede evitar un resultado que a todos perjudica: introduciendo, por ejemplo, un sistema de cuotas, de licencias o una serie de paradas biológicas. El punto anterior puede ilustrarse con ayuda de una representación gráfica, tal como muestra la Figura 2.1. En la parte superior medimos, en el eje vertical, cantidad de peces (Y: biomasa); y en el eje horizontal, el esfuerzo hecho para su extracción (N: número de barcos, homogéneos, pescando). La curva Y f (N) representa la evolución del tamaño del banco de pesca como una función de su propia dinámica interna, y de la presión a que está sometido en término de capturas (número de barcos que faenan). Supongamos, para simplificar el argumento, que el precio del pescado capturado es igual a la unidad, con lo que el rendimiento de la pesca puede medirse también en el eje vertical, y viene dado por el valor de la distancia existente entre la curva Y f (N) y la recta 0CT, para cada punto. Como puede observarse, hasta alcanzar un determinado punto N0, la entrada de nuevos barcos en el caladero no pone en peligro la reproducción del mismo. A partir de dicho punto, sin embargo, la intensificación de las capturas hace que comience a reducirse el tamaño total del stock. Supongamos que el coste marginal de enviar a un barco a este caladero, idéntico para todos ya que se ha supuesto que son homogéneos, es constante e igual a la tangente de a, coste que incluye el 5
Que los recursos de propiedad común pero de acceso restringido sean conservados a lo largo del tiempo no quiere decir, sin embargo, que sean explotados de forma óptima, en términos de rendimiento sostenido. Stevenson (1991), por ejemplo, muestra que los prados comunales y cooperativos de los Alpes producen menos leche por cabeza de ganado que los privados (citado en Garrod y Willis, 1999, página 18). 6 El lector familiarizado con el razonamiento económico habrá observado que, en esta afirmación, se ha deslizado implícitamente un supuesto sobre el valor del tipo de interés, que es el que hace que la sustentabilidad del banco sea, para todos, la estrategia óptima. Este supuesto, sin embargo, es probablemente muy realista.
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R
Y Biomasa Ingresos y costes totales
CT Máximo beneficio
R
Y = f (N) a 0
N*
N0
N1
N (Barcos)
Ingresos y costes marginales y medios
CMg IMe
0
N*
N0
N1
N (Barcos)
IMg
Figura 2.1.
beneficio normal del armador, equivalente al de cualquier otro empresario en el resto de la economía. En la parte inferior de la figura, en la que el eje horizontal coincide con el anterior, y refleja por tanto el número de barcos enviados a faenar (el «esfuerzo pesquero»), en el eje vertical se miden los costes e ingresos marginales de la pesca: el coste de cada barco adicional (CMg), y el ingreso que proporciona (IMg). También se representa la curva del ingreso medio que cada embarcación obtiene (IMe). Como los costes de enviar cada barco son constantes, la línea que representa los costes marginales es una recta horizontal: cada barco cuesta lo mismo. Como cada uno que llega no sólo encuentra las cosas cada vez más difíciles, sino que dificulta también las capturas de los que ya están al ir reduciendo el tamaño del banco, el ingreso marginal de cada recién llegado es menor que el del anterior, y presiona a la baja el de todos ellos, que es lo que representan las curvas correspondientes. Si el caladero estuviera controlado por un único agente, la cantidad de barcos de pesca faenando en él sería N*, ya que en ese punto se maximiza la diferencia entre el rendimiento bruto de la pesca, y el coste en que se ha incurrido para obtenerlo (las rectas RR y 0CT son paralelas). Como puede comprobarse en la parte inferior de la figura, en ese punto el ingreso marginal de la actividad pesquera iguala a su coste marginal. Éste sería el punto óptimo desde una perspectiva social en ausencia de distorsiones del
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mercado. En ese punto, además, el mantenimiento del banco está garantizado. Sin embargo, en esas condiciones, los barcos que faenan en el caladero están obteniendo beneficios extraordinarios por lo que, si cualquiera puede ir a trabajar allí, seguirán llegando nuevos barcos. La entrada de nuevas embarcaciones desplazará hacia la derecha el nuevo punto de equilibrio. Se sobrepasará el punto N0, que caracteriza el máximo rendimiento biológico obtenible (la máxima producción), y se llegará hasta N1. En la nueva situación, ningún barco obtiene ya beneficios extraordinarios: de hecho el ingreso marginal que cada uno de ellos aporta es negativo, y sólo cubren costes. El sencillo diagrama utilizado para ilustrar el equilibrio económico de un recurso de libre acceso no permite recoger la complejidad del comportamiento dinámico del recurso a largo plazo. Utilizando modelos más complejos y realistas, la ecuación dinámica que representa la evolución del stock informará sobre la tendencia en el tiempo del mismo con ese nivel de capturas. Si, como es probable que ocurra, se ha sobrepasado la tasa que hubiera permitido mantener el banco, en un contexto dinámico, a partir del nuevo equilibrio (N1), la curva Y f (N) irá contrayéndose progresivamente, hasta llevar al recurso a su completa extinción. Tanto los recursos comunes analizados en este epígrafe, como los bienes públicos que se presentaron en el anterior, no son realmente sino dos casos particulares de externalidades, adornadas por una serie de propiedades adicionales. Utilizando la información recogida hasta ahora, se podrían clasificar los distintos bienes tal y como aparece en la Tabla 2.2.
2.3. RACIONALIDAD ECONÓMICA Y DEGRADACIÓN AMBIENTAL Los problemas ambientales tienen, como es obvio, multitud de causas. Algunas de ellas son naturales: la actividad volcánica, por ejemplo, agrava los problemas de contaminación atmosférica. Poco es lo que puede hacerse en este sentido, salvo una cuidadosa ordenación del territorio. Ahora bien, la mayoría de las causas de la degradación ambiental tienen que ver con la actividad del ser humano, y éstas son las que interesan al economista, porque implican que puede hacerse algo al respecto. Podrían distinguirse dos grandes tipos de causas antrópicas: Por un lado, la degradación ambiental puede deberse al desconocimiento de los efectos que sobre el medio tienen distintas actuaciones del ser humano. Este desconocimiento, a su vez, puede ser debido a la existencia de una serie de incógnitas que las ciencias naturales no han sido capaces de despejar, o que ni siquiera se han planteado: recuérdese, por ejemplo, el problema del adelgazamiento de la capa de ozono, ya mencionado, y el papel que en este problema han tenido los CFC que, sin embargo, fueron saludados en su día como un avance científico, incluso en el campo ambiental. Puede Tabla 2.2. Exclusión
No exclusión
Rivalidad
Bienes privados
Recursos comunes de libre acceso
No rivalidad
Bienes públicos con congestión Bienes de club
Bienes públicos puros
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darse el caso, sin embargo, de que el desconocimiento sobre las consecuencias de un acto concreto sobre el medio ambiente se deba, no a la existencia de una falta de conocimiento científico, sino a una inversión insuficiente de recursos para despejar la incógnita. Sería el caso, por ejemplo, de los impactos que la construcción de un embalse tendrá sobre el delta de un río, o sobre la evolución de las playas cercanas a su desembocadura: una inversión suficiente de los recursos necesarios probablemente permitirá simular los resultados de la construcción dentro de unos límites de incertidumbre aceptables. En ambos casos, y esto es lo importante, puede hacerse algo: invertir lo necesario para despejar las incógnitas y, al menos, conocer las consecuencias de lo que se planea hacer. Ahora bien, esta posibilidad plantea inmediatamente un problema económico: invertir recursos en hacer avanzar el conocimiento no sólo resulta beneficioso para la situación concreta que se quiere resolver, sino para muchas otras (genera pues externalidades positivas), pero también consume una serie de recursos que hubieran podido destinarse a satisfacer otras necesidades humanas. Se hace necesario, por tanto, tratar de aplicar las herramientas del Análisis Coste Beneficio (el lector las encontrará en el Capítulo 6), en un contexto de elevada incertidumbre, para decidir sobre el nivel de inversión óptimo en investigación. Al tiempo, el concepto de valor de cuasi opción (véase el capítulo siguiente) y el principio de máxima precaución (Capítulo 6), serán de gran utilidad. Sea como fuere, lo importante es señalar que el análisis económico ya tiene un papel que jugar cuando la causa de la degradación ambiental es alguna forma de desconocimiento. Por otro lado, puede que el deterioro ambiental no sea debido a ningún tipo de desconocimiento, sino al comportamiento racional de personas (agentes económicos) perfectamente informadas. Esta tercera causa de degradación ambiental es, probablemente, la más importante y la que más interesa desde el punto de vista del análisis económico. ¿Qué quiere decir un comportamiento racional en este contexto? Simplificando mucho: que el agente en cuestión tiene una determinada función objetivo que tratará de maximizar, sujeto a una serie de restricciones. En otras palabras: que resolverá un problema de maximización condicionada y, al hacerlo, generará el deterioro ambiental. Este planteamiento puede sonar excesivamente esotérico, así que quizá valga la pena tratar de ilustrar su funcionamiento aplicándolo a un determinado problema ambiental. Apliquemos este marco de análisis al problema de la deforestación del bosque tropical primario, uno de los principales problemas ambientales a los que se enfrenta la humanidad. La evidencia empírica muestra que dos son los principales causantes de la desaparición del bosque tropical primario: los colonos y las empresas madereras. Cada caso puede analizarse por separado.
2.3.1. El problema de la deforestación: los colonos La primera causa de deforestación en algunas regiones del mundo es, en efecto, la aparición de una serie de colonos que tumban o desmontan el bosque (a menudo por medio del fuego) para transformarlo en terreno agrícola o ganadero. El colono es pues, en este caso, el agente económico que está directamente detrás de la deforestación. Apliquemos el marco conceptual anterior: el colono trata de resolver un problema de maximización condicionada, y lo hace racional y eficientemente. ¿Cuál es su función objetivo? Probablemente todos estaríamos de acuerdo en ello: sobrevivir. El colono busca garantizar su supervivencia y la de su familia. Todavía podría añadirse algo más: cuanto mayor sea el período de tiempo para el que consigue
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resolver este problema, mejor. Si puede resolverlo para los próximos veinticinco años mejor que si sólo lo resuelve para cinco. No sufre, pues, de miopía. ¿A qué restricciones se enfrenta? Simplificando mucho podrían agruparse en varias familias: — Tiene una cantidad finita de recursos productivos que le servirían, en principio, para resolver este problema: una capacidad de trabajo (que incluirá a los distintos miembros de la familia), unos conocimientos (sobre cómo cultivar la tierra, por ejemplo), quizá una parcela de tierra en su lugar de origen, quizá algunos aperos. — En segundo lugar, se enfrenta a un sistema, normalmente el sistema de mercado, que le permite transformar parcialmente algunos de esos recursos, vía precios, en los bienes que necesita para sobrevivir. El mercado valora el trabajo de los miembros de la unidad familiar y sus conocimientos; también valora los bienes y servicios que esta unidad produce y no dedica al autoconsumo, así como los que necesita adquirir porque no los produce. — Finalmente se enfrenta a una serie de restricciones institucionales. Por ejemplo: el régimen de acceso y propiedad de la tierra, que le limita la cantidad de la misma de la que puede disponer. El régimen de utilización de recursos comunes (pastos, bosques). Aplicando el marco de análisis anterior, ya se puede extraer una primera conclusión ciertamente relevante. En efecto, si se observa que esta familia ha abandonado su lugar de origen y se ha desplazado a la selva para colonizar el bosque virgen, probablemente ello será debido a que, en su lugar de origen, no era capaz de resolver satisfactoriamente el problema planteado, el de su supervivencia, ya que, en general, nadie abandona su tierra por gusto7. Luego, si se quisiera resolver el problema de la deforestación asociado a este proceso, el primer corolario es claro: la solución estriba en conseguir que esta familia sea capaz de resolver su problema sin necesidad de desplazarse a la frontera agrícola, actuando sobre las restricciones que se lo impiden en su lugar de origen. Actuando, en otras palabras, sobre su acceso a los recursos productivos (acceso a la tierra, por ejemplo, o al capital humano); sobre su capacidad de transformar esos recursos productivos en alimentos (precios, salarios, posibilidades de empleo); o sobre las variables institucionales que lo dificultan (acceso a la tierra, acceso al crédito para adquirir capital humano o hacer aflorar el espíritu empresarial, etc.). Alternativamente se podría tratar de conseguir que esta familia resolviera su problema, si no puede hacerlo en su lugar de origen, en algún otro emplazamiento en el que el coste ambiental no fuera tan elevado. Avancemos, sin embargo, un paso más: la familia ya se ha desplazado, y está cultivando en la parcela de bosque que ha deforestado. Parece sensato aceptar que, si lo ha hecho, es porque piensa que en la nueva situación va a poder resolver el problema. Si se analiza, sin embargo, lo que ha cambiado es fácil concluir que muy poco. La familia tiene la misma capacidad de trabajo, los mismos conocimientos, y puede que 7 Prescindimos aquí de la posibilidad de que la familia haya sido expulsada de sus tierras por una violencia de cualquier tipo, no porque no sea una situación relevante en muchos contextos, que lo es, sino porque en este caso el tipo de análisis que estamos presentando aquí tiene muy poca relevancia. Éste es válido para cuando es la pobreza, y la ausencia de perspectivas de futuro, la que expulsa al colono.
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menos aperos (quizá haya tenido que vender algo para poder pagarse el traslado). Lo único que ha cambiado es el acceso a la tierra. Ahora bien, una vez producido el desplazamiento y la ocupación de las nuevas tierras, el daño ambiental que ello provoque dependerá del tipo de actividad económica que emprenda el colono. Vamos a forzar un poco el análisis, sin perder sin embargo plausibilidad, para seguir explorando las posibilidades que ofrece el marco analítico propuesto. Supongamos que el colono tiene ante sí dos posibilidades excluyentes: En primer lugar, puede prenderle fuego al bosque y cultivar productos para el autoconsumo, para su eventual comercialización, o una combinación de los dos. Sin embargo, sabe que la tierra que está ocupando es muy frágil, poco adecuada para el cultivo, y que su fertilidad apenas le durará unos pocos años, tras de los cuales malamente soportará un poco de ganado y, luego, quedará yerma. La Figura 2.2 puede ayudar a visualizar esta opción. En ella se representa, en el eje vertical, el nivel de producción-ingresos de la familia (Y); en el eje horizontal, el tiempo (t). Y s es el nivel mínimo de subsistencia: por debajo de ese nivel la familia no puede sobrevivir. La opción de quemar y cultivar está representada por la línea AA. Como puede comprobarse, permite resolver el problema, pero sólo a corto plazo: llegados a t1 (aproximadamente 3-5 años), la tierra ya no cubre las necesidades familiares, y un par de años más tarde ya no da para más. En segundo lugar, el colono podría iniciar una explotación sostenible de la riqueza silvícola que guarda la parcela de tierra que ha ocupado. En lugar de tumbar el bosque, puede proceder a seleccionar las maderas más valiosas e iniciar su explotación, buscando la certificación ambiental correspondiente (tal y como se analizará en el Capítulo 12). Irá identificando los ejemplares más valiosos, cortándolos y reponiéndolos, de tal forma que terminará gestionando el bosque sin destruirlo. Ahora bien, esta operación es relativamente costosa en sus inicios: no sólo tiene que aprender algo probablemente nuevo para él, sino que tiene incurrir también en los costes de certificación (que no son pequeños) y de búsqueda de los canales de comercialización adecuados. Sin embargo, una vez superada esta etapa, superada la denominada curva de aprendizaje, Y
B B` A
Ys
A`
R
R`
A 0
t1
Figura 2.2.
Ys
A` t
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los rendimientos anuales de la explotación silvícola resultan ser sustancialmente más elevados que los de la opción anterior de cultivar la tierra. Todo ello es lo que se representa en la Figura 2.2 mediante la curva BB: durante los primeros años no se alcanzan a cubrir las necesidades familiares, pero una vez alcanzado el punto de madurez, los rendimientos sostenibles de la explotación son muy superiores a los de su alternativa. Desde el punto de vista ambiental no hay duda sobre cuál de las dos alternativas es preferible: la segunda, si no todas, guarda gran parte de las funciones ambientales del bosque; la primera las destruye. Parece, por otro lado, que desde el punto de vista del colono, también esta opción es más atractiva: permite mejores niveles de vida durante más tiempo; arroja, en definitiva, un mayor valor presente neto. No obstante, la evidencia muestra que, incluso en este caso, el colono optará por quemar el bosque y cultivarlo. ¿Ignorancia? ¿Irracionalidad? En absoluto. Escogiendo la opción A el colono habrá resuelto eficientemente el problema de maximización condicionada que se le presentaba. El planteamiento anterior, en efecto, adolecía de serias carencias. Variables muy relevantes fueron totalmente omitidas. Entre las principales: — El colono necesita financiación para sobrevivir durante los primeros años, hasta que la explotación forestal le genere un rendimiento suficiente para cubrir sus necesidades: hasta que la curva BB corte a la recta YsY s. Necesita financiar el área sombreada. En principio esto no debería suponer ningún problema. A la vista de los rendimientos esperados de la explotación silvícola, cualquier banco o intermediario financiero le prestaría esa cantidad, ya que va a poder devolverla en el futuro. Al colono esto le supondrá que los rendimientos netos, después de pagar los intereses, serán menores (línea BB'), pero le sigue interesando la opción. Sin embargo, el lector es consciente de que las cosas no van a funcionar de ese modo. El motivo es sencillo: el colono no va a recibir ningún préstamo, porque no posee ningún activo o propiedad, colateral, que pueda ofrecer como garantía. Ha ocupado una tierra sobre la que no tiene ningún título de propiedad. — En segundo lugar, y aún cuando consiguiera dicha financiación, los problemas no han desaparecido. La opción B, en efecto, es la más rentable, pero sólo en el medio y largo plazo. Para que sea la preferida, es necesario que el colono tenga la seguridad de que podrá seguir explotando su empresa durante bastantes años: formalmente, más allá del punto t* para el que el valor de la integral de las dos curvas entre el origen y dicho punto t* es el mismo. Sin embargo, y como se apuntó un poco más arriba, el colono no tiene ninguna seguridad, ni jurídica ni de ningún otro tipo, con respecto a su permanencia en el lugar. En cualquier momento puede verse desplazado y perder toda la inversión. El horizonte temporal con el que resuelve su problema de subsistencia es pues muy corto, no por miopía, sino porque objetivamente es así. Ahora bien, para horizontes temporales muy cortos, la opción dominante no es B sino A. — En tercer lugar, la comparación entre las opciones A y B hecha hasta ahora es incompleta. En ausencia de restricciones vinculantes a la ocupación, cuando el colono ve que la fertilidad de la tierra comienza a disminuir procederá a ocupar una nueva parcela similar a la anterior: lo normal es que cuando se instale por primera vez, ya se guarde un «respaldo» para su ocupación posterior. La comparación correcta no es, por consiguiente, entre una senda BB y otra AA, sino entre BB' y una trayectoria ARA'R'A''R'', etc. Por supuesto que, en este segundo
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caso, la deforestación se multiplica, pero el rendimiento de la producción agrícola y ganadera aumenta. En definitiva: el colono ha actuado racionalmente para resolver su problema de supervivencia, a la vista de las restricciones de todo tipo con las que se enfrentaba. Este es el marco que propone el análisis económico para descubrir las causas últimas de una parte muy relevante del deterioro ambiental. No se debe éste al desconocimiento, la irracionalidad o la mala fe de quien lo causa, aunque tampoco puedan descartarse, sino al hecho de que las familias, las empresas y la propia Administración resuelven algunos problemas, en ocasiones tan esenciales como el de la supervivencia, de una forma racional y eficiente, a la vista de las restricciones (o ausencia de ellas) de todo tipo, a las que se enfrentan. Un segundo ejemplo puede ayudar a redondear esta idea.
2.3.2. El problema de la deforestación: las empresas madereras El otro gran agente de deforestación en el mundo no es otro que la empresa maderera. Apliquemos el mismo marco analítico que en el ejemplo anterior. El objetivo de la empresa maderera es maximizar beneficios, para lo que necesita garantizarse el acceso a la materia prima (madera) al menor coste posible. Al igual que en el caso del colono, cuanto mayor sea el período de tiempo para el que adquiere esta garantía, mejor. Dado que muchas de estas empresas no son propietarias de tierras en cuantía suficiente, adquieren el acceso a la madera a través de licitaciones. Las autoridades de los países subdesarrollados en los que se encuentran los bosques tropicales, abren licitaciones internacionales para la explotación de una determinada superficie forestal, por un período de tiempo dado, y la conceden al mejor postor. Supongamos, al igual que en el ejemplo anterior, que la empresa maderera que ha ganado el concurso, tiene ante sí dos posibilidades: — En primer lugar, la empresa puede efectuar una tala a rasa y sacar toda la madera existente, sin preocuparse de reponer los árboles cortados, dejando tras de sí un erial. — Alternativamente podría realizar una entresaca selectiva, reponiendo los ejemplares extraídos, y convirtiendo paulatinamente el bosque no intervenido en una plantación forestal. De esta forma la empresa, que probablemente se encuentre en condiciones más favorables que sus competidoras para renovar la concesión, se garantizaría un suministro estable de madera por un período más prolongado de tiempo. Al igual que en el ejemplo anterior, y desde el punto de vista ambiental, la segunda opción es preferible. El problema es que, a corto plazo, esta opción es más costosa que la primera: hay que seleccionar los árboles que se van a cortar y reponerlos. El traslado de los mismos también es más oneroso. ¿Qué incentivos podría tener la empresa para adoptarla? Sencillamente: un flujo regular de madera durante más tiempo, algo que dista mucho de ser irrelevante. El problema se plantea pues como un ejercicio de cálculo de rentabilidad de inversiones. La segunda opción puede contemplarse como una inversión cuyo coste viene dado por la diferencia entre los costes de explotación
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de una alternativa y otra, y cuyo beneficio es la garantía de suministro estable de materia prima durante una serie de años. Para que una inversión resulte preferida frente a otras, tal y como se analizará en el Capítulo 6, no es suficiente con que obtenga unos beneficios superiores a sus costes, una relación beneficio-coste superior a la unidad: tiene que tener una relación beneficio-coste mayor que la de sus alternativas. La relación beneficio-coste de las dos alternativas presentadas (tala a rasa y entresaca selectiva) depende, al menos, de las dos variables siguientes: — Del valor financiero del beneficio obtenido con la entresaca selectiva. Este beneficio es, sencillamente, lo que la empresa se ahorra por no tener que buscar una fuente alternativa de suministro de madera. Este ahorro es lo que le costaría a la empresa conseguir otra concesión similar. Si la propia Administración que concedió la primera licencia de explotación forestal está dispuesta a conceder la segunda, o lo está el país de al lado, y el precio que cobra por ello (precisamente por esta competencia) no es muy alto, el beneficio de la opción más respetuosa con el medio ambiente, la entresaca selectiva, se reduce. — Del horizonte temporal relevante. La segunda de las opciones, al igual que en el caso anterior, es más rentable que la primera, siempre y cuando el horizonte temporal no sea excesivamente corto. Ahora bien, detengámonos por un momento a analizar cómo consiguió esta empresa la concesión para explotar un área forestal en un país subdesarrollado. Si, por casualidad, ha tenido o ha querido pagar sobornos a políticos y funcionarios para conseguir la concesión, su horizonte temporal puede acortarse drásticamente, en función de la estabilidad percibida del gobierno en general, o del funcionario correspondiente, en particular. La inestabilidad política puede llevar a un cambio de régimen, o a una limpieza en el departamento correspondiente, y a la denuncia de estas prácticas corruptas bien sea por el grupo rival, bien por el propio gobierno. En ese caso la empresa se vería, con bastante probabilidad, denunciada y llevada ante los tribunales. El horizonte con el que la empresa planifica sus actividades, por tanto, no es otro que el período de tiempo que espera permanezca en el puesto el funcionario o político corrupto: normalmente, más bien corto. Si como resultado de la competencia entre los propios países subdesarrollados, o entre las mismas ramas de la administración de un país (distintos Estados o Departamentos), los costes de las concesiones madereras son reducidos, y los mecanismos a través de los cuales se ganan las licitaciones internacionales no son, para decirlo suavemente, enteramente limpios, no es de extrañar que las empresas madereras lleven a cabo una política de esquilmar sin reponer (a no ser que, como se analizará en el Capítulo 10, la presión de sus clientes y accionistas se lo impida), y que sus inversiones en el país sean mínimas, ya que podrían ser expropiadas como castigo a estas prácticas corruptas. En definitiva, los agentes toman sus decisiones con base en un conjunto de decisión incompleto, que excluye una parte fundamental del valor de los activos ambientales, y carecen de los incentivos necesarios para incorporar el impacto ambiental de lo que hacen en su función de decisión. Resuelven su problema, maximizan su función objetivo, con un conjunto de restricciones inadecuado, ya que no incorpora el coste de oportunidad de los activos ambientales sacrificados: el valor de todo aquello que proporcionaban. Cuando el gobierno concedió la concesión, sólo tuvo en cuenta lo que las empresas demandantes estarían dispuestas a pagar por el derecho a sacar madera. No
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introdujo de ninguna manera en el precio de la misma el valor de las externalidades negativas que sobre el resto de la sociedad imponía destruir o transformar el bosque8. El colono, por su parte, por muy consciente que sea del valor ecológico del bosque, está fundamentalmente interesado en sobrevivir. Existe una divergencia evidente entre lo que es privadamente rentable, y lo que es socialmente rentable. Descubrir este valor, y obligar a quien se beneficia del mismo a introducirlo en su contabilidad de costes y beneficios podría ser, por tanto, un paso en la dirección correcta. Hacerlo implicaria, sin embargo, que se deja en manos del decisor la elección entre degradar y pagar el correspondiente precio, o no hacerlo. Esto es factible siempre y cuando las situaciones comparadas (degradación con pago y no degradación) sean ecológicamente viables y socialmente aceptables: es decir, que sean estados de la naturaleza que no pongan en peligro la supervivencia de nuestra especie sobre el planeta, ni activos revestidos de un valor social superior. Cuando las opciones contempladas no cumplen este requisito básico (se plantea por ejemplo seguir aumentando las emisiones de CO2 a la atmósfera, acabar con la diversidad biológica o urbanizar un entorno natural protegido), no tendría mucho sentido permitir que quien pueda permitírselo, pague e imponga a los demás el deterioro ambiental correspondiente. En este segundo caso, la vía tiene que ser otra: la necesidad de respetar un determinado equilibrio ecológico aparece como una restricción adicional en el problema económico de maximización planteado (maximizar la renta, la producción, etc.).
2.4. EL NIVEL DE CONTAMINACIÓN ÓPTIMO Como se apuntó más arriba, la degradación ambiental de origen antrópico es, normalmente, un acompañante necesario aunque no deseable del proceso de producción, distribución y consumo de bienes y servicios: en otras palabras, de la satisfacción de una serie de necesidades. Es importante, en este sentido, sopesar cuidadosamente el bienestar que proporciona la satisfacción de las mismas, con el coste de hacerlo, para tratar de alcanzar alguna noción de equilibrio. Vamos a intentarlo, con la ayuda de algunos elementos muy simples del análisis económico. Analicemos, por ejemplo, el caso del agua, y preguntémonos por el bienestar que le proporciona a una persona cualquiera poder satisfacer una serie de necesidades gracias al acceso a este bien. Supongamos que esta persona sólo contara con un litro de agua al día. No tardaremos mucho en ponernos de acuerdo en que el valor que para esta persona tiene el bienestar que este litro le proporciona no andará muy lejos de infinito: su vida depende de ese bien, la necesidad que satisface con él no es otra que la de la propia supervivencia. Añadamos ahora un litro adicional, y luego otro, y otro. Esta persona, racionalmente, irá satisfaciendo necesidades que cada vez serán, en su valoración, menos prioritarias: cuando tenga calmada la sed, dedicará el litro adicional a la higiene corporal, y después a la higiene de la ropa y de la casa… hasta que, si le seguimos proporcionando litros adicionales, los empleará para refrescarse, regar las macetas o para baldear la calle. En cualquier caso, para cubrir «necesidades» cada vez menos 8 El argumento de que la madera da dinero y el bosque no intervenido no, es muy relevante en el caso de los países subdesarrollados. Sin embargo, del mismo no puede derivarse que lo que hay que hacer es sacar madera. Si el valor del bosque no intervenido es superior al de la madera que contiene, como suele ser el caso del bosque tropical, la solución debería ir en la dirección de remunerar la preservación, no la destrucción del bosque.
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perentorias y que, por tanto, tienen para ella menos valor. Si representáramos gráficamente esta evolución del bienestar que le proporciona cada litro de agua adicional, el resultado sería algo similar a la curva BMg que aparece en la Figura 2.3. En esta figura, en el eje horizontal se mide la cantidad de litros de agua que se tienen, y en el vertical, el valor que la persona concede al incremento de bienestar que le supone tener ese último litro adicional. El primer litro (L1) tiene un valor infinito, ya que satisface la necesidad más básica: la curva BMg es asintótica al eje de ordenadas. El litro Lj tiene ya un valor finito Vj, puesto que satisface una necesidad mucho menos urgente: cuando ya se tiene garantizado el acceso a Lj 1 litros, el siguiente se usa para lavar la ropa, actividad que representa un aumento en el bienestar de la persona igual a Vj. Esto que parece evidente para el caso del agua, que los incrementos de bienestar que proporcionan cantidades adicionales de este líquido son cada vez menores, puede generalizarse para cualquier bien: cuanto más se tiene de algo, menos añade el tener un poco más. El análisis económico denomina a este fenómeno la ley del decrecimiento de la utilidad marginal del consumo, ley que, aunque no ha sido probada de la forma que uno esperaría a partir de tan impactante nombre, parece acomodarse bastante bien al análisis de nuestra propia experiencia9. La curva BMg tiene pues una pendiente negativa, precisamente como resultado de la vigencia de esta ley. Ahora bien, ¿en qué unidades se ha medido este incremento de bienestar, este beneficio marginal, que añade el tener un litro más de agua? La pregunta es bastante más complicada de lo que parece, ya que estamos hablando de cuantificar algo no sólo fundamentalmente subjetivo, el bienestar de una persona determinada, que incluso con toda probabilidad necesitará de una precisión mayor que la que se le otorga en el lenguaje coloquial (¿qué es el bienestar?), sino que no da la impresión de que pueda medirse de manera análoga a como se hace con la altura de esta persona, o la fiebre que tiene. A beneficio de inventario, quizá pueda aceptarse, sin embargo, un atajo que utiliza normalmente el análisis económico convencional para resolver este problema: la disposición a pagar de la persona por esa cantidad adicional del bien. Al fin y al cabo, si la persona adquiere voluntariamente esa última unidad del bien, al hacerlo está informando de que el valor que le otorga al cambio esperado en el bienestar que dicha unidad le proporciona es, al menos, igual al que le habría producido dedicar esa cantidad de dinero a hacer cualquier otra cosa (comprar otros bienes, regalarlo, ahorrarlo, o tirarlo). No deja de ser por tanto una forma, aunque problemática, como se tendrá ocasión de analizar más adelante, de medir el valor que la persona le concede a lo que para ella supone tener acceso a una unidad adicional del bien que se está analizando. Aceptemos, pues, que en la Figura 2.3 el valor del beneficio marginal que supone cada litro de agua adicional para el consumidor se mide en unidades monetarias: recogiendo la disposición a pagar de la gente por tenerlo. Los costes de proporcionarle esa satisfacción son los que se representan en la curva CMg. Éstos son los costes en los que se incurre para llevar cada litro adicional a la vivienda de estas personas. Supongamos que una empresa, puede ser municipal, es la encargada de suministrar este servicio. Es probable que los primeros litros de agua los pueda ofrecer a un coste muy bajo: recogiendo el agua de lluvia, captándola de los 9 De hecho, los primeros economistas neoclásicos que la introdujeron en la segunda mitad del siglo XIX, la tomaron prestada de la psicología experimental. En efecto, adaptaron la llamada Ley Weber-Fechner, que relacionaba la intensidad de una sensación con la intensidad del estímulo recibido. La ley afirma que la intensidad con la que se siente un determinado estímulo depende de la cantidad previa existente del mismo. Fue formulada originalmente por el fisiólogo alemán Ernst Heinrich Weber (1795-1878), y modificada por su discípulo Gustav Theodor Fechner (1801-1878), fundador de la psicofísica y la psicología experimental.
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
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BMg CMg
CMg
Vj
P Vm
BMg
0
L1
Lj
Lm
L
Figura 2.3.
ríos o arroyos cercanos, perforando pozos que la extraen de un acuífero existente en la localidad. Sin embargo, a medida que aumenta la cantidad de agua que se quiere ofrecer, los costes de cada litro adicional se incrementan: las fuentes de agua cercanas se agotan, y hay que ir a buscar más lejos, y bombear desde mayor profundidad. Por eso la curva CMg tiene pendiente positiva: proporcionar cada litro adicional de agua añade más al coste total de la empresa que lo que costó suministrar el anterior. Esto es lo que se denomina el coste marginal de producir el bien (en este caso, colocar un litro de agua de determinada calidad en la vivienda de una familia) y refleja, como decimos, lo que la producción de esta última unidad añade al presupuesto de costes de la empresa. Los componentes del coste para la empresa (tendido y mantenimiento de conducciones, energía, depuración) se miden en unidades monetarias, lo que facilita mucho las cosas, al permitir la comparación con la medida de los beneficios marginales que se introdujo con anterioridad. Ahora se puede alcanzar una primera aproximación al concepto de equilibrio. En efecto, en el punto P, de la Figura 2.3, ambas magnitudes son iguales: se producen y consumen 0Lm litros de agua. El beneficio marginal que produce el último litro es 0Vm, que es, también, lo que ha añadido al coste de la empresa el haberlo producido. El punto P es un punto de equilibrio óptimo: producir y consumir 0Lm litros de agua, y cobrar por cada uno la cantidad 0Vm, es lo mejor que puede hacerse. En efecto, si se produjera y consumiera un litro menos (si la sociedad se situara en un punto ligeramente a la izquierda de P), habría renunciado a un litro de agua cuyo coste marginal (lo que hubiera aumentado la factura total el haberlo producido) está por debajo de lo que este mismo litro añade al bienestar de quien lo consume: su beneficio marginal. No sería conveniente, por tanto, hacerlo. Si, por el contrario, la sociedad se situara ligeramente a la derecha de P, produciendo y consumiendo un litro más, se estaría gastando en hacerlo más de lo que ese último litro le aporta. P es pues el punto óptimo10, en el 10 En condiciones normales, es decir, cuando se trata de empresas competitivas, el precio cobrado por el bien les permitirá, además, cubrir costes, sin obtener ganancias extraordinarias. No es el caso de las empresas suministradoras de agua, que generalmente proporcionan un servicio público en régimen de monopolio (monopolio natural).
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sentido de que el valor que proporciona en términos de bienestar la última unidad consumida del bien es idéntico al valor que sacrificamos para hacerlo: el valor de los bienes que podrían haberse conseguido utilizando los recursos dedicados a producirlo, en hacer otra cosa. Con ello se garantiza la máxima diferencia entre el beneficio total que proporciona toda el agua consumida, y el coste total de su suministro. Ahora bien, la optimalidad del equilibrio logrado será cierta, siempre y cuando se hayan reflejado todos los costes en los que la sociedad incurre para suministrar agua a sus miembros, y éste no ha sido el caso. La empresa ha computado aquellos costes que le han supuesto una erogación monetaria, un flujo de caja negativo: los costes de personal, construcción, mantenimiento, energía, etc. Sin embargo, contemplado desde una perspectiva global, el proceso es algo más complejo: lo que la empresa suministradora ha hecho ha sido tomar en un punto un recurso renovable, con una determinada calidad, y en una cantidad dada, y devolverlo al ciclo hídrico en otro punto, con una calidad distinta, y en menor cantidad. En el camino, no sólo se ha incurrido en los costes que se reflejan en la contabilidad de la empresa, ya mencionados. A ellos habría que añadir, al menos, los siguientes: — El coste de oportunidad del recurso agua en el punto donde fue captada. Supongamos que la toma se hizo en un cauce fluvial. El agua in situ cumplía una serie de funciones que ahora, al verse mermado el caudal, pueden verse resentidas: desde constituir un hábitat para determinadas especies, a la provisión de servicios recreativos para los visitantes, que a lo mejor ya no pueden nadar, pescar o simplemente disfrutar del paisaje como estaba. — El impacto ambiental de las obras necesarias para asegurar el aprovisionamiento de los usuarios. La construcción de un embalse, por ejemplo, tiene una serie de impactos ambientales de sobra conocidos: ocupación del espacio, alteración del curso fluvial, reducción del transporte de sedimentos, etc. Externalidades negativas que reducen el bienestar global de la sociedad. — El transporte del agua captada hasta la residencia del usuario no sólo supone unos costes de construcción de conducciones, energía y mantenimiento: también tiene los impactos ambientales propios de una obra civil de estas características, que pueden llegar a ser considerables cuando las distancias a recorrer son sustanciales. La propia energía utilizada habrá supuesto, en su proceso de producción y distribución, la aparición de unos costes ambientales que tampoco estarán reflejados en el precio de la misma, al no verse reflejados en la contabilidad de las empresas productoras. — Finalmente, el agua utilizada y parcialmente devuelta es de una calidad inferior a la originalmente captada: en ocasiones, incluso, está severamente contaminada. Si no se toman medidas para depurarla, ello se traduce en una degradación del medio receptor: un curso fluvial, el litoral, el propio acuífero. Incluso cuando se procede a su depuración, es difícil que el agua recupere su calidad original. En definitiva, en el proceso de suministro de agua potable a la población (o de agua de riego a la agricultura) se ha incurrido en una serie de costes ambientales que no se ven reflejados en el precio que el usuario paga por ella. El coste marginal que permitía alcanzar el óptimo en la Figura 2.3 es una infravaloración del coste total que le supone a la sociedad proporcionarla: no incluye ni el valor del agua en sí (producida por la naturaleza), ni la degradación ambiental que su captación, traslado y utilización supo-
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nen. En estas condiciones, el usuario no está pagando por el bien el equivalente del valor que la sociedad sacrifica para proporcionárselo, sino que lo está recibiendo subvencionado. El resultado es un consumo excesivo del bien, y una degradación ambiental superior a la deseable. Si el consumidor tuviera que soportar todos los costes que supone el suministro de agua, reduciría su consumo en consecuencia, y la degradación ambiental sería menor. En este caso se habría logrado internalizar la externalidad anterior mediante el mencionado pago. Obsérvese la Figura 2.4, que reproduce en parte la información contenida en la Figura 2.3. La única diferencia entre ambas es que se han añadido dos nuevas curvas. La primera, CMg (amb), recoge los costes ambientales marginales que supone añadir un litro adicional a la cantidad de agua suministrada, y que se acaban de mencionar. Se supone que estos costes aumentan al irse elevando la cantidad de agua ofrecida: mayor captación, mayor distancia, mayor cantidad de energía necesaria. La segunda, CMg (total), es el resultado de sumar esta nueva curva a la curva de costes marginales, CMg (privado), de la empresa suministradora, que viene de la figura anterior. El nuevo punto óptimo de equilibrio es ahora P*, que viene caracterizado por un menor consumo, y «producción» de agua (0L*) , y un mayor precio de la misma, reflejo del coste marginal total de proporcionarla (0V*). A diferencia del anterior, éste es un óptimo social, ya que, si se han computado correctamente todos los costes de producción, distribución y consumo del bien, tanto directos como indirectos, el valor del bienestar que su consumo genera no es inferior al valor del bienestar al que la sociedad renuncia para proporcionarlo. Al nivel de degradación ambiental asociado con el suministro y consumo de una cantidad de agua igual a 0L* , medido por la integral de la curva CMg (amb), o por la diferencia del valor de la integral de las dos curvas de costes (privados y totales), entre los puntos 0 y L*, y que aparece representado en la figura por el área sombreada, ha dado en denominársele el nivel de contaminación óptimo, en el sentido apuntado. Alcanzar a identificar el nivel de contaminación óptimo puede ser ciertamente deseable, pero no es tarea fácil. Requiere de una identificación y posterior valoración monetaria de todos los costes ambientales en los que se incurre al producir y distribuir
BMg CMg V CMg (total)
CMg (privado)
P* V*
P
CMg (amb)
Vm
BMg
0
L*
Lm
Figura 2.4.
L
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cualquier bien o servicio. De las dificultades que surgen al intentarlo se ocupará el Capítulo 4. Con ello se habría dado, en cualquier caso, un paso muy importante para eliminar el problema que supone la inexistencia de un precio que refleje el valor económico total de aquellos servicios de la biosfera que ofrecen los grados de libertad suficientes como para poder elegir entre distintos estados de la naturaleza compatibles con la sustentabilidad global, en el sistema de mercado. Calculados los costes marginales ambientales, se podría introducir esta información en el proceso correspondiente de toma de decisiones, obligando a productores y consumidores a tenerla en cuenta, y consiguiendo de esta forma una situación óptima. Vale la pena, por tanto, intentar analizar las posibilidades que ofrece el análisis económico para cuantificar y monetizar los impactos ambientales de la actividad económica. Antes de hacerlo, sin embargo, conviene detenerse un momento en el análisis de dos afirmaciones contradictorias con respecto a esta búsqueda de un valor monetario para los servicios de la biosfera, como complemento de los precios de mercado. La primera sostiene que no es necesario, y se analizará en el siguiente epígrafe. La segunda argumenta que no es la vía adecuada, y a ella se dedicará el Epígrafe 2.6. Vayamos, pues, por partes.
2.5. EL TEOREMA DE COASE Y EL PARADIGMA DE LOS DERECHOS DE PROPIEDAD Si de lo que se trata es de completar la información que proporciona el sistema de mercado, construyendo unos precios allí donde éste se muestra incapaz de proporcionarlos, puede que el esfuerzo no sea realmente necesario. En efecto, da la impresión de que lo que subyace detrás de esta ausencia de precio es el hecho de que los recursos de la biosfera son de todos y no son de nadie. Es decir, que carecen de un dueño que, controlando el acceso a sus servicios, pudiera cobrar a cada usuario el valor que éste obtiene de los mismos. ¿Se resolvería el problema si se otorgara la propiedad de los recursos de la biosfera en favor de algún titular privado que, con capacidad de restringir el acceso a su disfrute, los gestionara en función de su valor? Algo así se vio que podía funcionar en el caso de los caladeros internacionales. Vale la pena pues analizar con algo más de detalle esta posibilidad. En efecto, si fuera posible crear un mercado en el que el acceso a las funciones ambientales de la biosfera fuera objeto de compraventa, el problema, en principio, se simplificaría notablemente: el mercado se encargaría de ponerle un precio, y con ello el valor de estos servicios quedaría integrado en el proceso de toma de decisiones que les afecta. La empresa municipal de servicios que contempla la posibilidad de captar agua de un cauce fluvial, o de verter en él las aguas servidas sin tratamiento, sabría ahora que tendría que pagar a su propietario por hacerlo, y ya vería hasta qué punto le compensaba. El propietario del río, si no se aprovecha de su posición de monopolio, cobraría por el agua, o por permitirle arrojar sus residuos, por lo menos, la merma de ingresos que le produciría el no poder vender a otros usuarios del mismo (regantes, por ejemplo) sus servicios al mismo precio, dada la pérdida de cantidad y de calidad del agua experimentada. El problema se centraría, pues, en analizar las condiciones que harían aceptable este precio como un exponente del valor económico del impacto ambiental generado. La popularidad de este tipo de soluciones, que ponen el énfasis en la ausencia de unos derechos de propiedad bien definidos y protegidos como la verdadera responsable de la falta de un mercado, se produce a raíz de la aparición del llamado «Teorema de Coase».
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Ronald Coase, economista británico afincado en la Universidad de Chicago, recibió en 1991 el Premio Nobel de Economía, entre otras cosas, por el Teorema que lleva su nombre. Realmente el teorema nunca fue formulado como tal por su autor, lo que no impide que exista un amplio consenso sobre su contenido. El punto de partida de Coase es la afirmación de que para que exista una externalidad siempre tiene que haber dos partes: alguien que la cause, y alguien que la sufra (recuerde el lector el ejemplo de la playa). El «teorema» afirma que, en ausencia de costes de transacción, el problema causado por las externalidades podría resolverse asignando en favor de una de las partes el derecho de propiedad sobre el medio a través del que se transmite la externalidad: dejando a favor de una de las partes la definición de lo que se puede y no se puede hacer en ese medio. Por ejemplo, si un ganadero instala su granja porcina en la parte de su parcela que linda con un pequeño hotel rural que se anuncia precisamente por sus posibilidades de disfrute de la naturaleza, genera una externalidad negativa que puede dar al traste con el negocio. Coase mostraba, y éste es el punto esencial de su teorema, que desde la perspectiva de la eficiencia económica, resultaría irrelevante en favor de quién se definen los derechos de propiedad sobre el medio: el «agresor» (el ganadero) o el «agredido» (el dueño del hotel). Una vez definido este derecho a favor de una de las partes, la negociación entre ambos llevaría siempre al mismo punto, a la misma asignación de recursos, que además resultaría ser un Óptimo de Pareto11. Si se le reconoce al dueño del hotel el derecho a decidir lo que se puede transferir por la atmósfera en esa zona, el ganadero tendrá que negociar con él cuántos cerdos puede poner y dónde, o si le interesa dedicarse a la cría de caballos en su lugar (con lo que, probablemente, le generaría una externalidad de signo positivo). Si es al contrario, el propietario del hotel tendrá que pagar al ganadero para que instale sus cerdos más lejos, en menor número, o se dedique a otra cosa. Si no le salen las cuentas, tendrá que pensar en otro negocio. Como se apuntó un poco más arriba, el Teorema de Coase implica no sólo la necesidad de identificar plenamente a los afectados por cualquier externalidad, sino que éstos no sean de tal naturaleza que haga que cualquier negociación entre las dos partes resulte prohibitiva, sea por el número de personas involucradas, su lejanía, los costes de obligarlas a cumplir lo pactado, etc.: que los denominados costes de transacción (de poner a las partes de acuerdo y obligarlas a cumplir lo pactado) no sean prohibitivos12. Ahora bien, cuando esta negociación fuera posible, bastaría con definir estos derechos de propiedad sobre los recursos ambientales en favor de alguien para que algunos problemas ambientales quedaran solucionados: ya se encargaría, como se acaba de ver, su nuevo propietario de cobrar el precio correspondiente al coste de oportunidad de su uso. Esta lanza en favor de la privatización del medio ambiente y los recursos naturales, con la que no hubiera estado de acuerdo, todo hay que decirlo, el propio Coase, resulta, sin embargo, más endeble de lo que parece. Y ello, aun en el caso de que fuera institucionalmente posible, por varias razones: — Es probable, en primer lugar, que la privatización se quede a mitad de camino, al no poder el dueño explotar todos los beneficios de su recién adquirido recur11
Una formulación estándar del teorema sería la siguiente (Cooter, 1991).: «La asignación inicial de derechos de propiedad es irrelevante, desde el punto de vista de la eficiencia: 1. Siempre y cuando puedan ser intercambiados libremente. 2. Siempre y cuando los costes de transacción sean nulos. 3. Siempre y cuando puedan ser intercambiados en un mercado perfectamente competitivo.» 12 El reconocimiento de que éste no solía ser con frecuencia el caso es el que hizo que Coase insistiera en la importancia de las instituciones, y fuera con frecuencia intervencionista antes que defensor del mercado.
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so. Recordemos el ejemplo del árbol anteriormente mencionado. Si el fabricante de muebles quiere hacerse con su madera, tendrá que comprárselo al propietario. Éste, como vimos, analizará lo que el árbol le supone (la sombra que le da, lo bonito que es, la necesidad que pueda tener del terreno que ocupa), y decidirá en consecuencia. Proyecta, al hacerlo, el valor que el árbol tiene para él. Pero ese mismo árbol también tiene valor para otras personas: los paseantes que disfrutan de su presencia, los vecinos que lo ven, los habitantes de la localidad que lo tienen ya como algo suyo. Ese valor, que se perdería si desaparece, no está reflejado en el precio que el industrial pagará, en su caso, por él: lo comprará por un precio que subestima su valor, ya que una parte del mismo son las externalidades que el árbol generaba, y que no repercuten en beneficio de su dueño. Supongamos, ahora, que en lugar de un árbol, el problema planteado se refiere al valor de un bosque. El valor del mismo para su propietario estará en función del valor de la madera que hay en él, que es lo que podría vender. Un bosque, sin embargo, es mucho más que un depósito de madera. Cumple muchas otras funciones, algunas de las cuales su dueño no va a poder capitalizar por la dificultad de encontrar un interlocutor con el que negociar su valor: previene la erosión, el aterramiento de los embalses, fija el carbono atmosférico, mantiene la diversidad biológica, etc. El valor social del bosque es algo muy distinto al valor privado de una plantación forestal. Los casos del colono y de la concesión para la explotación maderera ilustraban este punto. — En segundo lugar se encuentran los problemas relativos al horizonte temporal que le da valor al bien ambiental. Los bosques, ríos, humedales, generan una serie de servicios para la humanidad que, si se respetan sus ciclos naturales, podrán ser disfrutados, en general, por un buen número de generaciones futuras. Aun en el caso de que su dueño pudiera apropiarse de todos los beneficios proporcionados por el bosque (no existieran pues externalidades), su vida, sin embargo, es mucho más corta, y éste planificará su explotación financiera (la venta de sus servicios), a modo de obtener el mayor provecho posible durante ese horizonte vital. Para que los intereses de las generaciones futuras con respecto a estos servicios del bosque se manifestaran en su valor presente, y el bosque preservara la situación que genera un mayor bienestar, se requeriría que éste fuera vendido por cada generación a la siguiente, por un valor que capitalizara estas rentas futuras, cosa no siempre fácil de conseguir en presencia de incertidumbre con respecto al futuro. — Incluso si se cumplieran las condiciones establecidas en el epígrafe anterior para garantizar una transición ordenada del bosque de una generación a la siguiente, la preservación del mismo (que se ha supuesto es la que genera un mayor bienestar social), requiere no sólo de la inexistencia de externalidades no aprovechadas, sino del equilibrio del resto de los mercados (y precios) del sistema. Un caso obvio es el de la madera: si el gobierno subvenciona directa o indirectamente su producción, puede hacer de la explotación silvícola del bosque la opción financieramente más rentable para su dueño, aun cuando desde una perspectiva social encierre un menor bienestar global. El remedio es simple: acabar con la subvención y restablecer los precios relativos de equilibrio. Un segundo caso, sin embargo, ya no es tan sencillo de arreglar. Como se analizará más detenidamente en el Capítulo 11, muchos países subdesarrollados atraviesan graves problemas de balanza de pagos, lo que hace que las divisas extranjeras sean más valiosas de lo que su precio oficial indica. Esto empuja a la
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Administración a primar la exportación, o la sustitución de importaciones, frente a la producción para el consumo interno. De nuevo, esta distorsión de los precios relativos puede empujar a incentivar aquellos usos del bosque susceptibles de generar divisas hoy, frente a aquellos otros que se derivan hacia el consumo interno, o la preservación. El tercer desequilibrio es prácticamente imposible de corregir, y se refiere al tipo de interés. En efecto, a la hora de seleccionar el conjunto de usos del bosque que maximiza su rendimiento financiero, el propietario del mismo utiliza como referencia el tipo de interés del mercado. La presencia del bosque también influye positivamente sobre el bienestar de las generaciones futuras, y este impacto ha de ser descontado para poder calcular su valor presente, tal y como se analizará en el Capítulo 5. El tipo de descuento apropiado para llevar a cabo esta operación, la tasa social de interés es con frecuencia inferior al tipo de interés del mercado. Esta divergencia entre el tipo de interés del mercado y la tasa social de interés se traduce en que aquellas opciones de uso del bosque que generan una rentabilidad en el corto plazo (explotación) resultan más atractivas que las que tienen un mayor período de maduración (conservación). En definitiva, que para que la privatización de los recursos de la biosfera resuelva los problemas ambientales, se requiere no sólo la ausencia total de externalidades, sino el equilibrio en todos los mercados, algo realmente difícil de conseguir. — Finalmente, vale la pena hacer referencia a un problema teórico del Teorema de Coase, que tiene que ver con la asignación de los derechos de propiedad. De acuerdo a lo planteado por Coase, la utilización final del recurso ambiental será la misma, cualquiera que sea la persona en favor de quien se reconoce el derecho de propiedad. Esto, sin embargo, no es cierto: el valor que se le otorga al recurso, en función de las propiedades que tiene para su dueño, depende, precisamente, del hecho mismo de la propiedad. Aclaremos este extremo con ayuda de un ejemplo. Supongamos que un grupo de esquiadores y una sociedad defensora de la conservación se disputan el uso de un determinado entorno natural: el primer grupo es partidario de la puesta en funcionamiento de una serie de cañones de nieve artificial para facilitar la práctica del esquí, mientras que el segundo defiende el disfrute del entorno tal y como está, y se opone a su instalación. Si se otorgara el derecho de propiedad del lugar a los esquiadores, el valor de los servicios que presta en su condición de no intervenido vendría medido, de acuerdo al Teorema de Coase, por la cantidad de dinero que los conservacionistas estarían dispuestos a pagar para evitar la instalación de los cañones de nieve. Sin embargo, si la propiedad recayera en la sociedad conservacionista, este mismo valor vendría medido por la cantidad de dinero que exigirían para renunciar a él, y permitir la instalación de los cañones: por la compensación exigida para dar el correspondiente permiso. Tanto la teoría como la evidencia empírica muestran que estas dos cantidades, que reflejarían de acuerdo a la lógica del mercado el valor de la pérdida de los servicios del entorno en su estado natural, son muy diferentes. Luego la rentabilidad relativa de las distintas opciones de uso depende finalmente de quién sea el propietario, lo que obligaría no sólo a privatizar el recurso, sino a discutir en favor de quién13.
13 El lector interesado en profundizar sobre estos aspectos del Teorema de Coase puede consultar Azqueta (1993).
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Con independencia, por tanto, de la validez en otros terrenos del Teorema de Coase, no es de esperar que la institucionalización de unos derechos privados de propiedad sobre el medio ambiente, y la consiguiente creación de un mercado en el que intercambiar sus servicios, resuelva el problema. Lo que nos sitúa en el punto de partida: en la necesidad de valorar estos servicios, para poder actuar en consecuencia.
2.6. EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE EN PRESENCIA DE RESTRICCIONES Los ejemplos analizados en el epígrafe anterior planteaban situaciones entre las que era posible elegir: conservar un bosque determinado o explotarlo como depósito de madera; embalsar un río para garantizar el suministro de agua potable a un núcleo urbano o dejarlo como está; permitir la construcción de una estación de esquí en un paraje que se presta a ello o desarrollar otro tipo de oferta, menos agresiva con el entorno, para el disfrute de la naturaleza. En cualquier caso, todas las alternativas contempladas eran compatibles con el equilibrio ecológico global del sistema, aunque la calidad ambiental asociada a cada una de ellas fuera distinta: de eso precisamente se trataba, de sopesar las posibles pérdidas de calidad ambiental en función de los beneficios obtenidos con ello. En ocasiones, sin embargo, esta libertad de elección desaparece. No se puede optar por un curso de acción (seguir aumentando las emisiones de CO2 a la atmósfera), que ponga en peligro la supervivencia de la especie. En este caso, el proceso de valoración del impacto ambiental toma una nueva dirección. Podría afirmarse que cualquier acción humana que violara un equilibrio ecológico previamente definido como esencial tendría un coste económico igual a infinito, ya que infinito es el valor de la función de la biosfera para la especie humana que queda degradada (el ser sustento de la vida). Sin embargo, esta argumentación es insatisfactoria: no por errónea, sino por incompleta. En efecto, admitamos que aumentar las emisiones de CO2 tiene un coste infinito, y supongamos que se plantea la construcción de una nueva central termoeléctrica, con su correspondiente aumento de las emisiones a la atmósfera, cuya capacidad de absorción está ya saturada. Siendo el coste de este impacto inaceptable, el valor de la pérdida de calidad ambiental imputable a la construcción de la nueva planta sería infinito, y se le debería negar la autorización para operar. Hacerlo podría ser, no obstante, un error. La empresa productora de energía eléctrica podría comprometerse a no aumentar las emisiones netas de CO2 a la atmósfera al poner en funcionamiento la planta, consiguiendo una reducción equivalente en algún otro punto del sistema. Podría, por ejemplo, reforestar la superficie necesaria para que el crecimiento de los nuevos árboles fijara una cantidad de carbono igual a la emitida; o podría invertir en la transformación tecnológica de cualquier operación productiva que también emita CO2 (otra planta termoeléctrica más obsoleta, por ejemplo, en otra localidad o país) y reducir de esta forma las emisiones totales en una cuantía equivalente. En cualquier caso, el coste de reforestar, o el de invertir en una planta distinta para reducir sus emisiones, no es infinito. Obligada, como es natural que esté, a respetar el equilibrio global, ya verá la empresa interesada (y los demandantes de energía eléctrica) si les interesa pagar el precio correspondiente. El coste, por tanto, de emitir una tonelada de CO2 a la atmósfera no es infinito, sino que viene dado por el de conseguir su reducción en algún otro punto. Éste es el denominado precio sombra del impacto, y es el resultado de introducir una nueva restricción operativa en el problema de maximización condicionada que se quiere resolver: maximizar el bienestar social, con una serie de restricciones que vienen dadas
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por la cantidad de recursos con que cuenta la sociedad… y la necesidad de no exceder un número máximo de toneladas de CO2 en la atmósfera.
2.7.
RESUMEN
A lo largo de este capítulo se han analizado las causas económicas de la degradación ambiental. Se ha mostrado cómo, en un sistema de mercado, los precios son las señales que informan sobre el valor de las cosas. La biosfera, en este sentido, proporciona una serie de funciones que, aunque de un valor indudable, carecen de precio, al quedar enmarcadas en uno de estos tres casos: — Externalidades. — Bienes públicos. — Recursos comunes de libre acceso. La ausencia de precio se traduce en que, en una economía de mercado no intervenida, se tratan los servicios de la biosfera como carentes de valor, con la degradación ambiental correspondiente. Para evitar este deterioro, se ha visto la necesidad de descubrir el valor económico de las funciones de la biosfera y, de esa forma, poder sopesar las ventajas y los inconvenientes de cualquier actividad económica que, produciendo un aumento en el bienestar de la sociedad, tiene también un impacto ambiental negativo sobre ellas. Cuando el impacto ambiental negativo es inaceptable, porque afecta a alguno de los equilibrios ecológicos básicos del sistema, se ha visto cómo el valor buscado tomaba la forma del precio sombra de la restricción: es decir, el coste económico de seguir manteniendo el equilibrio en presencia del impacto. Dado que, como se vio a lo largo del capítulo, la ausencia de precio para las funciones de la biosfera se debe a la ausencia de un mercado donde poder intercambiarlos, y ésta, a su vez, a la inexistencia de unos derechos de propiedad bien definidos sobre las mismas, se han explorado las posibilidades que ofrece la privatización de la biosfera como medio de solución de los problemas ambientales, en el contexto del llamado Teorema de Coase y el paradigma de los derechos de propiedad, concluyendo que son realmente mínimas.
Nota para consultas adicionales La presentación que se ha hecho en este capítulo de los problemas ambientales sigue las líneas básicas de la denominada economía ambiental. Como se apuntó en la Introducción, la llamada economía ecológica tiende a presentar la problemática ambiental con una perspectiva diferente. El lector interesado en esta segunda alternativa, y en su modo de ver las cosas, puede consultar Martínez-Alier (1998), Riechmann et al. (1995) o Cuerdo y Gorostiza (2000), un texto panorámico muy recomendable. En esta misma línea se encuadran los ensayos contenidos en Sánchez y Supelano (2001). Sigue siendo, asimismo, muy útil la lectura de Jacobs (1996). Sobre los conceptos básicos de externalidades, bienes públicos y recursos comunes, se recomienda la lectura de cualquier texto introductorio de Microeconomía. El de Frank (2001) tiene la ventaja no sólo de ser particularmente ameno, sino de utilizar bastantes ejemplos del ámbito ambiental. Para el lector que busca algo más detallado y elaborado, se recomienda la consulta de Varian (1992) o, más específicamente, Cornes y Sandler (1996).
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El artículo original de Garret Hardin se halla reproducido, en castellano, en Hardin (1991). El lector interesado en analizar la progresiva desvinculación del pensamiento económico con respecto a la esfera de lo natural encontrará de gran interés el trabajo de José Manuel Naredo (Naredo, 1996, 2006). Los trabajos de Seroa da Motta y Sánchez y Morel en Varas (1995) y Enkerlin et al. (1997) presentan una perspectiva latinoamericana del problema ciertamente interesante.
CAPÍTULO
TRES EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
El acto de valorar supone, de acuerdo con la Real Academia de la Lengua, un proceso mediante el cual «se señala el precio de una cosa» o, en términos más amplios, «se reconoce el valor de una cosa». Esta definición, en apariencia sencilla, esconde, sin embargo, una realidad bastante compleja. Valor, de acuerdo con la misma fuente, es el «grado de utilidad o aptitud de las cosas, para satisfacer las necesidades o proporcionar bienestar o deleite». Si se quisiera, por tanto, analizar el valor del medio ambiente en dos alternativas cualesquiera, entre las que es posible elegir, sería necesario descubrir su capacidad de satisfacer necesidades, o proporcionar bienestar o deleite, en cada una de ellas. Entre paréntesis, y abundando en lo visto en el capítulo anterior, la relación existente entre la utilidad o el deleite y la capacidad de elegir, es la que haría prácticamente imposible la acción de valorar cuando, por tratarse de necesidades vitales, o bienes insustituibles, no hay lugar para la elección. Ahora bien, volviendo al hilo del argumento, y aceptando la definición anterior de valor, el primer problema que se plantea en este contexto es el de decidir para quién tiene valor el medio ambiente. En otras palabras: a quién se le reconoce el derecho a que su bienestar o deleite sea tenido en cuenta a la hora de decidir sobre cualquier modificación de la calidad ambiental: por ejemplo, sobre el nivel de contaminación óptimo analizado en el capítulo anterior. El problema planteado con esta pregunta es ciertamente complejo, ya que el proceso de valoración establece un entramado de derechos y obligaciones entre el sujeto que valora, el sujeto en nombre de quien se lleva a cabo la valoración, y el propio objeto valorado, que lleva la discusión a desembocar en el no siempre fácil campo de la discusión ética1. Es difícil, en efecto, obviar la conclusión de que, en el proceso de valoración del medio ambiente, se está explicitando una determinada concepción moral con respecto al marco de relaciones que establece la especie humana con el resto de la biosfera. Este
1 De hecho, como recuerda Rawls (2001, página 196), la idea de que utilidad y justicia están unidas y vinculadas aparece ya en el Contrato Social de Rousseau.
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entramado se puede condensar, a los efectos que interesan en este texto, alrededor de algunas cuestiones básicas, que serán las que se analicen en la primera parte de este capítulo. Así, éste se abre con una discusión sobre la causa última del valor de la biosfera, en la que se pasa revista a las principales posturas éticas que se han planteado al respecto. Una vez aceptada, no sin problemas evidentes, una de ellas, el segundo epígrafe aborda la problemática de las implicaciones distributivas que cualquier proceso de valoración ha de resolver, tanto desde el punto de vista de la equidad intra, como intergeneracional. El tercer epígrafe introduce el concepto de Valor Económico Total, y describe sus principales componentes. Como, a pesar de tan sonoro adjetivo, el Valor Económico Total no agota todos los posibles tipos de valor que puede tener el patrimonio natural, en el cuarto epígrafe se aborda el campo de los valores intrínsecos y superiores. Finalmente, el quinto epígrafe aborda el estudio del sistema de mercado como mecanismo de valoración y asignación de recursos: sus pros y sus contras. Se analizan las implicaciones del sistema de mercado con respecto a la eficiencias, a la equidad, y su papel en la producción de mercancías. Como es habitual, el capítulo se cierra con un resumen y una nota para consultas adicionales.
3.1. LA ÉTICA Y EL ORIGEN DEL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE Preguntarse por el valor de algo es más complejo de lo que parece, aunque sea una operación que las personas hacen casi todos los días. No es lo mismo discutir sobre el valor de una vivienda que sobre el de un libro, el de un perro, el de su perro, o sobre el valor de una persona. Valorar supone una operación de la razón que, hoy por hoy, parece que sólo efectúan los seres humanos: ellos son los únicos que analizan las implicaciones que su comportamiento tiene sobre los demás, y a veces se refrenan en consecuencia. Ahora bien, el hecho de que únicamente el ser humano esté en condiciones de valorar, no quiere decir necesariamente que todo valor tenga su origen en él. Podría darse el caso de que otros seres vivos o inanimados también tuvieran un valor en sí mismos, con independencia de que los humanos tengan a bien reconocérselo2. En este sentido es conveniente distinguir entre tres tipos de valor: — Valor inmanente, que pertenece a la esencia misma del ser de modo inseparable, y tienen los seres u objetos por sí mismos, con independencia de su reconocimiento por parte de quien puede hacerlo. Es lo que Rolston (1982) denomina «valor intrínseco fuerte» (strong intrinsic value). — Valor intrínseco, que siendo esencial e íntimo al sujeto que lo posee, es otorgado por un ente ajeno al mismo, y es pues un valor derivado. Rolston lo denomina «valor intrínseco débil» (weak intrinsic value). — Valor extrínseco, que es el que poseen determinados seres u objetos inanimados, sin ser característica esencial de los mismos, porque así tiene a bien otorgárselo quien puede hacerlo.
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¿Requiere el valor, de la presencia de un sujeto que valore? De acuerdo a las teorías «objetivas» del valor, sí. Pero la cuestión está lejos de haber sido resuelta, como señala el propio título de un trabajo en cualquier caso recomendable: El valor de la naturaleza… ¿Hay alguien ahí? (Partridge, 1986).
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Esta propiedad de poder valorar que, sin duda, tienen los humanos, viene acompañada, además, del reconocimiento de un derecho fundamental: el de que poseen como tales un valor inmanente, independientemente de la opinión de los demás al respecto. Ello hace a los seres humanos acreedores a una cierta consideración moral que, entre otras cosas, les lleva a reconocerse como iguales. Aceptando, pues, este punto de partida básico, ¿cuál es el estatus moral de los demás miembros de la biosfera en este sentido? En el contexto de derechos y obligaciones, de consideración moral, en que se presenta el problema de la valoración, la primera interrogante que se plantea es obvia: con independencia de que la especie humana, la sociedad, es quien valora, y decide en consecuencia, ¿en nombre de quién lo hace?, ¿qué derechos reconoce con respecto al medio, y a qué o quién?, ¿qué tipo de relaciones desea establecer con el resto de los componentes de la biosfera?, ¿goza el resto de los componentes de la biosfera de los mismos derechos que los seres humanos?, ¿son igualmente merecedores de consideración moral?3 La respuesta, como resulta obvio, no es sencilla, y el abanico de posibilidades existente lo demuestra claramente.
3.1.1. La ética antropocéntrica La que podría considerarse postura convencional, acorde con una tradición cultural que ha colocado a la persona en el centro del cosmos, afirma que es precisamente la especie humana quien da valor al resto de sus componentes, y en función de quien éstos lo adquieren4. El ser humano es, por tanto, el único sujeto del derecho fundamental arriba mencionado: no sólo tiene un valor inmanente, sino que está revestido asimismo del derecho a decidir qué otros seres o cosas tienen valor, y qué tipo de valor. El ser humano reconoce sus obligaciones, en pie de igualdad, para con el resto de los miembros de su especie, pero no con respecto al resto de las especies. De acuerdo con esta postura, si la biosfera tiene valor es, exclusivamente, porque el ser humano ha decidido otorgárselo, bien porque satisface sus necesidades, bien por cualquier otro motivo. El resto de los seres vivos e inanimados tendrían, pues, un valor intrínseco o extrínseco, pero en cualquier caso derivado, y a menudo instrumental: en tanto en cuanto y en la medida en que se lo dan las personas. La naturaleza, en consecuencia, se vería carente de derechos e incompetente para generar deberes: no podría ser soporte de valores. El mundo de la naturaleza pertenecería al universo de lo éticamente neutral, caracterizado no por lo que se debe hacer (campo de la ética), sino por lo que se puede hacer (campo de la ciencia). Es importante recordar, en cualquier caso, que la ética antropocéntrica presenta, al menos, tres vertientes que no deberían ser confundidas, ya que, de hacerlo, se caería en un reduccionismo injustificado (Elliot, 1995, páginas 4 y siguientes): — La más generalizada es la utilitarista, que pone el énfasis en el bienestar de los individuos como criterio de demarcación de los distintos valores y, en consecuencia, otorga valor a todo aquello que contribuya positivamente al bienestar de la persona. 3 Se afirma, en este sentido, que la consideración moral es el derecho a ser tenido en cuenta directamente en los juicios y evaluaciones morales, mientras que la significación moral es la medida del grado de consideración moral (Elliot, 1995). 4 Se suele afirmar que esta posición deriva de cuatro fuentes fundamentales: el clasicismo griego, la tradición judeo-cristiana, la metafísica atomista de Descartes y Newton, y la filosofía kantiana (Mathews, 1995; García Gómez-Heras, 1997).
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— En segundo lugar, sin embargo, se encuentra la ética de la perfección, que se interesa no tanto en lo que las cosas representan para el bienestar de las personas, como en los logros de estas mismas personas: desarrollo del conocimiento, de la cultura, de la expresión artística, etc. En este caso, el valor de la naturaleza, y de su preservación, vendría dado por su contribución, indispensable, a la consecución de estos logros. — En tercer lugar aparece la ética de la virtud, que pone el énfasis en la corrección moral del comportamiento como exponente de un carácter apropiado. En este sentido, determinadas actitudes con respecto al medio natural serían moralmente condenables precisamente como reflejo de un comportamiento no adecuado. Algunas variantes del ecofeminismo entrarían en esta categoría, al establecer (y condenar como moralmente inaceptable) un paralelismo entre la dominación de la mujer por el hombre, y el de la naturaleza por el ser humano (Plumwood, 1991). En la misma línea, pero a partir de un planteamiento diferente, algunos autores han defendido la preservación de la naturaleza como un exponente de la defensa de los propios ideales humanos: dejar correr libremente un río es ejemplificar el ideal humano de la autonomía y la realización (Sagoff, 1995). Esta concepción ética, característica como decimos de la cultura occidental, que en sus distintas variantes contempla al ser humano como centro y dominador del universo, y otorga a la naturaleza un valor delegado, choca, sin embargo, con algunas dificultades. — En primer lugar, una dificultad básica: no es fácil, en efecto, determinar cuál o cuáles son las características de la especie humana que la facultan para poseer un atributo que, obviamente, niega a las demás: el de ser, en definitiva, titular del derecho de decidir sobre el valor del resto de la biosfera. Varias son las razones que se han ofrecido para justificar esta discriminación. Entre ellas destaca una. Los seres humanos son los únicos seres vivos que poseen las propiedades que los hacen susceptibles de ser personas morales: razón y libertad, de las que se derivarían el lenguaje y la capacidad de reciprocidad y, sobre todo, de formar preferencias. Por un lado, la racionalidad que caracteriza a la especie humana, frente a las demás5. Por otro, su capacidad de reciprocidad. Sólo frente a quienes son capaces de reconocer sus derechos, y capaces asimismo de obligarse en algún sentido, se reconoce la especie humana en principio con algún tipo de obligación. Los problemas de una argumentación de este tipo son evidentes. Comoquiera que se haya definido la racionalidad, no es fácil justificar éticamente por qué adquiere esta importancia tan trascendental: nada menos que la de separar a quienes tienen un valor inmanente de quienes sólo tienen derechos derivados. — En segundo lugar, aparece una aparente inconsistencia interna. En efecto, cuando se pretende dar un contenido operativo a la capacidad de raciocinio, aproxi5
El concepto de racionalidad, sin embargo, es particularmente problemático. Una de las acusaciones que se le formulan al análisis económico convencional es, precisamente, la de utilizar una concepción muy particular de este término: desarrollar sus proposiciones a partir de una racionalidad de resultados, derivada de una estructura formal construida para la comprensión del universo (matemática-tecnológica), frente a una racionalidad axiológica, de valores (teleológica o metafísica). Se argumenta incluso que el desplazamiento de la segunda a favor de la primera es una de las razones de la crisis ecológica actual. Autores como Habermas van incluso más lejos, defendiendo la idea de que el análisis económico ha elevado este tipo de racionalidad económica a la categoría de ideología, sustituyendo de esta forma la razón moral (García Gómez-Heras, 1997).
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mándola por ejemplo a alguna variante de la inteligencia, se tropieza con el hecho de que ciertos miembros de otras especies parecen tener esta cualidad en mayor medida que algunos miembros de la especie humana. Sin embargo, ello no se traduce ni en privar a nuestros semejantes (incapacitados) de sus legítimos derechos, ni en concedérselos a estos parientes cercanos (animales superiores). En el caso de aquellos seres humanos incapaces de ejercer esta propiedad, o carentes de ella (personas con graves deficiencias psíquicas, enfermos en estado de coma, no nacidos en avanzado estado de gestación), se nombra un representante que defiende unos derechos de los que no han sido privados. En el caso de aquellos animales que parecen mostrar muchas de estas cualidades que consideramos exclusivas del género humano, esta constatación lleva a considerar con mayor cuidado la definición de lo que se denomina inteligencia o racionalidad, pero, hoy por hoy, todavía no ha conseguido incluir a estos animales de forma general entre los sujetos susceptibles de consideración moral6. En cuanto a la reciprocidad, ciertamente las generaciones futuras están lógicamente imposibilitadas de ejercerla con respecto a la presente y, sin embargo, y como se verá un poco más adelante, se les reconoce el mismo derecho con respecto al medio ambiente que a la actual. La postura más extendida en nuestro ámbito cultural encuentra, pues, ciertas dificultades, y no pequeñas, tanto desde un punto de vista ético como lógico.
3.1.2. Los derechos de los animales y seres vivos en general Con base en las razones apuntadas, algunos autores7 consideran que los postulados defendidos en el apartado anterior no son sino una muestra más de discriminación injustificada, con respecto a colectivos semejantes al nuestro en el ámbito del derecho: la pertenencia a una determinada especie sería una diferencia moralmente irrelevante entre los seres vivos. Y así como el progreso social ha traído el desmoronamiento de muchas de estas barreras de discriminación en función del sexo, la raza o la condición social, el siguiente paso en este camino hacia una sociedad más justa será el de derribar la barrera que separa a la especie humana del resto de las especies de la biosfera. Al igual que el racismo o el sexismo, el especismo o racismo antropológico (la discriminación en función de la especie a la que se pertenece) no sería sino un mecanismo injustificado de dominación y discriminación. Esta postura, defendida tanto desde perspectivas consecuencialistas como deontológicas, reivindica por tanto el hecho de que muchos seres vivos, y no sólo el ser humano, son portadores de un valor intrínseco «fuerte», y titulares de derechos inmanentes, no derivados8. No obstante, y al igual que en el caso anterior, esta postura también encuentra algunas dificultades: 6 El lector interesado en la temática de las diferencias existentes con respecto a estos atributos (inteligencia, lenguaje, etc.) entre las personas y algunos animales, encontrará de gran utilidad el texto de Cavalieri y Singer (1998) sobre el «Proyecto Gran Simio», en el que se recogen una serie de experimentos que hacen realmente tenue la frontera que separa a los chimpancés, gorilas y orangutanes de los seres humanos. 7 Entre los más representativos, Singer (1975), Regan (1983), el famoso médico alemán, premio Nobel de la Paz en 1952, Albert Schweitzer y, en el ámbito hispano, Mosterín (1995). 8 Al igual que la ética antropocéntrica parece encajar sin dificultad con una concepción judeo-cristiana de la vida, esta ética del derecho de los seres vivos sin distinción encontraría fácil acomodo en el marco de la religión budista (Ehrlich y Ehrlich, 1992).
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— El primer problema que se plantea en este caso también es evidente: ¿dónde se traza la nueva frontera? ¿Todos los seres vivos tienen un valor inmanente y, por lo tanto, el mismo derecho a ser sujetos de consideración moral? Convencionalmente se ha tendido a responder a esta pregunta ampliando la frontera más allá de la especie humana, pero no indefinidamente, sino restringiendo el grupo de los privilegiados hasta cubrir un determinado subconjunto del universo de los seres vivos: aquellos que tienen capacidad de sentir, de sufrir. La frontera se traza ahora en el punto de la escala filogenética en el que la capacidad de experimentar desaparece (Elliot, 1995, página 9). Sentir y padecer sustituirían, pues, a razón y libertad. La razón, valga la redundancia, puede parecer intuitiva, pero dista mucho de ser lógicamente correcta y éticamente aceptable: de hecho, encierra los mismos problemas que la racionalidad o la capacidad de reciprocidad del apartado anterior. ¿Por qué una propiedad fisiológica, como la capacidad de sentir, va a convertirse en un criterio de demarcación con efectos tan contundentes? Como afirma Rolston (1985), limitar la extensión de la frontera a las criaturas capaces de sentir es aceptar que para poder tener un interés y, en consecuencia, recibir un daño, se requiere capacidad de experimentar, lo que es, en su opinión, falso: bastaría con tener un objetivo biológico para ser considerado sujeto de consideración moral. Se han introducido otros criterios, aparentemente más aceptables, entre los que destaca el de poseer un «proyecto vital» propio que merecería no ser alterado (¿tienen las plantas, o los minerales, o los ríos, un proyecto vital de esta índole?). Ahora bien, seguir ampliando la frontera no resolverá fácilmente el problema: siempre será necesario introducir algún criterio separador, y no será fácil justificar la razón. — En segundo lugar, se argumenta, la adopción de esta postura ética (la «ética del respeto a la vida» defendida por el ya mencionado Premio Nobel de la Paz Albert Schweitzer), pudiera obstaculizar aquello mismo que pretende defender, la propia vida de los vivientes, cuando se tiene en cuenta que muchos de ellos necesitan matar para vivir. El florecimiento de muchos seres vivos se da a costa del de otros seres vivos (Elliot, 1995). — En tercer lugar, vale la pena reflexionar sobre la posible incoherencia que supondría reconocer un valor moral inmanente a criaturas que han sido genéticamente manipuladas por el ser humano, con el exclusivo propósito de satisfacer sus necesidades de alimento y fuerza de trabajo, precisamente para salvaguardar su «proyecto de vida». «Los guepardos africanos que se ven en los zoológicos europeos y norteamericanos son seres cautivos, no serviles. Esto no es cierto de los terneros, cerdos, ovejas y pollos. Han sido creados en la docilidad, facilidad de manejo, estupidez y dependencia. Sugerir que pudieran ser liberados es, literalmente, un sinsentido» (Callicot, 1980, página 51). — Finalmente, algunos autores han llamado la atención sobre lo que supondría el reconocimiento efectivo de estos derechos, aun circunscritos a un subconjunto de la especie animal, en términos de presión sobre los recursos de la biosfera: no sólo habría que renunciar a casi todas las fuentes de alimento animal, sino que se tendrían que dedicar extensiones no desdeñables del territorio tanto a sustituirlas como fuente alternativa de proteínas para el consumo humano, cuanto a alimentar a los miembros de toda una serie de especies animales, totalmente artificiales y absolutamente incapaces de valerse por sí mismas, precisamente por ser creaciones del ser humano. La presión que esta necesidad supondría sobre el resto de la biosfera no puede desdeñarse.
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De hecho, muchos autores consideran que esta ética del derecho de los animales no es sino una versión ampliada de la ética antropocéntrica, que descansa sobre las mismas bases utilitaristas que esta última: el chovinismo humano no se remedia simplemente extendiendo el rango de los individuos a los que se concede consideración moral (Mathews, 1995).
3.1.3. La ética de la tierra de Aldo Leopold Se requiere, por tanto, de un salto cualitativo que parta de la base de que la existencia del ser humano está metafísicamente, y no sólo causalmente, ligada a sus relaciones con las otras cosas, de tal forma que se identifique con el universo como un todo. La ética atomística e individualista del propio interés se transformaría, de esta manera, en una ética del compromiso holístico (íd.). Poco antes de su muerte, acaecida en 1948, cuando le sobrevino un infarto de miocardio ayudando a un granjero vecino a apagar un incendio que amenazaba también a su propiedad, el naturalista, ingeniero forestal y profesor de la Universidad de Madison (Wisconsin), Aldo Leopold, escribía: «El pivote que hay que mover para poner en marcha el proceso de evolución que conduciría a una ética de la tierra es simplemente éste: dejar de pensar que el uso adecuado de la tierra es sólo un problema económico. Examinar cada cuestión en términos de lo que es correcto desde el punto de vista ético y estético, además de lo que conviene económicamente. Algo es correcto cuando tiende a preservar la integridad, estabilidad y belleza de la comunidad biótica. Es incorrecto cuando tiende a otra cosa» (Leopold, 1999, página 155). Leopold había ido abandonando progresivamente las posturas que él consideraba simplemente «conservacionistas» (mantener la naturaleza de forma que pueda seguir proporcionando recursos a los seres humanos), para adoptar un enfoque decididamente «preservacionista» (conservar la naturaleza per se, sin necesidad de consideraciones utilitaristas): «los pájaros deberían seguir existiendo por puro derecho biótico, sin tener en cuenta la presencia o ausencia de ventajas económicas para nosotros», «los depredadores son miembros de la comunidad, y … ningún interés especial tiene el derecho a exterminarlos, en nombre de un beneficio real o imaginario» (página 142). En definitiva, «una ética de la tierra, por supuesto, no puede impedir la alteración, la gestión y el uso de esos recursos [el suelo, el agua, las plantas, los animales] pero afirma su derecho a continuar existiendo y, al menos en algunos puntos, a continuar existiendo en estado natural» (página 136). La postura de Leopold sobre el derecho a la existencia de la naturaleza parecía responder a la inquietud anterior, con base en dos pilares. Por un lado, un sentimiento de connaturalidad y simpatía con respecto al resto de los seres vivos. Por otro, el temor, el miedo al desconocimiento con respecto a los efectos que la actividad incontrolada del ser humano puede acarrear sobre el medio natural9: «El ciudadano común de ahora 9
Un medio natural, en cualquier caso, objeto de admiración y respeto, pero no probablemente en el sentido en el que plantearían esta cuestión los representantes de los derechos de los animales y seres vivos en general. La postura de Leopold es claramente diferente de la anteriormente reseñada. Es muy probable que su opinión con respecto a los derechos que podrían reclamar los animales no fuera enteramente compartida por los defensores de éstos: «En pocos minutos esa trucha está dando también coletazos en la cesta. Me siento en la roca, en una feliz meditación, mientras otra vez se seca el sedal, y pienso en la manera de ser de las truchas y de los hombres. ¡Cómo nos parecemos a los peces!» (página 71). «Un gallo lira macho tamborilea su disgusto ante ese ruido de coches que pasan. Mi perro sonríe cuando nos damos cuenta de su
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supone que la ciencia sabe cómo funciona el reloj de la comunidad; el científico está convencido de lo contrario. Sabe que el mecanismo biótico es tan complejo que su funcionamiento nunca puede ser comprendido del todo» (página 136). Algunos de sus discípulos, sin embargo, y en concreto Callicot (1980), adoptaron a partir de estos principios una postura mucho más radical. En su opinión, los únicos que tienen un valor moral inmanente, y por tanto un derecho fundamental a la existencia, son los ecosistemas como tales, las comunidades bióticas, y no los miembros individuales de cada especie: son los ecosistemas los que pueden reclamar el derecho a la consideración moral, ya que en función de su derecho fundamental a la existencia, se establece la bondad o no de todo lo demás. Los individuos de las distintas especies tendrían un valor meramente instrumental. El criterio de moralidad quedaría ocupado ahora por las propias leyes de la naturaleza: sería moralmente aceptable aquello que las respeta, y condenable lo que las viola. La homeostasis («tendencia de un sistema biológico a mantener un equilibrio dinámico mediante la actuación de mecanismos reguladores»)10 ocuparía el lugar del imperativo categórico (García Gómez-Heras, 1997). «En lugar de imponer al resto de los animales nuestra alienación con respecto a la naturaleza y los procesos y ciclos naturales, los seres humanos haríamos bien en reafirmar nuestra participación en el mundo natural aceptando la vida como es, sin tratar de edulcorarla. En lugar de imponer una legalidad y unos derechos artificiales a la naturaleza, deberíamos tomar el camino opuesto, y aceptar y reafirmar las leyes de la biología en la esfera personal y social. Ésta parece haber sido la postura con respecto a la vida de las tribus del pasado. Es imposible, hoy en día, volver a la relación simbiótica del hombre con la naturaleza que caracterizó a la Edad de Piedra, pero el ethos de esta etapa … podría ser adaptado e integrado en una futura cultura humana en busca de una relación viable y mutuamente beneficiosa con la naturaleza». (Callicot, 1980, página 54). Al igual que en los casos anteriores, sin embargo, no son dificultades las que faltan a la hora de defender estos planteamientos. — En primer lugar, el indisimulado determinismo moral que subyace a esta postura. En efecto, como recuerdan algunos autores, el mundo de la ética, de la consideración moral, se basa en la libertad, en la capacidad de elegir. Las normas de la ética son morales precisamente porque no son naturales11. Al basar la consideración moral sobre las leyes de la naturaleza, se la priva de su misma sustancia: si la Ética de la Tierra condena la ética sin naturaleza del antropocentrismo, corre el peligro de desembocar en una naturaleza sin ética (García Gómez-Heras, 1997, página 61). — En segundo lugar, la reintroducción de la falacia naturalista, versión actualizada de la falacia de composición denunciada por el amigo y maestro de Adam posición. Estamos de acuerdo en que ese individuo necesita un poco de ejercicio; vamos a echarle una ojeada. (…) La cuestión es si el pájaro y la escopeta se ponen de acuerdo en cómo hay que dividir un segundo» (página 86). 10 Real Academia de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, Vocabulario Científico y Técnico, Madrid, Espasa Calpe, 1990. 11 Este determinismo fue el que, entre otras cosas, distanció al padre del utilitarismo moderno, Jeremy Bentham (1748-1832), de los revolucionarios franceses, que le habían hecho ciudadano de honor de la recién nacida República. Bentham negaba la existencia de un derecho natural, superior a cualquier ordenamiento positivo, y al que éste debería adaptarse. En su opinión, todo derecho era una creación social. Por ello, el criterio de demarcación moral no podía ser la adecuación a este derecho inmanente, sino algo mucho más pragmático: la utilidad. «El mayor bienestar para el mayor número de personas.»
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Smith, David Hume: no es lógicamente correcto derivar juicios morales (éticos) de proposiciones de hecho (científicas), las leyes morales no pueden desprenderse de las leyes naturales. Algo que, entre paréntesis, no le preocupa demasiado a Callicot, quien lo considera, simplemente, como un problema lógico propio de una ética formal que ha de ser superada (Callicot, 1980, página 40). — Algunos ecólogos dudan, en tercer lugar, de que la estabilidad de los ecosistemas sea en sí misma un valor (Clements, 1995)12. — Finalmente, es probable que las implicaciones prácticas de esta postura no sean fácilmente aceptadas por la sociedad. En efecto, los componentes individuales de las distintas especies adquieren un valor esencial únicamente cuando la especie en cuestión se encuentra en peligro de extinción, y si su desaparición puede poner en peligro la estabilidad global del ecosistema (entre paréntesis: situación en la que, por desaparecer la condición de optar, no cabría siquiera la acción de valorar). Como es obvio, los miembros de la especie humana no parecen ser buenos candidatos a la valoración en este contexto: más bien se considera que su crecimiento excesivo es el mayor peligro potencial para el equilibrio de la comunidad biótica13. Es probable que se encuentren dificultades para que las consecuencias derivadas de una postura de este tipo puedan ser consideradas éticamente aceptables. Como se han encargado de señalar algunos discípulos de Leopold, entre ellos el ya mencionado Garret Hardin, se deberían endurecer las políticas con respecto a las naciones y pueblos que padecen hambre, ya que de esa manera se recuperaría, parcialmente, el equilibrio perdido: «hacer un gran esfuerzo para salvar la vida de un individuo sólo tiene sentido cuando hay escasez en su género. No he escuchado últimamente que haya escasez de gente» (Hardin, 1969)14. A pesar de la simpatía con la que puedan recibirse algunos otros de los planteamientos emanados de la Ética de la Tierra de Aldo Leopold, da la impresión de que, para bien o para mal, nuestra sociedad no se siente identificada con una línea de pensamiento que desemboca en consecuencias como las apuntadas.
3.1.4. Una ética antropocéntrica ampliada Esta breve descripción de las principales posturas existentes en el campo de la ética relativa al medio ambiente, carente de pretensión científica o exhaustiva, buscaba no obstante mostrar dos cosas: que merece la pena reflexionar con mayor profundidad sobre el problema de las relaciones que la especie humana quiere establecer con el resto de la biosfera; y que no resulta fácil suscribir sin más una determinada postura ética, máxime cuando se analizan sus consecuencias. Como han señalado algunos autores, es muy probable, en cualquier caso, que la ética antropocéntrica descrita en el primer epígrafe sea capaz de responder, sin aban12 Este punto podría relacionarse fácilmente con la validez de la popular «hipótesis Gaia» de Lovelock (1983). 13 Y no digamos los de algunas otras especies: «Desde el punto de vista de la ética de la tierra, un rebaño de vacas, ovejas o cerdos es tanto o más dañino para el paisaje que una flota de vehículos todo-terreno.» (Callicot, 1980, página 50). 14 Otro ejemplo: «antes mato a un hombre que a una serpiente» (Abbey, 1968), citado en Callicot (1980).
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donar su marco conceptual básico, muchas de las dudas que han surgido con respecto a su aplicación a las relaciones del hombre con la naturaleza. Para ello requiere, en primer lugar, pulir alguno de los conceptos utilizados, liberándolos de sus simplificaciones más groseras, y devolviéndoles su riqueza original. Podría comenzarse por el significado mismo de valor, y del acto de valorar. Existen distintas formas de valorar, de manera que las cosas se diferencian no sólo por su valor, sino también por cómo se valoran. Anderson (1993), por ejemplo, introduce varias posibilidades que son relevantes para el caso que nos ocupa: — Muchas cosas, que se definen como convenientes, tienen un valor que deriva de su utilidad, por lo que el proceso de valoración con respecto a ellas se basa en el reconocimiento de esta cualidad. — Los animales, sobre todo los de compañía, adquieren un valor que se basa en la consideración15, lo que presupone un determinado tipo de conducta hacia ellos, aunque no necesariamente su elevación al estatus de sujetos plenos de consideración moral. — La naturaleza inanimada, además de utilidad, puede producir admiración, asombro, respeto en definitiva, por lo que su valor, y la forma en la que se valora, se apoyaría, en este segundo caso, en la apreciación como punto de partida, ciertamente no utilitarista. — Finalmente, los seres racionales ven reconocido su valor inmanente a través del respeto. Estas distintas formas de valoración son las que determinan la matriz de relaciones sociales dentro de la que se manifiestan, distribuyen y disfrutan los distintos valores. De esta manera, los seres humanos (que reflejan en el conjunto de valores reflexivamente mantenidos el tipo de persona que consideran que deberían ser), van otorgando, o descubriendo, valores funcionales, económicos, ecológicos, estéticos, culturales, históricos, etc.16. Ahora bien, aceptado que no todos los valores ni las formas de valorar son utilitaristas, resta el problema de saber cuáles de estos valores conllevan el reconocimiento de una consideración moral. Es obligado, en efecto, distinguir un plano más elevado, en el mundo de los valores, que es el de los valores morales. El antropocentrismo ampliado afirma, en efecto, que los seres vivos y la naturaleza en general poseen casi todos los tipos de valores apuntados más arriba (no meramente instrumentales), y los seres humanos deben basar sus relaciones con ellos, en el aprecio, la admiración y, eventualmente, también en la utilidad. Pero que no son depositarios de valores morales. No es lo mismo moralmente válido que ecológicamente valioso. El único depositario de este tipo de valor es el ser humano, que es, por tanto, el único susceptible de ser sujeto pleno de consideración moral. En segundo lugar, el antropocentrismo debe aceptar que el conocimiento cada vez mayor de la complejidad de las relaciones en las que se encuentra inmerso con el resto de especies de la biosfera, obliga al hombre a concluir que el mundo de los deberes del ser humano para con el ser humano, implica deberes y obligaciones del hombre para
15 Fernando Savater prefiere hablar de piedad, un compañerismo de la existencia que concede a los animales superiores intereses, pero no derechos (El País, 29 de agosto de 1999). 16 Algunos autores señalan, asimismo, en la estela de Jean Jacques Rousseau, el valor profiláctico de una vida en contacto con, y no de espaldas a, la naturaleza (Patridge, citado en García Gómez-Heras, 1997).
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con la naturaleza, en cuanto hábitat en donde éste alcanza su felicidad (García GómezHeras, 1997, página 66). Con la ayuda de estas dos matizaciones, es probable que el antropocentrismo ampliado pueda proporcionar un marco ético medianamente satisfactorio en el que inscribir las relaciones de la especie humana con respecto al resto de componentes de la biosfera. El análisis económico, en general, y el que se desarrollará a lo largo de este texto, en particular, se encuentra en esta órbita.
3.2. VALOR Y EQUIDAD El medio ambiente adquiere, pues, toda una serie de valores porque cumple una gama de funciones que afectan positivamente al bienestar, utilidad o deleite de las personas que componen la sociedad, bien sea como productor de bienes y servicios, espacio de placer, estímulo para la perfección personal, reducto de civilización o símbolo de cultura (Anderson, 1993). Ahora bien, aceptado este primer principio, surge de inmediato la necesidad de delimitar el colectivo de personas que pueden exigir que las potenciales modificaciones de su bienestar, que supone un cambio de la situación ambiental, sean tenidas en cuenta a la hora de tomar decisiones: ¿dónde se traza la frontera que separa a quienes tienen este derecho de quienes no están investidos de él? El tema es doblemente complicado, ya que cada vez son más frecuentes los casos en los que la actividad nociva (o positiva) para el medio ambiente se origina en un grupo social determinado (un país, por ejemplo), mientras que las consecuencias negativas las padecen otros. La pregunta sobre dónde trazar la línea de demarcación se desdobla en dos direcciones claramente diferenciadas: en el espacio y en el tiempo.
3.2.1. Equidad intrageneracional: la frontera en el espacio La primera parte de la cuestión tiene un sencillo planteamiento: ¿quién tiene derecho a decidir sobre lo que se hace con los distintos componentes de la biosfera? ¿Son éstos patrimonio nacional, local, o son, por el contrario, patrimonio de la humanidad? Recursos ambientales como la atmósfera ofrecen pocas dudas sobre su carácter común, aunque ello no se haya traducido todavía en acuerdos efectivos sobre su utilización conjunta y sustentable. Sin embargo, muchos recursos naturales susceptibles de apropiación privada y explotación comercial, como los bosques, cumplen una serie de funciones ambientales de importancia global para el equilibrio ecológico del sistema: ¿quién está capacitado para decidir sobre ellos, teniendo en cuenta que en la mayoría de las ocasiones su explotación comercial va en detrimento de sus funciones ambientales? El problema es difícil de tratar desde una perspectiva ética: no parece justo, en efecto, que quienes son por definición los menos culpables de que las cosas hayan llegado al extremo al que lo han hecho (los países y regiones que han preservado estos recursos naturales), tengan que renunciar al disfrute de los rendimientos económicos que les podrían proporcionar (tremendamente necesarios, por otro lado), y ello porque se lo demandan, en nombre de la humanidad, quienes no tuvieron ningún reparo en acabar con los que les habían correspondido. Aunque la respuesta a este problema ético no sea fácil, el análisis económico permite desdoblar la cuestión de una forma quizá más operativa, planteando dos preguntas diferenciadas:
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— ¿qué régimen de propiedad es el más eficaz a la hora de garantizar el objetivo propuesto (una utilización sustentable del medio ambiente)17? — ¿qué repercusiones económicas tendría la adopción de este régimen de propiedad sobre el recurso, y cómo podrían ser compensados, si se considera de justicia, los perjudicados por el mismo? Un buen ejemplo de aplicación del razonamiento anterior, basado en el reconocimiento de que un recurso natural determinado (la atmósfera) es patrimonio común y, por lo tanto, todas las personas tienen el mismo derecho a utilizarlo, se analizará con detalle en el Capítulo 12. No es del todo evidente, en cualquier caso, que si la utilización de estos recursos como patrimonio particular ha sido la causante de los problemas con los que hoy se encuentra la humanidad, repetir la experiencia sea la mejor forma de evitarlos. En este sentido, el análisis económico tiende a ser concluyente. Supongamos un recurso natural cuyo mayor valor económico está constituido por una serie de funciones ecológicas de interés general, pero no apropiables por su dueño. Al mismo tiempo, este recurso tiene también un valor de mercado, inferior, que su dueño podría realizar, pero a costa de las funciones anteriores: talando el bosque para obtener madera. En este caso, cuanto mayor es la diferencia entre el tamaño del grupo de propietarios de un recurso, y el del grupo de beneficiarios por la conservación del mismo, mayor es el peligro que se cierne sobre su preservación, cuando ésta entra en conflicto con su explotación comercial. En efecto: — La explotación comercial de un recurso favorece directamente a sus dueños: cuanto menor sea su número, mayor será lo que cada uno perciba por este concepto. La concesión de una explotación maderera, que acabará con un bosque tropical privado, tiene una indudable repercusión positiva sobre los bolsillos de sus propietarios, tanto mayor cuanto menor sea su número. — Los beneficios de su conservación son externalidades que favorecen a un grupo más numeroso de personas, pero que no repercuten monetariamente en beneficio de sus dueños. La pérdida de diversidad biológica, de un depósito de carbono, de un estabilizador del ciclo hídrico y un freno a la erosión, también recaerá finalmente sobre sus propietarios. Lo normal es que esta pérdida social, en términos meramente económicos, supere en varios órdenes de magnitud al beneficio privado que sus propietarios han recibido al acabar con el recurso, pero a éstos las cuentas les salen: mientras que las ganancias monetarias se reparten entre unos pocos, y tocan a mucho, las pérdidas, cuando no pueden directamente evitarse (trasladándose a vivir a otro lugar, por ejemplo), se reparten entre muchos más: en casos extremos, entre varios miles de millones de personas. Cuanto mayor es, por tanto, la diferencia entre el tamaño del grupo propietario del recurso, y el del grupo afectado por su conservación, menores serán sus probabilidades de supervivencia, si ésta entra en colisión con su explotación comercial. Lo anterior no está reñido en absoluto con la afirmación de que los mejores gestores del recurso son quienes viven en él, o de él: simplemente sostiene que la decisión sobre lo que debería 17 La pregunta, así planteada, es un tanto simplista: regímenes de propiedad que, vistos con la suficiente perspectiva histórica, gestionaron correctamente en ocasiones el patrimonio natural, como el clero y la nobleza, lo hicieron con un costo social elevadísimo, poniendo en peligro la propia sustentabilidad social. Agradecemos a Félix Hernández esta precisión.
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hacerse con el recurso ha de ser tomada de la forma más general posible y, una vez hecho esto, dejar que sea quien mejor conoce el recurso, quien lo gestione (pensar globalmente, actuar localmente). La privatización de los recursos naturales o ambientales, la descentralización de la propiedad de los mismos (que no de su gestión), no parecen ser, en estos casos, el mejor camino para garantizar su preservación.
3.2.2. Equidad intergeneracional: la frontera en el tiempo La segunda parte de la pregunta hace referencia a la cuestión del tiempo: a los eventuales derechos de las generaciones futuras. El problema en este sentido es bastante similar al anterior: muchas de las decisiones que se toman hoy con respecto al medio ambiente, van a tener unas consecuencias que afectarán a quienes todavía no han nacido. ¿Hasta qué punto han de ser tenidos en cuenta sus intereses? ¿Y cómo, si por definición no están aquí para expresarlos? Afirmaciones como «la naturaleza no es un legado de nuestros padres, sino un préstamo de nuestros hijos», que parecen haberse incorporado ya al lenguaje común, dan a entender la existencia de un amplio consenso con respecto a los derechos de nuestros descendientes. De este consenso es partícipe también la economía ambiental, que parte del supuesto de que los miembros de las generaciones futuras tienen exactamente los mismos derechos sobre la biosfera que los de la generación presente. Esta afirmación de derechos obliga, sin embargo, a replantear algunos elementos importantes dentro del análisis económico. En efecto, en una economía de mercado, las preferencias que cuentan a la hora de tomar decisiones son las que se expresan explícitamente: lo mismo puede decirse de las preferencias políticas en una votación. Esto, aplicado al campo de la defensa de los derechos de las generaciones futuras, plantea una triple dificultad: — Puede, en primer lugar, que a quienes decidan hoy les traiga sin cuidado el bienestar de las generaciones futuras, y no muestren con respecto a ellas ningún síntoma de altruismo18. Es lo que tiende a suponer, entre paréntesis, la teoría económica convencional, al aceptar el supuesto de independencia de las preferencias individuales (el bienestar de una persona cualquiera no depende, ni para bien ni para mal, del bienestar de otra), lo que no deja mucho sitio para una conducta altruista (ni envidiosa). En este caso, el proceso de elección social que supone dejar la decisión en manos de quienes pueden expresar hoy sus deseos (sea mediante el mercado o mediante la votación pura y simple), no respetaría esta asignación de derechos a favor de las generaciones futuras. 18 Vale la pena recordar, de todas formas, que pueden distinguirse dos tipos bien diferenciados de altruismo:
a) El que podríamos llamar altruismo puro, que se da cuando el bienestar de la persona B entra a formar parte del bienestar de la persona A (la altruista), b) El altruismo paternalista, que se da cuando el consumo de determinado bien por parte de la persona B es el que entra a formar parte del bienestar de la persona A, que interpreta que el bienestar de B ha mejorado. El altruista se pronuncia, pues, sobre lo que le conviene al otro. Sen (1977), por su parte, distingue entre simpatía (la utilidad del otro forma parte de la función de utilidad individual) y compromiso (commitment: se escoge una conducta altruista aunque ello redunde en un menor bienestar individual).
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— Puede, no obstante, que las personas sean altruistas y, por tanto, el análisis económico convencional se haya equivocado al suponer esta independencia. En este caso, como el bienestar de los demás se toma en cuenta por quienes deciden hoy, los intereses de las generaciones futuras serán defendidos por aquellos que «votan» (que influyen sobre las decisiones finalmente adoptadas). Por desgracia, es probable que, en ocasiones, las circunstancias no permitan expresar este altruismo. En efecto, el bienestar de los demás, bajo este nuevo supuesto, forma parte de la función de utilidad de cada sujeto: de la persona A, pongamos por caso. Ahora bien, como tal, el bienestar ajeno tiene el carácter de un bien público, es decir, cualquiera que sea el mecanismo a través del que se consigue elevar el de la persona B, la persona A se siente mejor. Cuando se trata de bienes públicos, sin embargo, surge con frecuencia el problema de la paradoja del aislamiento, que impide a las personas mostrar sus preferencias como miembros de un colectivo (altruistas), llevándolas a actuar de forma individualista (egoísta). Un sencillo ejemplo ayudará a ilustrar la paradoja. Los habitantes de un determinado municipio de tamaño medio y clima benigno afrontan un problema cada vez más grave de congestión viaria: atascos prolongados, ruido, humos, malos olores, y todo lo que acompaña a este fenómeno. Supongamos que todo el mundo es consciente de ello y que, además, todo el mundo desearía remediarlo, ya que considera que la convivencia, para todos, sería más agradable. Dadas las características del municipio que se ha descrito, a las que se añade ahora su carácter llano, una posible solución podría ser la adopción de la bicicleta como medio de transporte. Supongamos, para facilitar el argumento, que los costes que supondría el adoptar este nuevo medio de transporte, si es que son tales, fueran inferiores a lo que todos y cada uno de los habitantes del municipio hubiera estado dispuesto a pagar para eliminar el problema, en función de este mayor bienestar colectivo que se conseguiría con ello. Es dudoso, sin embargo, a pesar de que todos desean solucionar el problema, y de que todos estarían dispuestos a asumir el coste necesario para hacerlo, que finalmente se adopte la bicicleta como medio de transporte, en ausencia de una regulación (una intervención superior). La razón es que las personas están dispuestas a colaborar en la solución del problema, si el problema realmente se resuelve; si todos cambian su medio de movilidad. El sistema de mercado, desgraciadamente, no puede garantizar esto. La persona A cumple su parte, pero nadie le garantiza que los demás harán lo propio. Por eso es muy probable que, en esas condiciones, decida que no va a ser la única que hace un esfuerzo para resolver un problema de todos… y que todos hagan lo mismo. Ésta es la paradoja del aislamiento: aunque tengan unas funciones de utilidad altruistas, puede que las personas reflejen unos comportamientos estrictamente individualistas. No basta, por tanto, con saber si las preferencias personales son o no independientes, y modelizar correctamente el comportamiento individual. Se trata asimismo de comprobar hasta qué punto el sistema permite la expresión de estas preferencias altruistas, y puede que, en muchos casos, la respuesta sea negativa. Este fenómeno se agrava considerablemente cuando el altruismo se manifiesta en el tiempo, a favor de las generaciones futuras. Muchas personas estarían dispuestas a modificar sus patrones de consumo, por ejemplo, para transmitir un entorno natural menos explotado y degradado, pero ante la falta de seguridad con relación al comportamiento de los demás al respecto, optan por no modificar su conducta. De nuevo aparece, en este segundo caso, una dificultad insalvable, en ausencia de una intervención
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que coordine las voluntades individuales garantizando el comportamiento colectivo, para que las generaciones futuras vean respetados sus derechos con respecto al medio ambiente. — Supongamos, por último, que las preferencias individuales son altruistas, y que no se produce ninguna variante de la paradoja del aislamiento. Con ello, sin embargo, se sigue negando que las generaciones futuras (o los vecinos afectados por lo que se hace pero sin poder de decisión al respecto) sean sujetos de derecho: es la generación presente la que es titular de derechos, la que puede exigir que se respeten sus preferencias, aunque ahora dé la casualidad de que esas preferencias incluyen el bienestar de las generaciones futuras (o de los vecinos). No es fácil aceptar esta situación como éticamente correcta19. El hecho, en cualquier caso, es que los mecanismos convencionales de decisión colectiva suponen, con respecto a los grupos afectados por lo que se hace, pero sin poder de decisión con respecto a lo que se hace, que sus intereses serán defendidos, siempre y cuando su bienestar sea tomado en cuenta por quienes deciden: es decir, en la medida en que quienes deciden sean altruistas y se preocupen por el bienestar de los demás. Dada la insatisfacción moral que este procedimiento despierta, se hace necesario que el Estado se erija en defensor de los derechos de las generaciones futuras, votando por los que todavía no pueden hacerlo. El segundo problema que se plantea es de orden operativo: ¿cómo podría el Estado introducir las preferencias de las generaciones futuras en la balanza si, por definición, se desconocen? La respuesta más sencilla, y probablemente la más operativa, sería la de considerar que los miembros de las generaciones futuras son idénticos a los de la presente, no sólo en cuanto a sus derechos, sino también en cuanto a su estructura de preferencias. De esta forma, es como preguntarse cuál sería el sentido de nuestro voto si, en lugar de vivir ahora, lo hiciéramos dentro de cien años. El decisor podría acudir, en defensa de este procedimiento, a una sólida y respetada autoridad en el campo de la ética: John Rawls. En efecto, algunos autores han aplicado las teorías de Rawls al problema de la elección intertemporal. De acuerdo a esta regla, se le presentaría al decisor una información completa sobre las distintas alternativas posibles: cómo son y pueden ser las cosas en el futuro, dependiendo de las acciones tomadas en el presente. El decisor, con base en esta información, habría de elegir lo que considerara más conveniente, desconociendo el momento del tiempo (la generación) en el que le tocaría vivir. De esta forma, y gracias a la introducción de este particular «velo de ignorancia», parece que los derechos de las generaciones futuras quedarían garantizados a partir de una premisa de comportamiento ético aceptable. Resueltos los dos problemas anteriores, el cambio en el bienestar experimentado por los pertenecientes a las generaciones futuras deberá ser traducido, en tercer lugar, a su equivalente actual, lo que introduce la no desdeñable dificultad de seleccionar la tasa de descuento apropiada, tal y como se analizará en el Capítulo 5. Con todo ello, sigue perdurando, sin embargo, un problema de fondo: al fin y al cabo, se están sacrificando los intereses de la generación presente en aras de los derechos de un ente que, por definición, es hoy por hoy inexistente, y que cuando deje de 19 Obsérvese que ello es totalmente independiente del resultado final de la forma de proceder de la generación presente. Al fin y al cabo, como recordaba irónicamente Solow (1974), la generación actual no puede quejarse en exceso del comportamiento de las precedentes, si analiza su propia actuación y la compara con la de estas últimas…
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serlo no podrá ejercer la reciprocidad con respecto a quien se sacrificó por él20. Vemos, pues, en cualquier caso, que no estamos frente a un problema de fácil solución, máxime teniendo en cuenta la polémica que han suscitado las tesis de Rawls y su posible aplicación a las reglas de elección colectiva (Mc Murrin, 1988). En definitiva: la resolución de las cuestiones relativas a quién tiene derecho a que sus intereses con respecto al medio ambiente sean tenidos en cuenta, y cómo, se encuentra en una fase muy incipiente, aun dentro del marco de la ética antropocéntrica ampliada, que se mencionaba en el epígrafe anterior.
3.3. EL VALOR ECONÓMICO TOTAL Una vez decidido el conjunto de derechos de los distintos colectivos sociales con respecto al disfrute de la naturaleza, resulta operativo tratar de condensar la información obtenida en una serie de categorías que ayuden al analista a aproximarse a los distintos componentes del valor de aquello que está estudiando, hasta alcanzar su denominado Valor Económico Total. Como se ha ido exponiendo a lo largo de este capítulo, el medio ambiente puede tener distintos tipos de valor, de acuerdo con el sentido literal del término, para diferentes personas y colectivos. La primera gran distinción que puede establecerse en este sentido es aquella que separa los valores de uso, de los valores de no uso21:
3.3.1. Valores de uso El valor de uso es el más elemental de todos, y hace referencia a ese carácter instrumental que, en ocasiones, adquieren los atributos de la naturaleza, y que les hacen ser cosas útiles: las personas utilizan los bienes ambientales, y se ven afectadas, por tanto, por cualquier cambio que ocurra con respecto a la calidad, existencia o accesibilidad de los mismos. En el caso de un parque natural, por ejemplo, éste tiene un valor de uso para aquellos que lo visitan: por esparcimiento, para estudiar la naturaleza o para cualquier otra cosa. Este planteamiento, en apariencia sencillo, encierra sin embargo algunas limitaciones, ya que no está claro cómo quedarían clasificadas, por ejemplo, algunas situaciones como las siguientes: — Quienes viven en las proximidades de una ruta utilizada por aves migratorias, y disfrutan simplemente con su contemplación, ¿están utilizando este bien ambiental?, ¿tiene para ellos un valor de uso? En la literatura se suele denominar a este disfrute del bien, uso no consuntivo, para diferenciarlo del uso en sentido más estricto, o uso consuntivo del recurso. — Quienes disfrutan con la lectura de un libro sobre el bien en cuestión, o con la contemplación de unas fotos, de una película o de un programa de televisión sobre el mismo. De nuevo se plantea la misma pregunta que en el caso anterior, 20 «¿Qué ha hecho el futuro por mí?», es una pregunta que se escucha con mucha frecuencia, en este contexto, cuando se trata de sacrificar el presente. 21 Paralelamente podría distinguirse entre los usuarios del bien ambiental (para los que éste tiene un valor evidente), y los no usuarios (para los que también puede tener valor, como veremos enseguida). Sin embargo, tiende a preferirse la primera clasificación a la segunda, ya que no puede descartarse el hecho de que un bien ambiental cualquiera tenga un valor adicional para los usuarios: que no tenga sólo valor de uso sino que tenga algo más que un valor de uso.
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esta vez con respecto a lo que ha venido en denominarse el uso delegado, o uso vicario del bien. ¿Se está produciendo en estos casos una utilización del recurso? ¿Posee por tanto un valor de uso para estas personas? Aun aceptando la paradoja de que, si la respuesta es afirmativa, podría darse el caso de que tuvieran un valor de uso bienes que ya no existen (entornos naturales o especies desaparecidas, pero de los que ha quedado memoria filmada o grabada), el hecho es que no parece que haya que violentar mucho el término para que así fuera considerado. Pueden distinguirse, asimismo, aquellos bienes o recursos que tienen un valor de uso directo, al generar directamente utilidad (los peces), de aquellos otros cuyo valor de uso es indirecto, por ser necesarios para la obtención del valor anterior (el plancton).
3.3.2. Valores de opción En segundo lugar, existen personas que, aunque en la actualidad no están utilizando el bien ambiental, prefieren tener abierta la opción de hacerlo en algún momento futuro. Para ellas, por tanto, la desaparición de un parque natural (aunque no hayan estado en él jamás), supone una pérdida indudable de bienestar, mientras que su preservación o mejora, lo eleva. Éste es el llamado valor de opción del bien. Conviene, sin embargo, aclarar un poco este concepto, ya que en la literatura especializada se utilizan dos términos muy próximos, con distinto significado: — Valor de opción propiamente dicho. Es el ya mencionado, y se deriva de la incertidumbre individual: la que experimenta la persona con respecto a si el bien ambiental en cuestión estará o no disponible para su utilización en el futuro. La persona tiene además otras fuentes de incertidumbre (si querrá utilizarlo, los riesgos que puede suponer su utilización), pero la apuntada es la relevante. El valor de opción, de acuerdo con la utilización del término más común en la literatura, se refiere precisamente a eso: al valor que tiene no cerrar la posibilidad de una futura utilización del bien. — El valor de cuasi-opción. Es el derivado de un segundo tipo de incertidumbre, que no tiene gran cosa que ver con la anterior, aunque asimismo de gran relevancia en el campo del medio ambiente y la gestión de los recursos naturales: la incertidumbre del decisor. Emana ésta del hecho de que quien toma las decisiones ignora, en muchas ocasiones, la totalidad de los costes y los beneficios de las acciones emprendidas; bien por la propia falta de conocimientos científicos al respecto (piénsese, por ejemplo, en el grado de desconocimiento existente sobre los efectos de alterar el medio, en el equilibrio de un determinado ecosistema), bien por la ausencia de información sobre relaciones económicas relevantes. Problemas todos ellos seriamente agravados cuando aparece el fenómeno de la irreversibilidad, del que hablaremos más adelante. El valor de cuasi-opción refleja, precisamente, el beneficio neto obtenido al posponer la decisión, en espera de despejar total o parcialmente la incertidumbre, mediante la obtención de mayor información. Como es obvio, este planteamiento, en principio, no tiene nada que ver con el problema de la valoración que las personas otorgan a un determinado bien, sino con la búsqueda de un proceso óptimo de toma de decisiones.
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A pesar de que los valores de opción se han aislado como si se trataran de una categoría independiente, a efectos de facilitar la presentación, de hecho no son sino un subconjunto de los valores de uso, en este caso, de uso futuro.
3.3.3. Valores de no uso Finalmente, los atributos ambientales pueden tener para determinadas personas un valor de no uso, es decir, un valor no ligado a la utilización, consuntiva o no consuntiva, presente o futura del bien. El fundamental, entre estos valores de no uso, es el denominado valor de existencia. Un tercer grupo de personas que, en efecto, pueden considerarse afectadas por lo que ocurre con un bien ambiental, es el de aquellas que no lo utilizan directa ni indirectamente (no son pues usuarias del mismo), ni piensan hacerlo en el futuro, pero que valoran positivamente el simple hecho de que el bien exista. Su desaparición, por tanto, supondría para ellas una pérdida de bienestar22. Son diversos los motivos que se han señalado para explicar la existencia, valga la redundancia, de este valor de existencia. Entre los más repetidamente mencionados se encuentran: — La benevolencia: la estima que despiertan amigos y parientes, y que lleva a desear su mayor bienestar. En este sentido, el bien se valora porque se considera que ellos lo hacen: una muestra pues de «altruismo localizado» y paternalista. — La simpatía para con la gente afectada por el deterioro de un bien ambiental, aun cuando no tengamos ninguna relación directa con ellos: altruismo global. — El motivo de herencia, o de legado. Es decir, el deseo de preservar un determinado bien para su disfrute por parte de las generaciones futuras: altruismo intertemporal. — El valor simbólico que puede llegar a tener un determinado bien ambiental, o recurso natural, como parte de la identidad cultural de un colectivo. — La creencia en el derecho a la existencia de otras formas de vida, incluyendo por tanto a animales, plantas o ecosistemas: una postura congruente con las diferentes variantes de la ética no antropocéntrica vistas en la primera parte de este capítulo. Son, como puede comprobarse fácilmente, motivos que introducen consideraciones de altruismo, haciendo bastante complicados, entre paréntesis, los modelos de la teoría microeconómica que los incorporan, pero no por ello menos reales. Se ha señalado, por ejemplo, que el hecho de que organizaciones como Greenpeace, ADENA, WWF, etc., se financien en gran medida con aportes de sus socios sería un buen indicador de la existencia de este motivo, ya que en la mayoría de los casos no son éstos usuarios reales ni potenciales del patrimonio natural defendido por ellas. La característica fundamental de estos valores de no uso es que relacionan a la persona que valora, no con un objeto (el bien valorado), sino con otras personas, y lo que se valora es la relación misma existente entre ellas y el sujeto que valora, o el bienestar 22 A caballo entre el valor de uso y el valor de existencia, quizá emparentado con el valor de opción, se encontraría el valor de investigación, también citado en la literatura. Preservar un entorno, un ecosistema, una especie, permite preservar un laboratorio viviente para la experimentación y la investigación, cuyos beneficios pueden revertir eventualmente sobre la propia persona.
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de estas últimas. Asimismo, los valores de no uso derivan del reconocimiento de los derechos de otros sujetos depositarios de valor intrínseco. Como es natural, estas posibilidades modifican sustancialmente el contexto mismo de la valoración y su significado. El siguiente epígrafe desarrolla algo más este punto.
3.4. VALORES INTRÍNSECOS Y VALORES SUPERIORES Tanto los valores de uso y de opción, como una parte de aquellos valores de no uso ligados a las diferentes formas de altruismo, pueden ser considerados como valores extrínsecos. Es decir, se valora el bien en cuestión, porque se valora algo distinto al mismo bien: el propio bienestar o el bienestar ajeno. Muchos de estos valores extrínsecos, aunque no todos, tienen asimismo un carácter instrumental (casi todos los valores de uso y de opción). Sin embargo, los dos últimos motivos aludidos para explicar la aparición de los valores de no uso (el valor simbólico y el reconocimiento de derechos fundamentales en favor de otras especies o ecosistemas), hacen referencia a la existencia de un tipo de valor más esencial, al hecho de que estos bienes poseen, por estos conceptos, un valor intrínseco, en opinión del sujeto o grupo social que así los valora. Como es natural, y dado el carácter de la relación que se establece en este caso con el bien objeto de consideración, el significado del propio proceso de valoración, así como los mecanismos a través de los que se lleva éste a cabo, no pueden ser los mismos que en el caso de los valores extrínsecos de la biosfera. Vale la pena recordar, de todas formas, que no hay nada de contradictorio en el hecho de que un determinado bien ambiental (un paraje natural determinado, por ejemplo) tenga al mismo tiempo, y para la misma persona, tanto un valor de uso directo o indirecto, como un valor de existencia intrínseco. Por otro lado, tanto los valores intrínsecos, como un subconjunto de los valores extrínsecos, son considerados valores de orden superior. Con ello se quiere dar a entender que la relación que se establece entre el sujeto que valora y el bien, o servicio, valorado trasciende el campo de los simples valores de uso, y no permite que el objeto de valoración sea considerado como una simple mercancía23. Las implicaciones de este hecho se analizarán detalladamente en el siguiente capítulo. Mientras tanto, la información recopilada hasta ahora podría resumirse tal y como aparece en la Figura 3.1. Sea como fuere, éstos son a grandes rasgos los distintos tipos de valor, tanto de uso como de no uso, que puede tener un determinado bien para distintas personas. Como es natural, la decisión sobre cuáles de ellos van a ser tenidos en cuenta a la hora de valorar cambios en el bienestar, condiciona la selección del colectivo que va a ser objeto de estudio. El analista se enfrenta a un problema que requiere pues de una definición pre23 Hace algunos años, se planteó la posibilidad de sustituir algunas esculturas de la fachada de una famosa catedral española por réplicas exactas hechas con resina e inmunes a la amenaza del mal de piedra, que ponía en peligro la vida de las auténticas. Inmediatamente se produjo un clamor en contra de la medida por parte de algunos sectores de la opinión pública: ya no sería lo mismo. Sin embargo, con la tecnología actual, y a la altura a la que se encontraban las figuras amenazadas, la probabilidad de que el ojo humano, incluso el más experto, notara la diferencia, era mínima. ¿Qué era, por tanto, lo que hacía que, con el cambio, la fachada de la catedral perdiera una parte importante de su valor, para quienes manifestaban su oposición a la sustitución? No podría ser, ciertamente, la pérdida de su función decorativa (un valor instrumental). ¿El hecho de saber que eran réplicas, aunque fuera imposible percibir la diferencia? Probablemente. Pero esto es precisamente lo que identificaría la presencia de un valor superior: no es tanto el objeto en sí, o su función, lo que se valora, sino la relación que la persona establece con la cultura, la historia y la personalidad de quien lo hizo
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Valor económico total
Valores de uso
Valor de uso directo
Consuntivo
Valor de uso indirecto
Valores de no uso
Valor de opción
Valor de existencia
Valor de herencia
No consuntivo
Figura 3.1. Tipología del valor económico total.
via de los derechos individuales y colectivos con respecto al medio ambiente, y que se relaciona con lo ya apuntado un poco más arriba. Es necesario definir, en efecto, cuáles son los valores, de entre los anteriormente enunciados, que la persona o el colectivo de referencia, puede exigir que se consideren a la hora de tomar una decisión, como parte de sus derechos. Restringir, como es práctica tradicional, el análisis a los directamente afectados como usuarios por la modificación propuesta, puede constituir una limitación ilegítima de los derechos de un colectivo de personas mucho más amplio.
3.5. EL MERCADO COMO MECANISMO DE VALORACIÓN: UNA EVALUACIÓN CRÍTICA En una sociedad como la occidental, es el mercado el que informa sobre el valor de una gran cantidad de bienes y servicios, y el que organiza en consecuencia su proceso de producción y distribución. Tendría sentido, por tanto, tratar de descubrir el valor asociado a los distintos estados de la naturaleza entre los que hay que optar, y que difieren en cuanto a la calidad ambiental de cada uno de ellos, utilizando para ello la misma lógica que emplea el sistema de mercado para valorar el resto de bienes y servicios que quedan bajo su dominio24. De esta forma, se colocarían en pie de igualdad las funciones de la biosfera (no esenciales para la supervivencia del ecosistema: en este caso estaríamos hablando de restricciones y precios sombra), con las de los bienes y servicios que pueden obtenerse a cambio de su deterioro, o viceversa. Conviene introducir una pe24 Quizá convenga recordar a los lectores familiarizados con el análisis económico, que la expresión «estados de la naturaleza» se emplea en este libro en su acepción más común, y no en el sentido con el que la utiliza en ocasiones la teoría económica: situaciones caracterizadas por la presencia de incertidumbre, e independientes del comportamiento de los agentes.
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queña precisión en este punto. No se trata, en efecto, de permitir que sea el mercado el que decida la calidad ambiental con la que la sociedad quiere convivir: como se analizó en el Capítulo 2, el sistema de mercado ha sido, precisamente, el gran culpable del deterioro ambiental actual, al ser incapaz (entre otras cosas) de proporcionar información sobre el valor de la biosfera. Lo que se plantea ahora es la posibilidad de utilizar la lógica inherente a este sistema para aplicarla al ámbito del medio ambiente, y descubrir así tanto el valor del mismo cuanto, como resultado, la situación objetivo en términos de calidad ambiental a la que la sociedad desearía encaminarse. Ahora bien, la lógica del mercado como mecanismo de asignación de valor tiene, como todo, sus ventajas y sus inconvenientes: sirve para unas cosas, mientras que no sirve, y puede llegar incluso a ser contraproducente, para otras. En el Capítulo 2 se explicó, a grandes rasgos, cómo asigna valor el mercado a las cosas, a partir de la información que proyectan sobre el particular los consumidores, por un lado, y los productores, por otro. El concepto clave en ese proceso era el de la disposición a pagar, directamente por un bien, o indirectamente por lo que se renuncia al utilizar los distintos factores en la producción de dicho bien (su coste de oportunidad). A juzgar por su popularidad en los tiempos que corren, no cabe duda de que el sistema de mercado ha de tener muchos elementos positivos a su favor (o las alternativas muchos negativos). En efecto, estas características positivas quizá no sean muchas, pero sí son contundentes. El análisis comenzará, por tanto, con una revisión de las mismas, para desembocar, a continuación, en un repaso de sus principales deficiencias. El objetivo de esta pequeña excursión introductoria no es alcanzar un juicio definitivo sobre el sistema de mercado como mecanismo de asignación de recursos. Se trata más bien de ir delimitando con mayor precisión el ámbito de decisión social en el que sería aplicable.
3.5.1. Mercado y eficiencia Lo primero que puede decirse en favor del sistema de mercado como mecanismo de asignación de recursos, es que es eficiente, siempre y cuando no se presenten los problemas planteados en el Capítulo 2. Conviene matizar un poco esta afirmación ya que el término eficiencia, a pesar de su gran popularidad, puede resultar vacío de contenido. En el lenguaje económico se dice de algo o alguien que es eficiente, si consigue el objetivo propuesto (es, por tanto, eficaz), con el menor coste posible25. En términos más estrictos, se dice que la asignación de recursos a la que lleva el mercado es eficiente, por dos motivos: — Porque no se podría encontrar una manera distinta de hacer las cosas en la que se produjera una unidad más de cualquier bien o servicio, sin que se tuviera que reducir la producción de otro. — Porque no se podría encontrar una forma diferente de repartir lo producido, tal que alguna persona resulte favorecida con el nuevo reparto, sin que al menos una resulte perjudicada. Estas dos propiedades garantizan que no puede haber ganancias netas con respecto a la situación en la que ha desembocado el funcionamiento del mercado: si se quiere 25 De hecho, la eficiencia cubre no sólo el análisis de cómo se consigue un objetivo, sino que analiza igualmente la selección del propio objetivo.
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algo más de un bien, será a costa de algo menos de otro; si se desea mejorar a una persona, será a costa de empeorar a otra. Desde luego que habrá situaciones que puedan resultar socialmente preferidas a la solución del mercado, pero no unívocamente: siempre habrá alguien que pierda en el cambio, y ello obligará a sopesar las ganancias de unos con las pérdidas de otros. Lo que sí se evita es la ineficiencia que supondría quedarse en una situación que pudiera resultar superada por otra, también alcanzable, que fuera preferida por alguna o algunas personas, y que al resto le resultara indiferente26. Aplicado lo anterior a la problemática ambiental, querría decir que si el mercado funcionara sin ningún tipo de fallo ni imperfección, y hubiera mercado para todo, se garantizaría la imposibilidad de conseguir una mayor calidad ambiental sin tener que renunciar al disfrute de una cantidad determinada de bienes y servicios. No es suficiente, por supuesto, por lo que se verá enseguida, pero tampoco está mal.
3.5.2. Mercado e intensidad de las preferencias Como se apuntó en su momento, el mercado es un sistema que procesa información sobre lo que la gente quiere, y lo que con los factores de producción disponibles se puede hacer: es, por tanto, un sistema de elección colectiva que permite descubrir lo que la sociedad prefiere que se haga con los medios que tiene a su alcance, y cómo quiere que se reparta. Ahora bien, como tal mecanismo de elección colectiva, tiene una ventaja sustancial sobre los utilizados convencionalmente en un sistema democrático, y es que informa no sólo sobre la dirección de las preferencias, sino también sobre su intensidad. Esto permite evitar algunas soluciones de carácter democrático, pero que desembocan en una asignación subóptima. Quizá un ejemplo ayude a aclarar este punto. Supongamos que una empresa quiere recompensar a un grupo de empleados que han destacado particularmente durante el ejercicio, y les ofrece como premio un fin de semana con todo pagado en una de estas dos localidades alternativas: París o Roma (para la empresa el coste unitario es idéntico). Reúne a los empleados en cuestión, supongamos que son diez, y les pide que decidan adónde quieren ir. Se plantea, por consiguiente, un problema de elección colectiva, y nos gustaría saber en cuál de las dos alternativas posibles, París o Roma, el grupo estaría mejor, alcanzaría un mayor bienestar. Confrontados con este problema, probablemente a todos se les ocurriría la misma solución: votar. Supongamos que, en efecto, se procede de esta forma, y el resultado arroja siete votos a favor de París, y tres a favor de Roma. El grupo, por tanto, se va a París. ¿Era ésta la mejor solución? ¿La que encerraba un mayor bienestar para el colectivo? No es seguro. Continuando con los supuestos, podría darse el caso de que las siete personas que optaron por París tuvieran una preferencia muy leve por esta ciudad con respecto a Roma, mientras que los tres que preferían Roma no sólo deseaban fervientemente pasar ese fin de semana allí (se celebraba un concierto de su grupo de rock favorito), sino que además estaban ya aburridos de visitar París. Por supuesto, no hay nada más subjetivo que las preferencias, y es imposible compararlas, pero se podría ensayar el siguiente camino. Podría ocurrir, por ejemplo, que los tres perdedores se reunieran, y se pusieran de acuerdo en hacer a los ganadores la siguiente propuesta: si cambiáis el sentido de vuestro voto, estáis invitados al concierto27. Podría ocurrir, final26 El lector familiarizado con el análisis económico habra caído en cuenta de que lo anterior es equivalente a afirmar que la solución del mercado es un óptimo de Pareto. 27 De hecho, bastaría con que intentaran «comprar» el voto de tres de sus compañeros, pero ¡no vamos a romper la cohesión del grupo! Siguiendo con los paralelismos del análisis económico, lo que se ha hecho
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mente, que los siete aceptaran el trato, y votaran ahora por ir a Roma. Lo que esta posibilidad pone de manifiesto es que la votación pura y simple hubiera desembocado en una solución subóptima: el bienestar del grupo como un todo es mayor si va a Roma, que si va a París. Hay más bienestar total en Roma que en París, y eso es lo que ha puesto de manifiesto el pequeño trato introducido: los que prefieren Roma están dispuestos a pagar para conseguirlo más de lo que exigen los favorables a París para renunciar a su opción. De hecho, lo único que ha ocurrido es que se ha introducido un mercado de compra de votos, que ha hecho aflorar la intensidad de las preferencias. Aunque probablemente la advertencia sea superflua, téngase en cuenta que esta compraventa de votos es aceptable, en principio, porque se ha desarrollado en circunstancias muy especiales: cada votante se representaba a sí mismo, era su bienestar exclusivamente el que estaba en juego, y participaba informada y voluntariamente en la negociación. En cualquier caso, de lo que se trataba era de mostrar que el mercado, al recoger la intensidad de las preferencias individuales (la disposición a pagar por algo), proporciona una información más completa que otros mecanismos de decisión colectiva que descubren el sentido de las preferencias, pero no su intensidad. El problema, sin embargo, es que, para poder cambiar el sentido del voto en el ejemplo anterior, los perdedores necesitan tener el suficiente poder adquisitivo como para comprar las entradas de sus amigos, y no sólo un ferviente deseo de ir a Roma. Es más: el ejemplo anterior estaba trucado, ya que cada persona tenía un voto, único e igual para todos. En el mercado, por el contrario, el poder de voto de cada persona viene dado por su poder adquisitivo, de forma que sus preferencias por algo (su disposición a pagar) dependen de su renta.
3.5.3. Mercado y equidad La sociedad no sólo quiere resolver sus problemas de forma eficiente, también necesita sentirse a gusto con la solución: considerarla moralmente aceptable. Esto es particularmente importante cuando se trata de resolver el problema de cómo la gente va a satisfacer sus necesidades, comenzando por las más básicas. No se trata sólo de garantizar que nadie pueda mejorar sin que otro empeore, como garantizaría un mercado perfecto, sino de que, como miembros de un determinado colectivo, hemos utilizado los recursos a nuestro alcance, y hemos repartido el acceso a los bienes y servicios producidos con ellos, de forma que nos hace sentirnos bien, a gusto. El punto de partida para conseguir esta legitimidad, en una sociedad como la presente, probablemente lo constituya la afirmación de que «todas las personas son iguales». Es decir, nos sentimos moralmente cómodos en una sociedad que se rige por este principio. Dado que la afirmación anterior dista mucho de ser una proposición que tenga que ver con el mundo de los hechos (exactamente todo lo contrario: no hay dos personas iguales), y se refiere por tanto al mundo de los deseos, se hace necesario darle algún contenido más concreto: ¿igualdad, en qué sentido? Cuando de lo que se trata es de repartir lo poco o mucho que hay entre los distintos miembros de un colectivo para que vean algunas de sus necesidades satisfechas, comenzando por las más básicas, ¿en qué se traduce la afirmación de que «todas las personas son iguales»? En el caso concreto de la satisfacción de necesidades económicas, o que pueden satisfacerse mediante el acceha sido, simplemente, someter estas dos alternativas al criterio de Kaldor-Hicks, y descubrir que la compensación potencial existe: es el precio de la invitación al concierto.
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so a una serie de bienes y servicios producidos en la esfera de la economía, esta declaración de principios puede verse materializada de distintas formas, pero vale la pena destacar dos de sus expresiones extremas (Sen, 1995): — Igualdad de resultados. Es decir, garantizando a todas las personas por igual el acceso a la misma cesta de bienes y servicios. Algunas sociedades han optado por legitimarse a través de esta vía, aunque con grandes dificultades28. No es éste el lugar para analizar en detalle las ventajas y los inconvenientes de una solución de este tipo, pero simplificando mucho, y únicamente a título ilustrativo, se podrían mencionar, entre sus principales dificultades, tres. En primer lugar, el hecho de que el tener a su disposición la misma cesta de bienes no quiere decir que todas las personas alcancen el mismo resultado en términos de bienestar, ya que no todas son capaces de extraer lo mismo de su acceso a una cantidad determinada de bienes y servicios, y algunas (los discapacitados, por ejemplo) se encuentran en inferioridad de condiciones. En segundo lugar, el convencimiento sostenido por muchos autores de que, en términos de un componente esencial del bienestar, como es la autoestima, tan importante como el resultado final al que se llega es el camino por el que se llega. Finalmente, el principal inconveniente de esta vía, desde el punto de vista de lo que pretende, es que puede tratar de igual forma, en términos de satisfacción de necesidades materiales, a personas que no han contribuido por igual al proceso de producción, de acuerdo a sus posibilidades. Este punto, inaceptable en términos de la consistencia interna de esta postura, se complica además por las negativas implicaciones que tiene, en cuanto a los incentivos que propone para hacer las cosas bien. En efecto, uno de los requisitos básicos para alcanzar una asignación de recursos satisfactoria es que la sociedad obtenga el máximo de necesidades satisfechas a partir de los recursos de los que dispone. Para ello necesita que los factores de producción se utilicen allí donde su productividad es mayor lo que, normalmente, requiere algún tipo de incentivo. Si las personas vinculan estos incentivos a sus posibilidades de consumo, o a su nivel de ingresos, el sistema de «a cada quien según sus necesidades» no garantiza el «de cada quien según sus capacidades». El resultado puede ser no sólo un volumen de producción total menor, sino que quienes estaban llamados a ser los favorecidos por este sistema de asignación social, los menos capaces, terminen estando peor que en el sistema alternativo, que se analizará a continuación, ya que el nivel de consumo que alcanzan todos los miembros de la sociedad por igual, es inferior al que hubieran alcanzado los menos favorecidos en un reparto desigual29. — Igualdad de oportunidades. Esta segunda vía, que puede identificarse con el ideario liberal, trata de garantizar una competición «justa», es decir, en la que todos los corredores salen del mismo punto de partida, y ninguno tiene alguna ventaja añadida o alguna desventaja. En este caso, la sociedad se muestra satisfecha con el reparto resultante de los bienes y servicios producidos, ya que todo el mundo tuvo las mismas oportunidades. Para ello el Estado ha de garantizar 28 Es una postura no muy alejada del «criterio del maximin» de Rawls, por el que el bienestar de un determinado grupo social se identifica con el del peor situado de sus miembros. El hecho de que el bienestar social no mejore en tanto no mejore el de esta persona le concede un cierto derecho de veto que determinados autores consideran injustificado. 29 Para poder afirmar con mayor rigor que estarían peor, habría de probarse que la variable relevante en el análisis es la pobreza absoluta y no la pobreza relativa.
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no sólo la cobertura de las necesidades básicas de educación, salud, alimentación, vivienda, etc., para todos los niños que van a participar en la carrera (con independencia de que sus padres puedan o quieran pagárselas), sino que ha de suprimir, asimismo, el derecho a la herencia de todo aquello que pueda suponer una ventaja para cualquier corredor. La igualdad de oportunidades se traducirá, como es obvio, en la desigualdad de resultados: unos llegarán más lejos que otros, algunas personas verán satisfechas necesidades que la colectividad considerará superfluas, mientras que otras no podrán cubrir ni las más acuciantes. Parte de esta diferencia vendrá explicada por el esfuerzo, el interés, el tesón de los corredores. Pero otra, no desdeñable, se deberá a que las personas no son igualmente capaces, ya que la madre naturaleza no ha tenido a bien repartir sus dones de forma equitativa, y algunas personas han nacido altas, guapas, bien dotadas físicamente, inteligentes… y otras no. Sin que las primeras tengan mérito alguno en ello, ni las segundas un demérito especial. La carrera será, por tanto, limpia, pero es difícil aceptar que la distribución de los bienes y servicios de la sociedad en función de sus resultados sea una forma enteramente justa de hacer las cosas. Como puede observarse, no es fácil diseñar un mecanismo de decisión con respecto a qué producir, y sobre todo, a cómo repartir lo producido, que sea moralmente aceptable. En este sentido, el sistema de mercado se encuentra, como es obvio, en la órbita de la segunda de las posiciones y, como tal, padece las dificultades de aceptación mencionadas. Esta sociedad nuestra parece aceptar la idoneidad de un sistema que garantice la igualdad de oportunidades para todos, siempre y cuando compense al mismo tiempo, así sea parcialmente, las discriminaciones introducidas por la madre naturaleza entre sus miembros30. Para ello se intenta garantizar a todas las personas, con independencia de su condición, la cobertura de sus necesidades básicas y, a partir de ahí, dejar que el mercado siga. Resumiendo: el mercado es compatible con una determinada concepción de la igualdad que, aunque probablemente no sea equitativa, se encuentra en sintonía con el pensamiento liberal que parece caracterizar a la sociedad en que vivimos. A pesar de los aspectos positivos mencionados hasta aquí, dejar en manos del mercado la solución al problema de qué es lo que la sociedad quiere conseguir, a partir de lo que tiene, y cómo va a repartirlo, es notablemente peligroso. Por ello las distintas sociedades intervienen en mayor o menor medida el sistema, condicionando su funcionamiento, y excluyendo sectores completos de su ámbito de actuación. Como ya se ha mencionado con anterioridad, el sistema de mercado tiene fallos, y ello impide que pueda proporcionar, como se prometía en el epígrafe correspondiente, una solución eficiente. En estos fallos se encontraba, de hecho, el origen de una parte importante de la problemática ambiental. Ahora bien, lo que interesa en este momento no es tanto el análisis del funcionamiento del sistema en el mundo real, sino la aceptabilidad de su lógica como mecanismo de decisión social. Analicemos por tanto algunas de sus características, ahora más problemáticas, como procedimiento de valoración social. 30 Esta discriminación positiva de la naturaleza en favor de determinadas personas se traduce en la aparición de las denominadas rentas ricardianas puras, hacia las que el análisis económico ha vuelto sistemáticamente sus ojos a lo largo de la historia, en la búsqueda de una fuente de ingresos impositivos eficiente y aceptable.
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3.5.4. Mercado y producción de mercancías En las condiciones apuntadas hasta ahora, y con los limitantes mencionados, el mercado es un mecanismo eficiente de producción y distribución de un tipo muy concreto de bienes y servicios: aquellos que pueden ser considerados como mercancías. En efecto, al valorar los distintos bienes y servicios, a partir de la información que se le proporciona, el mercado desarrolla este proceso con unas peculiaridades que vale la pena resaltar (Anderson, 1993): — La información que recibe es personal y egoísta: la persona revela lo que el bien o servicio en cuestión representa en su función individual de bienestar, aun cuando en ella pueda haber componentes altruistas (recuérdese en cualquier caso la «paradoja del aislamiento»). No informa sobre lo que, en su opinión, ese bien puede representar para el bienestar de otras personas en general, salvo que sea ella quien se lo dé. — La persona no tiene que razonar sobre el papel que el bien o servicio en cuestión juega en la satisfacción de sus necesidades: la única información relevante es lo que está dispuesto a pagar por él. Esto tiene su aspecto positivo, ya que libera a la persona de tener que explicar para qué quiere el bien en cuestión, pero a cambio de no poder discriminar entre necesidades básicas y caprichos. — En línea con lo anterior, el mercado no escucha más información que la derivada de una demanda solvente, en el sentido de respaldada por un poder de compra, sin prestar atención a aquellas necesidades que, por muy básicas que sean, no están respaldadas por el suficiente poder adquisitivo. — Finalmente, el proceso de valoración del mercado establece una relación muy particular entre el sujeto que valora, y el bien o servicio valorado: se plantea el intercambio del objeto valorado por una determinada cantidad de dinero. No repugna, en absoluto, esta relación de equivalencia que se establece entre el bien o servicio valorado, y el dinero. De hecho, esto es lo que lleva a cabo el análisis económico convencional cuando, en los mapas de indiferencia del consumidor, se representa en el eje vertical el bien numerario, el dinero, y en el horizontal las cantidades consumidas de un bien: cualquier cambio de un punto a otro, dentro del conjunto de elección de la persona, no es sino un intercambio de una determinada cantidad del bien, por otra de dinero. La sociedad parece estar de acuerdo en que ésta es una buena forma de producir y distribuir mercancías, es decir, bienes y servicios que adquieren un valor, fundamentalmente de uso, que se revela mediante el proceso anterior. Sin embargo, con ellos no se agota el conjunto de bienes y servicios económicos que satisfacen necesidades humanas: existen muchas otras cosas que, tanto como individuos, como en calidad de miembros de un colectivo social, a las personas no les gustaría producir y distribuir de acuerdo a esta lógica. Son bienes que, sea por la relación que se establece directamente con ellos, sea por la relación que se establece con alguna persona o grupo social con la que están ligados, adquieren un valor superior. — En primer lugar, aquellos bienes y servicios cuya producción, pudiendo revestir sin violencia la categoría mercantil (de hecho pueden encontrarse normalmente en el mercado), se inscribe en un conjunto de relaciones sociales que los sitúa en una esfera diferente. Dentro de la unidad familiar, por ejemplo, se desarrolla
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una intensa producción y distribución de bienes y servicios entre sus miembros: desde las tareas domésticas más elementales (cocinar, limpiar), hasta la ayuda en el estudio y el trabajo. Muchos de estos servicios se podrían adquirir en el mercado y tienen un precio conocido. Sin embargo, la familia no los produce ni distribuye atendiendo a esta lógica. — En segundo lugar, algunos bienes y servicios cambian de carácter de forma esencial cuando se distribuyen en el mercado, precisamente porque modifican el tipo de vínculo que se establece entre las personas que participan en la relación. El caso de los servicios sexuales constituye un ejemplo bastante clarificador en este respecto: el mercado convierte en una mercancía, en algo simplemente útil, un bien cuyo valor se basa normalmente en el respeto, modificando al mismo tiempo la dignidad de las personas envueltas en la relación (Anderson, 1993, página 154)31. — Finalmente, también existe resistencia a aplicar la lógica del mercado a un tercer grupo de bienes, como la educación básica, que tienen el carácter de bienes compartidos, en el sentido de que dependiendo de las modalidades de su producción, distribución y consumo, así será el tipo de sociedad en la que tocará vivir. Estos bienes tampoco suelen ser producidos y distribuidos de acuerdo a esta lógica, en las sociedades adelantadas. Lo mismo podría decirse, quizá, con respecto a la salud, la información, el arte y la cultura, o la participación política: son bienes económicos como muchos otros, en el sentido de que requieren de unos recursos escasos para ser producidos, pero la sociedad no desea que la decisión sobre la cantidad en que son producidos, su modalidad y la forma como son distribuidos, se deje a las fuerzas del mercado. En este último caso, que es el más relevante desde el punto de vista de la elección social y de la problemática ambiental, es probable que la sociedad no quiera un proceso de producción y distribución caracterizado por las propiedades que se mencionaron al comienzo de este epígrafe (individual, egoísta, ausente de razonamiento, y en el que las cosas se intercambian por dinero), y prefiera adoptar uno en el que: — Los bienes se proporcionen de forma no exclusiva, propiciando un consumo de los mismos no rival sino compartido. — Se produzcan y distribuyan no atendiendo a la intensidad de la demanda efectiva, sino a criterios aceptados socialmente como razonables. — Las personas expresen sus preferencias a través del razonamiento, no de su disposición a pagar por ellos. — En condiciones normales sea considerada como fuera de contexto, e incluso ilícita, la propuesta de intercambiar el acceso al disfrute de estos bienes por una determinada cantidad de dinero. La lógica del mercado tiene, en definitiva, elementos a favor y elementos en contra. El punto esencial, sin embargo, es el de establecer con claridad los límites de lo que el mercado debería proporcionar, y de las condiciones en las que puede hacerlo. 31
No puede perderse de vista, sin embargo, el hecho de que en algunas sociedades, el mercado en el campo de los servicios sexuales puede representar un paso adelante en el proceso de liberación femenina, y así ha sido reconocido por algunos movimientos feministas.
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El problema no es otro que el de delimitar claramente qué es lo que la sociedad quiere que se produzca y distribuya de acuerdo a esta lógica: a qué quiere dar la consideración de mercancía, y qué bienes se considera que tienen un valor superior, y deben ser producidos y distribuidos de acuerdo a una lógica distinta. Si se pretende descubrir el valor que las personas otorgan a cambios en la calidad del medio ambiente utilizando para ello la lógica del mercado, como hacen los métodos que van a ser analizados en el siguiente capítulo, es necesario circunscribir el proceso únicamente a aquellas funciones de la biosfera que puedan ser consideradas, legítimamente, como mercancías.
3.6.
RESUMEN
Se han analizado a lo largo de este capítulo algunos de los principales problemas derivados de la necesidad de valorar las funciones que la biosfera cumple para las personas. En primer lugar, se ha abordado el tema de qué es lo que hace que la biosfera tenga valor: si se trata de una cualidad inmanente a la misma, o es un valor otorgado por el ser humano. La respuesta a esta pregunta informa sobre cómo se contempla el individuo en relación con el resto de especies de la biosfera y, en ese contexto, se ha pasado revista a las diferentes posturas éticas que aparecen en este campo: desde las que afirman que el único sujeto de consideración moral es el ser humano y la biosfera no es depositaria de valores morales (ética antropocéntrica), hasta las que sostienen que otras especies y ecosistemas tienen los mismos derechos fundamentales que el hombre (derechos de animales, y Ética de la Tierra). Una vez planteadas las dificultades lógicas y de contenido de la aceptación de cualquiera de estas posturas, y adoptada una ética antropocéntrica ampliada, el capítulo se ha dirigido a intentar delimitar el colectivo de personas que, en cada momento, tienen el derecho a valorar lo que representa un determinado estado de la naturaleza con respecto al medio ambiente. Es decir, el grupo de personas en nombre de quien se intentan descubrir estos valores, y que de esta forma ven introducido en el proceso de toma de decisiones con respecto al estado del medio, lo que cualquier cambio de éste supondría sobre su bienestar. Es necesario trazar esta frontera en un doble sentido: en el espacio (equidad intrageneracional), y en el tiempo (equidad intergeneracional). Definido el colectivo cuyos derechos sobre el medio ambiente van a ser considerados en el proceso de valoración, se han descrito, en tercer lugar, los distintos tipos de valor que la biosfera puede tener para la persona o grupo social. Junto a los consabidos valores de uso que pueden tener los recursos ambientales y naturales, y que les confieren por ese concepto un carácter instrumental en la función de bienestar individual y social, se han analizado asimismo los valores de opción (en sus dos acepciones), y los valores de no uso, fundamentalmente el valor de existencia. Esta división, sin embargo, trascendía el campo de los valores instrumentales para introducir la posibilidad de que, abandonado este carácter, bien en función del sujeto de consideración (el altruismo dirigido hacia el otro), bien en función del carácter mismo del bien valorado, o de la relación establecida con él, aparecieran tanto los valores intrínsecos como bienes de orden superior. El capítulo se ha cerrado con una breve excursión a través de las principales características del sistema de mercado como sistema de valoración. Se ha pasado revista a sus principales ventajas e inconvenientes desde el punto de vista de la decisión sobre qué producir, cómo hacerlo y cómo distribuir lo producido, en términos de la eficiencia y la equidad de la solución ofrecida. Todo ello limitado, vale la pena volver a hacer hincapié en ello, al campo de la producción y distribución de mercancías.
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Nota para consultas adicionales Los principales problemas de la ética ambiental se encuentran tratados de forma clara y asequible para el lector no especializado en el texto coordinado por García GómezHeras (1997), sobre todo en el capítulo introductorio, debido al mismo autor. También resulta de gran utilidad la lectura del texto editado por Elliot (1995), con la ventaja quizá de poder consultar de primera mano a algunos de los autores actuales más representativos de las distintas tendencias éticas en este campo. Asimismo recomendables son el texto debido a Stenmark (2002), y el artículo de Söderholm y Sundquist (2003). La conocida obra de Aldo Leopold ha sido traducida al castellano en una cuidada edición de Jorge Riechmann (Leopold, 1999). En ella encontrará el lector, además del famosísimo A Sand County Almanac, lectura muy amena y que despierta una inmediata simpatía con respecto a su autor, sus trabajos más representativos. Del propio Riechmann, esta vez en colaboración con Jesús Mosterín, es un libro muy interesante sobre los derechos de los animales desde una perspectiva filosófica: Riechmann y Mosterín (1995). También se hallan traducidos al castellano algunos de los trabajos más representativos de autores como Jonas (1994), Passmore (1978) y Singer (1984). Gómez-Pin (2006), Premio Planeta de Ensayo, es una excelente y provocativa disquisición sobre las distintas posturas que tratan de equiparar la condición ética de animales y seres humanos. Una interesante aproximación a las relaciones entre ética y medio ambiente, especialmente dirigida a los profesionales de la ingeniería puede el lector encontrarla en Vesilind y Gunn (1998). Sobre el concepto de valor en las ciencias sociales, y sus implicaciones, se recomienda el excelente trabajo de Anderson (1993), en el que se hacen reiteradas alusiones al problema de la valoración del medio ambiente en una economía de mercado. También es recomendable el texto de Radin (1996), algo más complejo, así como la excelente revisión crítica que del mismo hizo Arrow (1997). Las teorías de Rawls se encuentran reflejadas en Rawls (1971) y, en castellano, en Rawls (2001). Finalmente, el lector encontrará en Azqueta y Delacámara (2006), una discusión más elaborada de los límites que supone para las herramientas del análisis económico la presencia de valores superiores.
CAPÍTULO
CUATRO MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
Una vez discutido, en el capítulo anterior, el marco conceptual en el que se encuadra el proceso de valoración del mercado, sus ventajas e inconvenientes, así como sus límites, este capítulo aborda el estudio de los distintos métodos que el análisis económico proporciona para tratar de descubrir el valor de los servicios de la biosfera. Para ello, se encuentra estructurado como sigue. El primer epígrafe pasa revista a los principales métodos indirectos de valoración: el método de los costes de reposición, los métodos basados en la función de producción, el método de los precios hedónicos, el método del coste de viaje y los modelos de utilidad aleatoria. El segundo epígrafe se detiene en el más importante de los métodos directos de valoración: el método de la valoración contingente. De forma quizá un tanto reiterativa, el tercer epígrafe recuerda las limitaciones de estos métodos. El cuarto epígrafe, por su parte, presenta una herramienta que guarda cierto parentesco con los métodos aquí presentados: el análisis de equivalencia de hábitat. A la vista de lo costoso que resulta en la mayoría de las ocasiones la aplicación de estos métodos, el quinto epígrafe se detiene en un campo de creciente importancia tanto empírica como teórica: las condiciones en las que podría procederse a utilizar los resultados obtenidos en un ejercicio de valoración para otro caso distinto: la problemática envuelta en la transferencia de resultados. Como colofón, se presenta, en el sexto epígrafe, un ejemplo de estudio de valoración que se apoya tanto en los métodos aquí presentados, como en la transferencia de resultados. Como es habitual el capítulo se cierra con un resumen y una nota para consultas adicionales.
4.1. MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL: MÉTODOS INDIRECTOS Los métodos que el análisis económico proporciona para la valoración del medio ambiente buscan descubrir qué importancia concede la persona a las funciones que éste desempeña. El problema estriba en que, normalmente, y dado el hecho de que estos bie-
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nes, o muchas de sus funciones, carecen de mercado, la persona no revela explícitamente lo que para ella significa el acceso a sus servicios. Ha de buscarse, por tanto, algún camino que descubra este valor. Una primera posibilidad aparece cuando se constata que muchos de los bienes o servicios ambientales se combinan con otros bienes, normales y corrientes, para producir determinados bienes y servicios o para generar directamente un flujo de utilidad. A partir de esta base es posible analizar cómo revelan las personas su valoración de los bienes ambientales, estudiando su comportamiento en los mercados reales de los bienes con los que están relacionados (preferencias reveladas): ésta será la posibilidad en la que se apoyarán los llamados métodos indirectos de valoración, que se analizarán en este epígrafe. Cuando es imposible establecer este tipo de vínculos, el analista no tiene más remedio que acudir a los métodos directos que se analizarán a continuación, y que se basan en lo que las personas afirman al respecto (preferencias declaradas). En cualquier caso, los métodos directos de valoración pueden aplicarse en cualquier contexto, así que su utilización no está restringida a esta ausencia de relación. Los métodos indirectos se apoyan, como decimos, en las relaciones que se establecen en las funciones de producción, bien sea de bienes y servicios, bien sea de utilidad, entre los bienes o servicios ambientales objeto de valoración, y bienes, servicios o insumos productivos que se adquieren en el mercado. Estas relaciones, como es obvio, pueden ser de dos tipos: — Relaciones de complementariedad, que se establecen cuando el disfrute de los bienes ambientales, o de sus servicios, requiere o se ve potenciado por el consumo de bienes privados. Por ejemplo, para disfrutar de la observación de las tortugas galápagos en su medio natural, se necesita un pasaje aéreo o marítimo. El método de los precios hedónicos y el método del coste de viaje se apoyan en este tipo de relaciones. — Relaciones de sustituibilidad, que aparecen cuando los bienes ambientales entran en la función de producción de bienes y servicios, o de utilidad, junto con otros insumos que pueden ser adquiridos en el mercado, y que podrían reemplazarlos en estas funciones. Por ejemplo: el agua que proporciona un río con una determinada calidad, y que utiliza una empresa de abastecimiento urbano, puede ser tratada con una serie de técnicas de depuración (que tienen un coste que viene dado, al menos parcialmente, por el mercado), cuando por las razones que sean su calidad se deteriora. El método de los costes de reposición, y los métodos basados en la función de producción, se basan en este tipo de relaciones. Analicemos por tanto, así sea someramente, estos métodos indirectos:
4.1.1. El método basado en los costes de reposición Como su nombre indica, este método consiste simplemente en calcular los costes necesarios para reponer a su estado original todos aquellos activos afectados negativamente por un cambio en la calidad de un recurso natural o ambiental. Este método suele ser el preferido en la normativa relativa a la Declaración de Impacto Ambiental. Sin embargo, desde el punto de vista de la eficiencia, deja algo que desear, ya que no permite a los afectados elegir su combinación preferida de atributos ambientales y bienes privados. En efecto, los bienes privados (y los no privados) suelen estar constituidos por un conjunto de características que no sólo diferencian a unos de otros, sino que explican
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parcialmente su precio, como se tendrá ocasión de comprobar cuando se aborde el estudio del método de los precios hedónicos. Un automóvil, por ejemplo, se diferencia de otro en una gran cantidad de atributos: potencia, consumo, seguridad, capacidad, aspecto exterior, años de vida, etc. Normalmente su precio es una función de todas estas características. Cuando, como suele ser el caso, el mercado ofrece una gama limitada de opciones al consumidor, éste no puede escoger, salvo incurriendo en unos costes de búsqueda prohibitivos, la combinación exacta de características que desearía, por lo que opta por situarse en el punto más cercano al óptimo a su alcance. Cuando, con el paso del tiempo, el bien va modificando sus características, los costes de búsqueda, a los que ahora se añaden los de transacción (vender un coche y comprar otro no son operaciones gratuitas), pueden llevar a que este alejamiento del óptimo se acentúe. Llegados a este punto, el método de los costes de reposición puede ofrecer una información incorrecta sobre el valor de determinados atributos ambientales. Podría recomendarse, por ejemplo, aproximar los costes ambientales que supone la contaminación acústica generada por la ampliación de un aeropuerto, mediante el cómputo de los costes de insonorización de las viviendas afectadas. Pasemos por alto que ésta será, en cualquier caso, una medida incompleta: estas inversiones no cubren del ruido a las personas que quieren disfrutar de su jardín, pasear con sus hijos de camino al colegio o abrir las ventanas cuando el calor del verano aprieta. Supongamos, sin embargo, que la medida es perfecta: la insonorización deja las cosas exactamente igual que estaban antes de la ampliación del aeropuerto. ¿Serían los costes de la misma una buena medida de la pérdida de bienestar que experimentan las personas afectadas? No es fácil dar una respuesta inequívoca a esta pregunta: — Por un lado, los costes de reposición indican el esfuerzo necesario para recuperar el valor integral de un bien que se había perdido: la sociedad recobra el valor íntegro del activo que se había visto perjudicado por la pérdida de calidad ambiental. La actividad responsable del deterioro ambiental generó una pérdida de valor económico que se podría medir analizando el coste de las inversiones necesarias para neutralizarla. — Por otro lado, sin embargo, cuando el mercado no ofrece la posibilidad de que cada persona esté disfrutando de los bienes con la combinación exacta de características que desea, hacer frente a los costes de reposición (insonorizar las viviendas) puede generar una respuesta inadecuada al problema. Un ejemplo quizá ayude a ilustrar este punto. La persona A posee un automóvil que ya tiene diez años, unos cuantos km encima, y que necesitaría una rectificación de motor. Su aspecto exterior, por otro lado, es impecable. Una mañana, al salir de su casa, se encuentra con que el automóvil tiene un gran rayón lateral con algunas pequeñas abolladuras: su vecino de aparcamiento no tuvo mucho cuidado al salir. Como su vecino es una persona honrada, le ofrece inmediatamente hacerse cargo del desperfecto y devolverle el coche como estaba. Por la tarde le comenta que se ha puesto en contacto con un taller especializado, y le han informado de que el coste de dejarle el coche como estaba es de 1.500 euros. Bien, éste es el valor del coste de reposición. Mide el coste de oportunidad de los recursos que la sociedad tiene que dedicar a neutralizar el daño que se ha hecho, la pérdida de valor del activo (el coche) afectado. ¿Mide la pérdida de bienestar que ha experimentado el señor A? Esto es más dudoso. Cuando el señor A llega por la noche a su casa, todavía le está dando vueltas a lo que le ha dicho su vecino: ¡1.500 euros por quitar unas abolladuras! Si a él lo de que el coche se
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vea más o menos bonito por fuera le trae casi sin cuidado, lo que él quiere es que el motor responda. ¿Y si le propusiera a su vecino que, simplemente, le diera el dinero, y él se haría cargo de todo? Es más, hasta se lo dejaría en 1.200 euros para hacerle más atractiva la propuesta. Con estos 1.200 euros, y un poco más, ya tendría la rectificación de motor. Si este ejemplo no es del todo descabellado, lo que está poniendo de manifiesto es que la cuantía de los costes de reposición sobreestimaba el valor de la pérdida de bienestar experimentada por el señor A: con menos de 1.500 euros se hubiera conformado. Algo parecido podría suceder con las viviendas: quién sabe si los propietarios afectados hubieran preferido una cantidad menor, pero de libre disposición, a que les dejaran las cosas como estaban. En cualquier caso, de lo que no cabe duda es de que los costes de reposición, cuando dejan las cosas exactamente como estaban, devuelven al activo afectado su valor original. La respuesta, pues, no es sencilla. Para evitar los casos más flagrantes de ineficiencia, es normal que la normativa establezca la necesidad de reponer la naturaleza a su situación original, siempre y cuando exista proporcionalidad entre el valor del daño causado y los costes de reposición. En estos casos es en los que adquiere todo su relieve la discusión anterior sobre los distintos tipos de valor y su reconocimiento social. En efecto, el daño causado ¿incluye únicamente la pérdida de valores de uso, o comprende también los valores de no uso? Y sea cual sea la respuesta dada a la pregunta anterior: valores de uso y valores de no uso, ¿de quién?1.
4.1.2. Métodos basados en la función de producción En este segundo caso se produce, de nuevo, una relación de sustituibilidad entre determinados bienes ambientales y algunos bienes privados que tienen un precio de mercado, sólo que, ahora, se permite que la persona o empresa afectada reaccione libremente ante el cambio producido, e informe de esa manera de lo que para ella supone. En otras palabras, el bien ambiental forma parte de una determinada función de producción, y el analista observa la reacción de los afectados ante un cambio en este último. Puede presentarse este caso en dos contextos distintos: — Función de producción de bienes y servicios. El aire, o el agua, aparecen como insumos en la función de producción de muchos bienes. La productividad de la tierra agrícola, por ejemplo, depende de la calidad del aire que se encuentra sobre ella: una concentración excesiva de ozono troposférico puede dar al traste con la cosecha. — Función de producción de utilidad. La calidad del agua no sólo entra directamente en la función de utilidad de una persona (aprecia su sabor al consumirla), 1
El caso más paradigmático a este respecto es el del Exxon Valdez. Si sólo se hubieran computado los valores de uso perdidos por los residentes de la zona, la compañía responsable del derrame de crudo en el estrecho del Príncipe Guillermo, en Alaska, no hubiera tenido que restaurar enteramente el entorno, y se hubiera limitado a compensar a los pescadores y operadores turísticos por los beneficios perdidos (aproximadamente 4 millones de dólares). Computando, sin embargo, los valores de no uso perdidos por los residentes norteamericanos, los costes de reposición guardaban ya proporción con el total del daño causado, y la empresa responsable tenía que hacerse cargo de la restauración completa del entorno: 4.000 millones de dólares (Randall, 1993).
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sino que también influye en otro de los elementos que forman parte de este bienestar: su salud. Suponga que las autoridades sanitarias llevaran a cabo una campaña de fluoración del agua corriente para combatir la incidencia de la caries entre la población infantil: la función de producción de salud se vería afectada positivamente, con el consiguiente aumento en el nivel de bienestar de las personas afectadas. Cualquier cambio que se produzca en la capacidad del recurso natural considerado para seguir desempeñando sus funciones, podría computarse calculando el valor presente neto del flujo de servicios perdido para los agentes afectados. Una primera posibilidad podría consistir en calcular el rendimiento de una determinada actividad productiva, por ejemplo, bajo unas condiciones ambientales dadas, y compararlo con el rendimiento de esa misma actividad cuando cambian: comparar el rendimiento neto de una parcela dedicada al cultivo de maíz bajo dos concentraciones de ozono diferentes. La diferencia que un incremento de la contaminación supondría, por ejemplo, sería un exponente del valor de la pérdida de bienestar que, por este concepto, se deriva del deterioro de la calidad ambiental. Bastaría con aplicar las denominadas funciones dosis-respuesta, que vinculan el nivel de una variable objeto de estudio (la respuesta) con el que tiene una variable ambiental (dosis), para obtener el valor buscado. Proceder de esta forma, sin embargo, encontraría dos tipos de dificultades de muy distinto signo: — En primer lugar, el desconocimiento de una gran parte de las funciones dosisrespuesta relevantes (que cuantifican el impacto sobre los distintos receptores), a lo que se añadiría el problema de establecer en muchos casos la necesaria vinculación causa-efecto: fundamental en el terreno de los impactos sobre la salud, por ejemplo. — En segundo lugar, es probable que los afectados no sean sólo los directamente perjudicados o beneficiados en primera instancia. Cuando el agente primeramente afectado no toma ningún tipo de medida ante el cambio surgido, en ocasiones, el perjuicio se reparte también con los consumidores: un vertido de efluentes contamina el agua, reduciendo la capacidad de producción piscícola del río y elevando el precio del pescado en el mercado local, con la consiguiente pérdida del excedente de los consumidores. El consumidor que, ante la pérdida de calidad del agua potable, no tiene más remedio que adquirir agua mineral, puede generar un beneficio extraordinario a los propietarios de la planta embotelladora. Alternativamente, el agente afectado puede tomar una serie de medidas defensivas, que intentan recuperar la productividad de sus recursos. Ante un aumento de la contaminación atmosférica, el agricultor afectado podría modificar la composición de cultivos o intensificar la utilización de otros insumos, intentando con ello mantener la productividad de su tierra. Al actuar de esta forma, es probable que afecte al bienestar de los consumidores (cambio de precios al variar la oferta); al de los productores de otros insumos (al aumentar la demanda); al de sus competidores (mayor demanda por sus productos), etc. Finalmente, como el cambio en la calidad ambiental modifica la renta de la persona afectada, también es probable que ello se refleje en una modificación del consumo de los otros bienes, lo que termina de complicar sustancialmente un análisis operativamente complejo: al fin y al cabo, el valor del cambio ambiental viene identificado como la suma de todas estas variaciones.
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Normalmente, el analista observará una combinación de las tres situaciones contempladas (el afectado escogerá la combinación óptima), y un reparto del impacto entre productores, consumidores y productores de bienes competitivos y complementarios. Por ello, si lo que se pretende no es tanto descubrir la pérdida de bienestar de los perjudicados, sino la pérdida de valor económico experimentada por la sociedad debido a la degradación de un determinado bien ambiental, probablemente resulte más operativo comenzar por aplicar las correspondientes funciones dosis-respuesta a las funciones de producción afectadas, y calcular de esta forma la pérdida de recursos reales que ello supone. 4.1.2.1. Un caso particular: valoración de los impactos sobre la salud de las personas En multitud de ocasiones, la salud del propio ser humano es una de las principales afectadas por un cambio en la calidad ambiental. Así ocurre con multitud de cambios en los niveles de contaminación atmosférica o del agua, tanto de boca como de riego o de disfrute. Estos cambios en la salud pueden tener consecuencias irreversibles: modifican por tanto la tasa de mortalidad del colectivo expuesto, y se traducen en la pérdida de una serie de vidas humanas. Más adelante nos ocuparemos de ello. A veces, sin embargo, las consecuencias no son tan irreparables, y la pérdida de calidad ambiental tiene un impacto sobre las tasas de morbilidad de los afectados: sobre la incidencia de determinadas enfermedades no mortales (enfermedades respiratorias, por ejemplo, en el caso de la contaminación atmosférica; trastornos gastrointestinales, en el caso de la contaminación hídrica). Enfrentado con el problema de valorar económicamente la pérdida de bienestar que, por este segundo concepto, supondría un aumento en la contaminación, el analista podría acudir a dos métodos que representan sendas variantes de los apuntados hasta ahora: — En primer lugar, podría aplicar el método del coste de tratamiento. En términos muy sencillos, el procedimiento sería más o menos como sigue. Partiendo de la aplicación de las correspondientes funciones dosis-respuesta, el analista averigua la incidencia que el cambio en la calidad ambiental objeto de estudio va a suponer sobre la población afectada: cuántos casos adicionales de personas con trastornos intestinales van a aparecer como resultado de lo ocurrido. A continuación, analiza el coste que para la sociedad supone el que estas personas caigan enfermas. Este coste se desdobla, a su vez, en dos. Por un lado, el de devolverle la salud: coste de las visitas al médico (general, especialista), más costes del tratamiento propiamente dicho (análisis, medicamentos, hospitalización, etc.). Por otro, la pérdida que representa el que la persona deje de trabajar, su coste de oportunidad. Esta cantidad de bienes y servicios que la sociedad deja de obtener, suele venir medida por su salario, neto de las contribuciones a la seguridad social2. Sumando estos dos componentes, se obtendría el coste so2 La cosa es un poco más compleja, ya que a veces quien cae enfermo no estaba trabajando (niños, jubilados). En este caso, se computa el coste de oportunidad de la persona que, normalmente dentro de la familia, tiene que hacerse cargo de su cuidado. El trabajo de las amas de casa, sea que es ella la que se ve directamente afectada, o que se hace cargo del enfermo, se computa atendiendo al coste de mercado de lo que hace: lo que costaría contratar a una persona para que la sustituyera. A veces la persona cuya salud se resiente no se encuentra tan mal como para dejar de ir a trabajar. En este caso se considera que la persona no rinde al 100 por 100, y el coste de estos días de trabajo restringido se aproxima como un porcentaje de su salario.
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cial de la enfermedad. Como el lector ya habrá descubierto, esta forma de hacer las cosas deja fuera del cálculo un componente del coste que puede ser muy importante: el derivado del sufrimiento de la persona enferma, y el de sus allegados. No puede ser considerado, por tanto, sino como una primera aproximación a la pérdida de bienestar social que supone el impacto sobre la salud de las personas, que subestima el coste total. — En segundo lugar, podría apoyarse en la función de producción de salud de las personas afectadas. La función de producción de salud, como ya se ha indicado, recoge la combinación de insumos (propios, públicos o comprados) que la persona utiliza para conseguir un determinado estado de salud. Si uno de estos insumos, por ejemplo la calidad del aire, cambia, la persona probablemente reaccione utilizando más intensivamente otros (comprando un aparato purificador), para tratar de recuperar el nivel perdido3. Comparando el gasto en salud en las dos situaciones, la diferencia mediría la pérdida de bienestar experimentada. Es prácticamente imposible que, confrontados con el mismo cambio, estos dos métodos arrojen el mismo resultado. La función de producción de salud incluirá los costes subjetivos de estar enfermo (la persona decidirá su nivel de inversión en salud teniendo en cuenta lo que le supone perderla). Sin embargo, si está cubierta por un seguro, y la empresa le respeta su salario durante al menos una parte del tiempo que esté de baja, no incluirá estos dos elementos en su función de demanda, cosa que sí hace el primero de los métodos contemplados.
4.1.3. El método del coste de viaje Este tercer método se utiliza para valorar los servicios recreativos que proporciona la naturaleza, cuando la persona tiene que trasladarse a un entorno particular para disfrutarlo. Su fundamento es bien simple. Aunque en general no se paga una entrada para acceder a un espacio natural determinado (cosa que sí se hace cuando se va al cine o a visitar un parque de atracciones), el disfrute de sus servicios dista mucho de ser gratuito: la persona realiza una serie de gastos para poder hacerlo, incurre en unos costes de viaje, de desplazamiento. Computando estos gastos, se podría analizar cómo varía su demanda del bien ambiental (el número de visitas, por ejemplo), ante cambios en este coste de disfrutarlo, y cualquier otra variable relevante. Estimada de esta forma la función de demanda, sería posible analizar los cambios en el bienestar de la persona que un cambio de su calidad produciría, así como la incidencia de las variables más relevantes para explicar su comportamiento: características socioeconómicas de la familia, propiedades del entorno, presencia y accesibilidad de emplazamientos «alternativos», etc. Para ello se necesita, en primer lugar, estimar en qué medida se demandan los servicios del bien objeto de estudio, un paraje natural determinado. Cabe hacerlo de tres maneras, una vez definida el área de influencia del sitio: — Coste de viaje zonal. Fue el primeramente propuesto en la literatura, y consiste en tratar de descubrir la propensión media a visitar el emplazamiento objeto de estudio, desde las distintas zonas en las que se divide su área de influencia. Para 3 Aunque, debido a que ahora la persona es más pobre (su renta se ve reducida por la compra del aparato), su demanda total de salud, como la de cualquier bien normal, se verá disminuida.
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ello, como se verá más adelante, se averigua el lugar de procedencia de los visitantes y, comparando este dato con la población de la zona de origen, se obtiene la propensión media a visitar el sitio desde cada zona. Esta propensión se compara con el coste de desplazamiento correspondiente a cada zona, para ajustar una curva de demanda en la que la variable dependiente es la propensión media a visitar el lugar, y la variable independiente, el coste de hacerlo. — Coste de viaje individual. En este segundo caso, se intenta descubrir la demanda de los servicios de un emplazamiento específico, realizando una encuesta al respecto entre los visitantes, más completa que en el caso anterior. Ahora se pregunta directamente por el coste en el que se ha incurrido para acceder al lugar, el número de vistas que se realizan al cabo del año y las características socioeconómicas de la familia en cuestión. Con ello puede tratar de derivarse la correspondiente curva de demanda. Al igual que en el caso anterior, la encuesta se realiza in situ, lo que supone algunas dificultades con respecto a la determinación del colectivo de población analizado, ya que sólo se tiene en cuenta a quienes han «consumido» el bien, dejando fuera a quienes tienen una demanda potencial que afloraría si cambiara alguna de las variables que inciden sobre ella (se redujera el tiempo de viaje o aumentara su renta, por ejemplo). — Modelos de elección discreta. Estos modelos, más generales, intentan derivar la demanda individual de los servicios de un emplazamiento natural determinado, en función de las características diferenciales del mismo, lo que obliga a incluir en el análisis los espacios sustitutivos del que constituye el objeto de estudio. Se centran en la estimación de las tasas de participación, por parte de una persona o unidad familiar, en una serie de actividades recreativas que tienen que ver, en este caso, con la naturaleza: montañismo, vela, acampada, esquí, pesca, senderismo, etc., y que podrían realizarse en el sitio. Se obtienen, por tanto, a través de encuestas a muestras representativas de la población del área de influencia del entorno natural analizado (Loomis, 1995; Feather et al., 1995). En segundo lugar, se requiere información sobre el coste de acceder al lugar. Con relación al viaje, existen algunos costes que son ineludibles: los derivados estrictamente del desplazamiento. Lo más sencillo, y utilizado, es hacer una estimación del coste de gasolina por km, y añadir los costes de amortización y mantenimiento del vehículo. Alternativamente se puede computar el coste de los billetes de tren, autobús o pasajes aéreos. Se añadirían, en su caso, los costes de aparcamiento en el sitio, y los de entrada, si los hubiese. Otros, sin embargo, ya son más dudosos, por lo que la polémica sobre si deben ser incluidos o no, es más viva. El traslado al lugar escogido para el esparcimiento puede implicar la necesidad de comer por el camino, o incluso de pernoctar en él, o al llegar al destino. ¿Pueden ser considerados estos gastos como parte del coste de disfrutar de los servicios recreativos del lugar? No es fácil adelantar una respuesta en un sentido inequívoco: al fin y al cabo, en muchas ocasiones la parada en un sitio determinado a comer forma parte de los atractivos de la excursión. Lo mismo puede decirse, a veces, de la necesidad de pasar alguna noche fuera de casa. De ahí que se haga énfasis, en este caso, y para intentar resolver el dilema, en el carácter no discrecional de los gastos que han de ser incluidos. Es decir, sólo se consideran parte del coste de viaje aquellos que no se buscan porque añaden un componente propio de utilidad a toda la experiencia, y ello, además, teniendo en cuenta los costes diferenciales, no los absolutos: quedarse en casa puede hacer innecesaria la visita al restaurante, pero no elimina la necesidad de alimentarse. Finalmente, conviene no olvidarse del tiempo: tanto el
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invertido en el viaje, como el pasado en el sitio. La consideración del tiempo plantea un doble problema: ¿ha de ser incluido como un coste más? Si es así, ¿cómo se valora? Comencemos por el tiempo transcurrido en el viaje: el problema radica en que, en ocasiones, el mero hecho de desplazarse hacia el lugar elegido, ya proporciona placer. Muchas veces se elige incluso la ruta, no necesariamente la más corta, precisamente por este motivo. En estas circunstancias no tendría mucho sentido computar esas horas como una parte del coste de alcanzar el emplazamiento final. Por otro lado, los interminables embotellamientos de la vuelta a casa, después de disfrutar de un fin de semana fuera, cabe poca duda que generan muy escasa utilidad. Se trata por tanto, al igual que en el caso anterior, de una cuestión sobre la que no se pueden establecer reglas concretas y que queda, en gran medida, al buen discernimiento del analista. En cuanto a la inclusión del tiempo pasado en el lugar de destino como un coste más, constituye un tema muy controvertido. Sin aspirar a zanjarlo, podría hacerse el siguiente planteamiento: una vez decidida idealmente la combinación ocio-consumo que maximiza el bienestar, la persona se enfrenta con dos tipos de restricciones. Por un lado, la restricción presupuestaria: debe escoger la cesta de bienes que desee, pero dentro de las posibilidades que le permite la elección anterior. Por otro, en cuanto al ocio, la del tiempo: tiene un número finito de horas para ello. Ahora bien, una vez establecidas ambas, sólo tendría sentido incluir el coste de oportunidad de las horas dedicadas al ocio en términos del salario «perdido», si realmente la persona hubiera tenido la posibilidad de trabajar, y ganar ese dinero, durante el tiempo que pasa en el parque4. Resueltas de una u otra forma las consideraciones anteriores, podría procederse de la siguiente forma: — En primer lugar, se divide el entorno de influencia del emplazamiento objeto de estudio en zonas, de tal forma que cada una se caracterice por un determinado coste monetario de viaje hasta el mismo. Zonas más alejadas supondrían, por tanto, costes mayores. En la Figura 4.1, por ejemplo, C1 representaría el coste de llegar desde la zona 1 al punto analizado (el coste de llegar desde Cáceres hasta Monfragüe, por ejemplo). De la misma forma, C2 sería el coste de llegar desde la zona 2 (Madrid, Sevilla, Salamanca); C3 desde la zona 3 (Cataluña, el País Vasco), y así sucesivamente. Tendríamos, por tanto, el precio pagado (gasolina, tiempo) para poder disfrutar de estos servicios recreativos5. — En segundo lugar, se realiza una encuesta entre los visitantes para conocer su zona de procedencia. Se les pregunta, asimismo, por una serie de características socioeconómicas: nivel de renta de la unidad familiar, educación, número y edad de los hijos, etc. A no ser que se tenga mucha confianza en la respuesta 4
En cuanto al valor económico del tiempo, se acostumbra a dividir éste entre tiempo de trabajo y tiempo libre. El tiempo de trabajo se valora de acuerdo al salario-hora de la persona, con el argumento de que éste refleja su productividad marginal. El valor del tiempo libre se suele aproximar como una fracción de este salario, con base en el estudio del comportamiento de la persona cuando ésta tiene que elegir entre tiempo y dinero (viajar en autobús o en avión, en tren normal o en el AVE, etc.). El lector interesado en analizar con mayor profundidad cómo se llevan a cabo estos cálculos puede consultar, por ejemplo, Hess et al. (2005) para una visión general, y Earnhart (2004) para el caso específico del valor del tiempo en actividades recreativas. 5 Uno de los problemas obvios que plantea este procedimiento es el de dónde considerar que acaba el área de influencia del sitio. El riesgo que se corre al ir alejándose progresivamente del mismo es doble: por un lado, el de que las pautas de comportamiento de los visitantes más alejados (en cuanto a la duración de la estancia, por ejemplo), así como sus motivaciones, difieran sustancialmente de las de los más cercanos; por otro, la probabilidad de que los visitantes que vienen de lejos no se limiten a disfrutar del lugar objeto de análisis, también se hace mucho mayor, lo que, como veremos enseguida, introduce complicaciones adicionales.
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que ofrece la persona con respecto al papel que ha jugado la visita en concreto en el bienestar derivado de toda la excursión, es más seguro descartar de la encuesta efectuada a todos aquellos que visitan no sólo el parque objeto de análisis, sino otros emplazamientos de la zona (entornos naturales, histórico-artísticos), porque en estas circunstancias, es muy difícil atribuir a cada uno de los sitios la parte correspondiente del coste en que se ha incurrido que, en cualquier caso, se reparte entre todos ellos. — Conocida la población total de cada una de las zonas definidas y el número de visitantes originarios de ella, se construye la propensión media a visitar el parque para cada zona: simplemente dividiendo el número de visitantes por la población total6. Con ello se obtiene la información relativa a la cantidad demandada de servicios del parque, que se mide en el eje horizontal de la Figura 4.1. — Uniendo ambas informaciones, aparece una nube de puntos que indicarán el coste de acceder al parque desde cada zona, y el número promedio de visitas por habitante desde cada una de ellas7. Es posible ahora, con los datos obtenidos, ajustar una regresión en la que la propensión media a visitar el lugar sea la variable dependiente, y el coste de viaje sea la variable independiente. Con ello se obtiene la curva de demanda agregada de los servicios del parque, tal y como aparece en la figura (NRS). Esta curva de demanda implícita es la que permitiría valorar, en términos monetarios, el bienestar que las personas derivan del disfrute de los servicios del sitio: midiendo, para cada grupo, el excedente neto del consumidor (el área comprendida entre la curva de demanda, y el «precio» que se paga). En efecto. Supongamos que la persona A y la persona B son iguales en todo: edad, nivel de educación, composición familiar, gustos, renta, etc. La única diferencia estriba en que mientras que A vive en Cáceres, B vive en Bilbao. Dados los costes a los que se enfrentan, B visita Monfragüe una vez al año (V3) mientras que A lo visita tres (V1). Ahora bien, como son exactamente iguales, si A viviera en Bilbao también haría alguna excursión a Monfragüe (una, en este caso), y «pagaría» por esta única visita anual lo que B: C3. Esto quiere decir que, por la primera visita, A hubiera estado dispuesta a pagar C3 euros, y sin embargo, sólo paga C1. Por la segunda visita, hubiera estado dispuesto a pagar lo que una tercera persona de Sevilla, idéntica a las anteriores, paga por cada una de las dos que realiza, C2, y sin embargo, al igual que antes, sólo paga C1, ya que todas las visitas le cuestan lo mismo. De esta forma, la presencia de Monfragüe representa para A, por lo menos, los beneficios que se derivan de tener más barato el acceso a un entorno (y a unos servicios), por los que hubiera estado dispuesto a pagar más de lo que paga. Ésta es la diferencia que se denomina el excedente del consumidor. Volviendo a la Figura 4.1, en su caso, y en el de todos los que como ella viven en Cáceres, éste vendría dado por el área C0SC1.
6 Podría haberse utilizado, alternativamente, el análisis de las tasas de participación, realizando la encuesta por zonas y averiguando la frecuencia de visitas al mismo desde cada una de ellas. 7 El supuesto implícito que se encuentra detrás de este procedimiento es el de que la persona reacciona de la misma forma a cualquier cambio en el coste de disfrutar de los servicios del emplazamiento, y por ello pueden todos resumirse en uno solo: el coste de viaje. La validez de este supuesto, sin embargo, no puede aceptarse sin mayores matizaciones. Bell y Leeworthy (1990), por ejemplo, analizan la distinta influencia de los costes de viaje y los costes de alojamiento; mientras que Loockwood y Tracy (1995) muestran cómo una caída de los gastos de estancia puede muy bien traducirse en una reducción en el número de visitas (menos viajes pero estancias de mayor duración).
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C C0
C3
N
R
C2
S C1 BMg
0
V3
V2
V1
V
Figura 4.1.
Para los madrileños, por el área C0RC2, y así sucesivamente8. La introducción en la encuesta de algunas preguntas relativas a las características socioeconómicas de la familia; la valoración de determinados atributos del emplazamiento elegido; las actividades realizadas en él; o los emplazamientos que el entrevistado consideraría como alternativas, permitirían, una vez especificada la función de demanda, analizar el valor de un cambio en la calidad del emplazamiento. Por ejemplo, cualquier mejora (un centro de interpretación) desplazaría la curva de demanda hacia fuera, mientras que un deterioro (la congestión), la desplazaría en dirección al origen, con lo que el análisis de las modificaciones producidas en el excedente del consumidor permitiría valorar económicamente este cambio cualitativo. El método del coste de viaje, como no podría ser de otra forma, tiene algunos problemas. Podrían agruparse en cuatro grandes grupos: — En primer lugar, los derivados de la unidad de medida que se utiliza para reflejar la demanda. En efecto, ésta suele expresarse a través del número promedio de visitas al lugar, a lo largo de un año9. Ahora bien, no es lo mismo pasar una tarde en el sitio, que un fin de semana, o que una semana. Y sin embargo, todas estas alternativas quedarían registradas como una única visita. Podría, alternativamente, contabilizarse el número de días pasados en el lugar, pero aparecería un problema simétrico al anterior: no es lo mismo quince días de una vez, que 8
C0 es el llamado precio de exclusión: un coste tan alto de alcanzar el sitio, que nadie lo visita. Tomar el año natural como período de referencia ha sido la práctica habitual. Algunos autores, sin embargo, realizan el análisis contemplando períodos de tiempo más largos, lo que permite incluir un proceso de «aprendizaje» (Englin y Shonkwiler, 1995). 9
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quince visitas de un día. El dilema sobre cuál de las medidas utilizar no tiene fácil solución y, en la práctica, lo que se hace es estimar distintas funciones de demanda: para los visitantes en el día, los de fin de semana, y los de una semana o más, ya que el perfil de los visitantes en cada caso, y sus motivaciones, suelen variar. — El distinto comportamiento de los visitantes habituales con respecto a los visitantes ocasionales. Podría darse el caso, por ejemplo, de que una persona que visite el sitio por primera vez, y encuentre muy satisfactoria la experiencia, no repita, porque lo que le interesa es seguir conociendo otros lugares: del mismo modo que a usted puede haberle encantado una película, sin que ello signifique que volverá a verla cada vez que vaya al cine. Caso distinto es el del visitante habitual, que encuentra satisfactorio el sitio para la realización de una serie de actividades y repite: como se repite la salida a un determinado restaurante, o la audición de una sinfonía. Los motivos de la demanda difieren, por lo que se justificaría concederles un tratamiento diferencial, ya que, efectivamente, pueden responder a distintas motivaciones10. — En tercer lugar, no hay que olvidar que la decisión que ha tomado, o piensa tomar, la persona o familia analizada, es más compleja de lo que parece. En efecto, supongamos que se está analizando el posible impacto de alguna medida que afecta a la calidad de los servicios ofrecidos por un determinado espacio natural: la reducción de la congestión. El analista sabe que se traducirá en un desplazamiento de la función de demanda. Ahora bien, para poder cuantificar con mayor precisión este impacto, conviene recordar que el cambio incide sobre una función de decisión (la del visitante potencial), que está compuesto por cuatro tipos de decisiones encadenadas. Para empezar, la persona ha de decidir sobre si participa en la actividad que se le ofrece (visitar un entorno natural para hacer senderismo). A continuación, debe seleccionar el sitio. Una vez escogido éste, decidirá, en tercer lugar, sobre la frecuencia con que lo visitará. Por último, tendrá que decidir la duración de cada una de estas visitas. El cambio que se plantea puede incidir sobre todos y cada uno de estos eslabones, por lo que, tal y como se analizará en el epígrafe siguiente, se hace necesario modelizar toda la secuencia de decisiones (Loomis, 1995). — Finalmente, el que provoca el hecho de que el analista atribuye al visitante el coste de haber accedido al lugar: computa los kilómetros y el tiempo, y deduce el coste correspondiente. Este proceder, sin embargo, implica un doble riesgo. Por un lado, es probable que el analista no impute todos los costes en los que se ha incurrido para disfrutar de la experiencia (y que tampoco lo haga el propio afectado)11. Por su parte, es casi seguro que el visitante tendrá una visión muy 10
Algunos autores distinguen, de hecho, cuatro tipos de visitantes con comportamientos diferenciados:
— Visitante puro, cuyo único objetivo era el lugar analizado. — Visitante multipropósito, que incluía la visita al sitio estudiado como una parte de un paquete de visitas más amplio. — Visitante de paso, que hace una parada incidental en el sitio. — Veraneante (en sentido amplio): persona que está de vacaciones en la zona, y visita de vez en cuando el lugar. 11 La depreciación del vehículo, por ejemplo, ¿debería incluirse como un coste más? Lo normal es que el vehículo se deprecie con el paso del tiempo, con independencia de que se haga o no el viaje en cuestión. Pero ¿y si se ha escogido un modelo más costoso y con más prestaciones, precisamente para poder efectuar este tipo de desplazamientos? Aunque el gasto se realizó en el pasado, la mayor depreciación diferencial del
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distinta de las cosas. Si se le pregunta por lo que le ha costado llegar hasta allí, es más que probable que su respuesta no tenga nada que ver con la cantidad que le atribuye el analista. Puede que sólo compute el coste de la última vez que repostó gasolina, pero lo cierto es que posee una información crucial, de la que carece quien le entrevista: sabe mejor que nadie el coste de oportunidad de su tiempo. Por todo ello, los estudios más recientes incluyen preguntas relativas al coste percibido por el visitante, así como a su opinión con respecto al desplazamiento (agradable-desagradable): de esta forma se puede decidir con mayor conocimiento de causa la inclusión o no como un coste del tiempo invertido en el viaje12. En cualquier caso, conviene no perder de vista el hecho de que el alcance de estas críticas dependerá, fundamentalmente, del uso que se quiera dar a la información obtenida mediante la aplicación del método. No cabe duda de que si se quisiera afinar mucho en el análisis de los posibles cambios producidos en el excedente del consumidor, habrá que tomar con muchas reservas los resultados obtenidos. Ahora bien, si de lo que se trata es de comparar órdenes de magnitud y de conocer las características esenciales de la función de demanda, el método del coste de viaje ofrece una información ciertamente relevante.
4.1.4. Modelos de utilidad aleatoria El método del coste de viaje es muy útil para calcular el valor económico de los servicios recreativos que proporciona un determinado entorno natural, pero es sólo un primer paso para descubrir las características de la demanda con respecto a estos servicios recreativos. En ocasiones, sin embargo, la gestión de un determinado emplazamiento natural desde un punto de vista turístico, requiere conocer cuáles son las características de dicho emplazamiento que resultan más atractivas para cada tipo de visitante, de forma que pueda adoptarse una política turística acorde con los objetivos del planificador. En este sentido le resultaría de gran utilidad conocer qué peso tuvo cada una de estas características o atributos del espacio natural en la decisión final de visitarlo: cómo aumentaría o disminuiría la probabilidad de que una determinada persona visite el sitio en cuestión si se cambia la cantidad o calidad de uno de estos atributos. Los modelos de utilidad aleatoria (random utility model: RUM) tratan, precisamente, de dar respuesta a este interrogante. vehículo debería imputarse como un coste más del disfrute de la experiencia. Lo mismo podría decirse de los prismáticos, el equipo de esquí o el tiempo invertido leyendo una guía sobre el sitio que se va a visitar. 12 Existen, asimismo, una serie de problemas econométricos derivados de la elección de la variable en que se expresa la demanda. El número de visitas es una variable discreta. Además, como ya se mencionó, se suele trabajar únicamente con los que visitan el sitio, dejando fuera a los que son usuarios potenciales (tienen una demanda positiva de los servicios del parque, pero el «precio» actual es demasiado alto), por lo que la variable dependiente es una variable truncada. Si en la muestra se incluyeran personas que no han estado en el sitio (cuando se trabaja con tasas de participación, por ejemplo), la variable dependiente dejaría de estar truncada, pero pasaría a estar censurada (múltiples respuestas con valor cero: no visitas), lo que también acarrea las correspondientes dificultades econométricas. Todo ello, como es natural, introduce sesgos en la estimación cuando ésta se realiza por mínimos cuadrados ordinarios. Para resolver este problema, se suele acudir a la estimación de coeficientes de máxima verosimilitud, con ayuda de los modelos de transformaciones probit o logit (Hellerstein, 1992).
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Estos modelos son herramientas complejas, que plantean numerosos retos de carácter metodológico y operativo, además de forzar a un esfuerzo notable por parte del analista para comunicar los resultados con sencillez. En las líneas que siguen se tratará de exponer sus elementos fundamentales de la manera más sencilla posible. Existen dos enfoques básicos para enfrentar el problema planteado: — El primero de ellos se basa en la descripción detallada del producto para el que desean realizarse las predicciones de demanda: una playa, por ejemplo. En este caso, el énfasis de la fase de diseño del estudio debe recaer precisamente sobre la descripción precisa del bien en cuestión sobre el que se quiere estimar la demanda potencial. — En el segundo enfoque, el bien de interés se percibe únicamente como uno entre otros muchos, que difieren en la posición que ocupan en la estructura de preferencias de la persona, en función de una serie de rasgos clave (atributos) del activo: esta playa dentro de un conjunto más amplio de posibilidades vacacionales. Aquí, el énfasis de la fase de diseño está en definir cuidadosamente características de los activos para desarrollar una descripción de la oferta en su conjunto sobre la que la persona pueda revelar sus preferencias. En esta segunda aproximación pueden distinguirse, a su vez, dos variantes: se pueden mostrar todas las descripciones de activos de una vez (análisis conjunto); o se pueden presentar conjuntos de opciones excluyentes (análisis experimental de elección o experimental choice analysis). El segundo enfoque no exige una descripción tan precisa de un activo concreto, sino mayor rigor en la definición de las características de los bienes (los llamados atributos) que se emplean para describir los diferentes conjuntos de elección: actividades que se pueden realizar (buceo, surf), tipo de alojamiento, distancia, precio, etc. En este caso, la metodología empleada consiste en utilizar un cuestionario en el que se le presentan a la persona distintas combinaciones de atributos y niveles de los mismos, para que elija entre ellos, sobre la base de un experimento de elección convenientemente diseñado13. Para llevar a cabo un estudio de estas características es preciso conocer dos tipos de información: por un lado, la estructura de preferencias de las personas y, por otro lado, los atributos que caracterizan cada una de las ramas del árbol de preferencias y el vínculo existente entre dichos atributos. A su vez, para garantizar la consistencia interna del análisis (en términos microeconómicos) es conveniente conocer los vínculos con otras categorías de bienes y servicios así como respecto a la presencia de una restricción presupuestaria (y previsiblemente frente a una restricción de carácter temporal). Los pasos básicos de la aplicación de este método son: — Identificación del conjunto de atributos relevantes de los diferentes espacios naturales. — Selección de la unidad de medida para cada atributo. 13 De hecho, el análisis experimental de la elección no es más que una ampliación del análisis conjunto, en el que se pretende representar preferencias o juicios individuales sobre estímulos multiatributo. En la práctica, por lo tanto, cualquier ejercicio de valoración contingente, como los que se analizarán a continuación, con formato dicotómico o aplicaciones del método del coste de viaje con elección discreta, siguen la estructura de un modelo de utilidad aleatoria.
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— — — — —
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Especificación del número y magnitud de los niveles de atributos. Diseño experimental. Diseño del cuestionario. Estimación del modelo de utilidad aleatoria. Simulación de la elección (mediante el empleo de los parámetros estimados).
Los requisitos de información de un modelo de estas características son los siguientes. En primer lugar, es preciso disponer de información sobre los atributos de las alternativas elementales, y sobre el árbol de utilidad mediante el que se describe el proceso de decisión del turista: salgo o no salgo de vacaciones, salgo una semana o dos, voy a la playa o a la montaña, me quedo en el país o viajo fuera, etc. Adicionalmente, para garantizar la consistencia interna del análisis, es preciso conocer los vínculos con otras categorías de bienes y servicios, así como la presencia de una restricción presupuestaria y temporal. A la vista de las alternativas, el método de elección directa sobre atributos, es decir el modelo de utilidad aleatoria, permite entender y modelizar cómo los individuos evalúan los atributos de cada alternativa y eligen entre ofertas en competencia. Sin embargo, podría darse el caso de que una persona cualquiera no optara por la que aparece como la alternativa preferida a ojos del analista. Esta aparente anomalía podría explicarse mediante la incorporación de un elemento aleatorio, como un componente más de la función de utilidad de la persona en cuestión. De ese modo, una función de utilidad aleatoria descompone la utilidad real (U, inobservable) asociada a una persona (i) y una alternativa de elección concreta, en dos componentes, un componente conocido (sistemático) de la misma (Vi) y un término de error (e, componente aleatorio), tal como: Ui Vi ei
(4.1)
La presencia de este componente aleatorio permite realizar juicios probabilísticos respecto al comportamiento del turista, de ahí que el interés de este análisis resida en modelizar la probabilidad de que el turista elija una alternativa concreta (i) entre un conjunto de opciones factibles (Z): P (i 兩 Z) Pr (Ui Uj) Pr 关(Vi ei) (Vj ej)兴, j Z
(4.2)
El componente sistemático de la utilidad es el que puede explicarse en función de las características o atributos del bien. Ahora bien, la capacidad del analista para capturarlo depende de sus propias percepiones sobre cómo estructuran los turistas su proceso de decisión y la identificación de aquellos factores que deberían ser incluidos en cada uno de los dos componentes de la función de utilidad. Esto permite entender que no haya un modelo de utilidad aleatoria igual a otro, cuando se pretende modelizar la misma decisión. Una vez identificados esos factores es preciso especificar cómo se combinan estas variables para construir preferencias. Es decir, será el momento de proponer una función de utilidad para especificar la relación formal entre las variables explicativas y la decisión misma. Sin perder en generalidad, el componente sistemático de la función de utilidad puede expresarse como una función lineal en los parámetros de las variables explicativas: Vi b' Xi
(4.3)
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Se estima, por tanto, un vector de parámetros b' asociados a las variables explicativas de la decisión. A partir de este punto, se trata de estimar un modelo de elección probabilística a través de diferentes supuestos sobre la distribución de los errores (es decir, del componente aleatorio)14. El componente sistemático (o media) de la utilidad puede ser identificado, y sus parámetros estimados, a partir de un cuestionario para identificar en qué medida las decisiones varían en respuesta a diferencias en los atributos de cada alternativa y a diferencias individuales. En realidad, el objetivo último de estimar el modelo de elección es obtener estimadores no sesgados del vector de parámetros b, que contiene las utilidades marginales de los atributos. Si hay una ventaja del modelo elegido es precisamente la riqueza de la especificación. En concreto, es posible identificar parámetros que no podrían ser estimados en modelos más sencillos (por ejemplo, debido a efectos de orden superior, interacciones entre variables, diferencias individuales). Ahora bien, el analista debe prestar especial atención en la especificación del modelo al término de error. El modelo más común (el Logit multinomial) asume que el error se distribuye uniformemente entre las alternativas y los individuos. La literatura señala, sin embargo, la conveniencia de emplear especificaciones más complejas de la matriz de covarianzas de la distribución de error, con modelos tales como el Probit multinomial y Logit multinomial en su versión anidada, si bien las restricciones en los recursos financieros pueden forzar a obviar estas opciones15.
4.1.5. El método de los precios hedónicos Continuando con el análisis de las posibilidades que ofrecen las relaciones de complementariedad existentes entre algunos bienes ambientales y determinados bienes privados, se presentará, a continuación, uno de los métodos más populares de valoración de intangibles. El marco teórico es idéntico al del método del coste de viaje, pero, en este caso, el bien ambiental conforma una de las características del bien privado. Como se apuntó un poco más arriba, muchos bienes no tienen un único valor de uso, sino que son bienes multiatributo: satisfacen varias necesidades al mismo tiempo, o la misma necesidad de formas diferentes (recuerde el lector el ejemplo del automóvil). Los llamados precios hedónicos intentan, precisamente, descubrir todos los atributos del bien que explican su precio, y averiguar la importancia cuantitativa de cada uno de ellos. Uno de los casos más obvios y, por tanto, más utilizados en la literatura, es el de la vivienda. Cuando se adquiere una casa, en efecto, no sólo se están comprando una serie 14 Una distribución normal de dos variables conduce a emplear el modelo binario Probit, cuya generalización para múltiples variables es el modelo Probit multinomial de elección discreta; una distribución Gumbel conduce a emplear el modelo Logit multinomial; y una distribución de valor extremo generalizado fuerza a recurrir a un modelo Logit multinomial anidado (McFadden, 1981). 15 Existe una tendencia a creer que el término de error en modelos de elección directa con atributos podría explicarse en términos de covarianzas que impactan la magnitud de los elementos de la matriz de covarianzas. Por ejemplo, Swait y Adamowicz (1997) demuestran que la complejidad del escenario de decisión tiene influencia sobre la magnitud de la varianza del término de error y Cameron y Englin (1997) muestran que la varianza de las medidas de bienestar depende sistemáticamente de la experiencia previa del encuestado con el bien en cuestión. Es imprescindible, al mismo tiempo, identificar fuentes de heterogeneidad en las preferencias (renta, educación, actitudes hacia cuestiones ambientales) que podrían ocasionar diferencias sustanciales de comportamiento (Boxall y Adamowicz, 2002).
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de metros cuadrados de una determinada calidad, sino que también se está escogiendo un entorno, que tiene una serie de propiedades, tanto con respecto al barrio como con respecto a la calidad del medio ambiente que la rodea. En términos muy sencillos, si se encontraran dos viviendas iguales en todas sus características excepto en una, la dotación de zonas verdes por ejemplo, la diferencia de precio entre ellas reflejaría el valor de este atributo que, en principio, carece de un precio explícito de mercado. Ésta es la idea que vamos a explorar más detenidamente. Formalicemos para ello el problema. Supongamos un bien privado h, miembro del conjunto de la clase de bienes Y: una vivienda determinada. Su precio (Ph) será una función del conjunto de características que posee: Ph fh(Sh, Nh, Xh)
(4.4)
expresión en la que: Sh = Sh1,…,Shn, es el vector de características estructurales de la vivienda: metros cuadrados, materiales de construcción, zonas comunes, terraza, ascensor, chimenea, número de baños. Nh = Nh1,…,Nhm, es el vector de características del vecindario: dotación de comercios, colegios, centros recreativos, composición de la población, nivel de seguridad ciudadana, proximidad del centro comercial. Xh = Xh1,…,Xhq, es, finalmente, el vector de características ambientales del entorno: calidad del aire y del agua, nivel de ruido, proximidad de zonas verdes, de la playa en su caso, vistas. Esta agrupación, como cualquier otra, tiene algo de arbitraria: algunas características podrían catalogarse tanto en un grupo como en otro. No es eso lo importante. Lo fundamental es que queden recogidas todas aquellas relevantes a la hora de escoger la vivienda y explicar su precio. Ahora bien, una vez especificada la ecuación (4.4), su derivada parcial con respecto a una cualquiera de las características (tPh /tZhj, por ejemplo), indicaría la disposición marginal a pagar por una unidad adicional de la misma: su precio implícito. El primer problema que se plantea es el de especificar y estimar la ecuación (4.4), llevando a cabo una regresión entre el precio observado de las viviendas y las propiedades mencionadas, utilizando para ello la forma funcional que produzca un mejor ajuste. La especificación de la ecuación (4.4) es, pues, un problema empírico, de no fácil solución, pero que tiene claras implicaciones en cuanto a la valoración de las características analizadas16. Una vez especificada la ecuación correspondiente, la estimación de sus parámetros a partir de los datos puede hacerse de dos formas: — A través de un análisis diagonal, o cross section, en el que se analiza un conjunto determinado de viviendas en un instante del tiempo, y se recogen tanto sus precios como sus diferentes características. 16 Lo normal, en la literatura, es trabajar con especificación de funciones no lineales (logarítmica, semilogarítmica, cuadrática, exponencial, transformación Box-Cox, etc.). Ello supone que el precio implícito de cada característica cambia con la cantidad de referencia de la misma. Lo interesante, en este caso, es analizar el comportamiento que se asume, al hacerlo, con respecto al precio implícito del atributo ambiental.
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— Mediante un análisis temporal, en el que se estudia cómo cambia el precio de una determinada vivienda, o conjunto de viviendas, al ir variando la calidad de alguno de los bienes ambientales de la zona (con la construcción de un aeropuerto en las proximidades, por ejemplo). La especificación y estimación de la ecuación (4.4) es, sin embargo, apenas un primer paso, ya que presenta la configuración de equilibrio del mercado, pero no las curvas de demanda de las distintas personas, lo que puede ser importante en función de los objetivos perseguidos en el análisis. En efecto, las personas no son iguales, no todas tienen la misma demanda con relación a los bienes ambientales, y se pueden cometer algunos errores si no se matiza la información obtenida. Por ejemplo, analicemos lo que ocurre en la Figura 4.2. Vemos en ella cómo el precio de una vivienda de determinadas características («normalizada»), P, es una función positiva de la dotación de parques de la zona (X). La curva DD (tP/tX) de la parte inferior de la figura muestra precisamente el precio implícito de las zonas verdes, tal y como lo determina el mercado: el diferencial de precio que hay que pagar por un piso de estas características, al aumentar los metros P P = f(x)
0 tP tX
X0
X1
X
D
A
B D DPj
C DPi 0
X0
Figura 4.2.
X1
X
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cuadrados de zonas verdes en la vecindad. Supongamos que, siendo la situación inicial la caracterizada por una dotación X0, se abre un nuevo parque, y nos trasladamos a X1. ¿Sería correcto afirmar que el beneficio de la medida, y por tanto el valor implícito de la mejora ambiental, podría aproximarse analizando la curva DD (la función de demanda de parques de acuerdo al precio hedónico de la vivienda) y comparando el valor del excedente del consumidor agregado en la situación original y en la final? Depende, ya que no todas las personas son iguales, ni tienen la misma renta. En la situación inicial, las personas que ocupaban el piso (la familia i) se encontraban en equilibrio: pagaban por las zonas verdes, en el margen, exactamente lo que estaban dispuestos a pagar por ellas (DPi). A la izquierda de A, el «precio» de los parques es inferior a esta disposición, mientras que a la derecha la supera: A es pues un punto de equilibrio. Por ello, si se les propusiera aumentar el consumo hasta X1, la respuesta es que estarían dispuestos a pagar por ello una cantidad X1C, pero no más: eso es lo que dice su curva de demanda implícita. En el mercado, sin embargo, la adición de esos metros de zona verde nuevos ha elevado el precio del piso en una cuantía mayor (X1B). ¿Por qué? Porque hay familias cuya demanda de zonas verdes es mayor (DPj): matrimonios con hijos pequeños, por ejemplo. Y ellos también están en equilibrio, en el mercado, pagando por las zonas verdes exactamente su disposición a pagar por ellas: DPj, en el punto B. Al fin y al cabo, la curva de demanda de zonas verdes estimada con ayuda de los precios hedónicos de las viviendas no es sino el lugar geométrico de los puntos de equilibrio de las distintas curvas de demanda individuales, pero no indica cuál es la demanda de cada grupo, familia o persona. Esto depende de sus gustos, de sus características socioeconómicas, de su renta, etc. Si se quisiera averiguar, por tanto, lo que cada persona o familia valora el cambio, se haría necesario no sólo conocer la función de precios hedónicos implícita en el mercado, sino derivar la verdadera función de demanda de cada grupo, en función de sus características17. Se haría necesario, pues, llevar a cabo una segunda estimación estadística, en la que los precios marginales implícitos obtenidos al estimar la función de precios hedónicos (Px) fuesen la variable dependiente, y las características socioeconómicas de la población (renta, edad, nivel de educación, estado civil, número y edad de los hijos, etc.), las variables independientes, en una estimación simultánea de segundo orden. Con ello se lograría estimar la función implícita de demanda de los atributos buscados, en función de todas estas variables18. 17
A no ser que se haga un supuesto simplificador bastante fuerte, aunque no por ello menos utilizado: si todas las economías domésticas tienen la misma función de utilidad, e idéntico nivel de renta, su disposición marginal a pagar es la misma, y la función estimada de los precios hedónicos sería la función inversa de demanda de todas ellas. 18 La práctica tradicional de proceder con esta segunda estimación en las mismas condiciones en las que se había realizado la primera no tardó, sin embargo, en chocar con un obstáculo importante: al utilizar el mismo colectivo de personas para llevarla a cabo, podía quedar invalidado todo el resultado del ejercicio. Se argumentaba, en efecto, que las personas cuyas características se tomaban ahora en cuenta, ya habían expresado en el mercado sus preferencias por un tipo determinado de viviendas (función de dichas características), y que, por tanto, este segundo ejercicio de inferencia estadística no podría sino duplicar los resultados del primero, al no incorporar nueva información (Brown y Rosen, 1982). Para resolver esta dificultad se necesitaba introducir alguna información adicional no contemplada en la primera de las inferencias estadísticas realizadas, por lo que se recomendaba acudir a un modelo en el que se utilizaran ciudades distintas, entre las que la movilidad de la población no fuera perfecta. De esta forma, podrían explicarse las diferencias en el precio de las características de la vivienda encontradas entre ellas, y reflejadas en las distintas funciones de precios hedónicos estimadas, con base en las diferencias en la composición de la población de cada ciudad. Ahora sí, esta segunda inferencia estadística se apoya en una información adicional, no contenida en la primera, y los resultados así obtenidos podrían ser considerados válidos. Algunos
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Ahora bien, volviendo al tema de la utilidad de estas estimaciones, si de lo que se trata es de estimar los beneficios (o perjuicios) que causa una determinada medida con respecto a un bien ambiental, y no la demanda del mismo por parte de los distintos grupos sociales, la situación es un poco más complicada. En efecto, una vez que se ha alcanzado la nueva situación de equilibrio, y se han ajustado los precios de mercado a la mejora en la calidad ambiental, quienes van a disfrutar del nuevo entorno son los recién llegados, que tienen una demanda por el bien ambiental superior a los antiguos residentes. Si las preferencias hubieran sido iguales, el área que queda por debajo de la curva del precio hedónico de la vivienda entre los dos puntos relevantes (X0 y X1 en la Figura 4.2) representaría la ganancia de bienestar experimentada con la mejora. Al no ser así, y tener curvas de demanda diferentes (DPi y DPj), se presenta el problema de cuál de ellas seleccionar para calcular el área correspondiente (el valor de su integral entre los dos puntos mencionados). Cuando los cambios son marginales (X0 y X1 están muy próximos), el problema no es muy grave, pero cuando son sustanciales (como en la figura), la diferencia puede ser notable. La literatura carece, hoy por hoy, de una respuesta clara a esta interrogante. Un problema diferente es el de quién se beneficia del cambio. Cuando el mercado inmobiliario se ajusta inmediatamente a la nueva situación de equilibrio, y los precios reflejan desde el primer momento la mejora, los beneficiarios del cambio no son ya los inquilinos: ellos (los originales, o unos nuevos) vuelven a estar en equilibrio, ya que pagan por la mejora exactamente lo que estaban dispuestos a pagar. Quien realmente se ha beneficiado es el dueño del apartamento que, sin haber movido un dedo, ha visto cómo uno de sus activos (el piso) se ha revalorizado. Y la cuantía del beneficio que experimenta es precisamente ésa: la revalorización neta producida en la vivienda, descontando cualquier aumento en la fiscalidad que ello suponga (Bartik, 1988). El método basado en los precios hedónicos para la valoración económica de bienes ambientales ofrece, sin embargo, algunas limitaciones tanto en lo referente a los supuestos necesarios para su validez como en lo referente a su ámbito de aplicación, que conviene tener en cuenta. — El supuesto de la movilidad. En primer lugar, en efecto, es fundamental señalar que para que el método tenga plena validez, y el mercado permita inferir los precios hedónicos con fiabilidad, es esencial que todas las personas demandantes potenciales puedan expresar su disposición a pagar por el cambio. La persona, llegado el caso, ha de ser lo suficientemente móvil como para cambiarse a otra zona, donde el nivel de contaminación sea distinto y más acorde con sus preferencias. En ausencia de movilidad, la persona no tiene elección y, por lo tanto, los precios de los bienes de mercado no reflejan enteramente el cambio producido. Este caso puede aparecer cuando existen mercados segmentados. Supongamos, a modo de ilustración, que en una ciudad hay dos barrios claramente diferenciados (por razones de raza u origen social de la población), entre los que el trasvase de población es inexistente. Una mejora uniforme en las condiciones de uno de ellos (por ejemplo, el cierre de una instalación industrial particularmente peligrosa que afectaba a la seguridad de todas las viviendas por autores, como Goodman (1989), han recomendado el uso del análisis factorial («factorial survey») para la estimación de estas funciones de demanda individuales fuera del punto de equilibrio de mercado. Sin embargo, el procedimiento no está exento de problemas: véase Freeman (1991) y la respuesta del propio Goodman (1992).
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igual), no quedaría reflejada en los precios, debido a que la falta de movilidad «impide» a la población del otro distrito expresar su disposición a pagar por ella. Cuando esta movilidad no existe, los precios hedónicos de las viviendas no reflejarán enteramente su dotación de bienes ambientales. — Los costes de transacción no han de ser prohibitivos. En efecto, la persona que se encuentra con la aparición de un deterioro ambiental serio en el entorno de su vivienda, puede remediarlo mudándose a otra casa similar pero no sujeta a contaminación. Estaría dispuesta a pagar una cantidad determinada (x) por librarse de ella, pero si el coste de cambiar de casa (los costes de transacción) resulta ser un poco mayor que esa cantidad (x 1), no dará el paso y, al no modificar su comportamiento, no expresará su valoración de lo ocurrido, y el mercado no recogerá sus preferencias. Ahora bien, en la práctica, los gastos que conlleva cambiar de vivienda pueden ser muy altos (anuncios, tiempo de búsqueda, mudanza, impuestos, plusvalías, notaría, asesoría jurídica, escrituras, etc.), lo que dificulta la aplicación del método. 4.1.5.1. Los salarios hedónicos La técnica de los precios hedónicos no tiene por qué circunscribirse al ámbito de los precios de algunos bienes de consumo final. Al igual que el precio de la vivienda es una función de los atributos de todo tipo de la misma, el salario de equilibrio de un determinado puesto de trabajo también será una función de sus características. Éste es el punto de partida para la construcción de la función de los salarios hedónicos. La teoría indica, en efecto, que el salario de equilibrio de un puesto de trabajo determinado (Wh) es una función de muchas variables, tal y como aparece reflejado en la siguiente ecuación: Wh fh(CHh, Eh, Sh, Rh)
(4.5)
expresión en la que: CHh es el vector de los requerimientos de capital humano (nivel de estudios, experiencia) del puesto de trabajo. Eh es el vector de las características del entorno: tamaño de la ciudad, atractivo del barrio. Sh es el vector de características sindicales: presencia y tamaño de los sindicatos más representativos en el sector. Rh es el vector de características que tienen que ver con variables como la temperatura, salubridad y, sobre todo, riesgo asumido al desempeñar la función correspondiente. Debería ser posible, por tanto, acudiendo a la observación estadística de la evidencia al respecto, estimar una función de los salarios hedónicos. Con ello se abre una nueva posibilidad de valoración de intangibles, ciertamente importante. En efecto, la derivada parcial del salario con respecto a cualquiera de las variables relevantes, indicará la disposición marginal a pagar (a través de la aceptación de un salario mayor o menor), por disponer de una unidad adicional de esa característica. Esta posibilidad que abren los salarios hedónicos ha sido utilizada en dos contextos diferentes.
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En primer lugar, para valorar determinados bienes ambientales. En efecto, la calidad de vida de un entorno, un barrio o una ciudad, por ejemplo, puede verse reflejada en el menor salario que una persona estaría dispuesta a aceptar con tal de trabajar en ella. Combinando la información obtenida del precio de la vivienda (tanto más cara cuanto más agradable la ciudad), con la que proporcionan los salarios hedónicos (tanto menor cuanto más atractiva), algunos autores han elaborado índices de calidad de vida de las distintas ciudades. Los índices así construidos tienen la doble ventaja de que no dejan que sea el analista quien escoja las variables relevantes, y su ponderación, para llevar a cabo el ejercicio; y de que proporcionan una ordenación cardinal de las ciudades analizadas (informan no sólo sobre el puesto que cada una ocupa, sino sobre la distancia que media entre ellas: la cantidad de dinero adicional que, en términos de un menor salario y un mayor alquiler, hay que pagar para vivir en una u otra). En segundo lugar, y de mucha mayor relevancia, los salarios hedónicos han sido utilizados para descubrir el valor monetario de una vida estadística, fundamental a la hora de analizar los impactos de cambios en la calidad ambiental sobre las tasas de mortalidad de la población afectada. El tema, obviamente, es muy delicado. Sin pretender ofrecer sino una breve pincelada sobre el mismo, podría plantearse como sigue. Obsérvese la ecuación (4.5). Supongamos que se ha especificado y estimado correctamente, y que ello permite derivar el valor tWh /tRi, siendo Ri la variable riesgo: la probabilidad de muerte asumida al desempeñar ese puesto de trabajo en las condiciones pactadas: por ejemplo, dirigir los trabajos de una empresa constructora de obras públicas en un país particularmente peligroso, o limpiar cristales de una torre de oficinas, en el exterior, a treinta metros de altura. Supongamos, para simplificar el argumento, que el ingeniero que dirige una obra similar en España, o el operario que limpia cristales a ras de suelo, tienen una probabilidad de muerte, por hacerlo, de cero. Sin embargo, si se van al otro país, o se suben al piso treinta, esta probabilidad pasa a ser de un uno por mil. Asumir este riesgo viene compensado por la cantidad tWh /tRi. Si se multiplicara esta cantidad de dinero por mil, el resultado sería lo que haría falta para convencer a un colectivo de mil personas de que aceptaran colocarse en una situación tal, que una de ellas perdiera la vida. Éste es el valor económico de una vida estadística. Estadística quiere decir en este contexto, simplemente, que se desconoce su identidad. De hecho, lo que este valor refleja es la compensación exigida por un determinado colectivo para aceptar un incremento marginal en su probabilidad de muerte, no lo que se necesitaría para que una persona determinada aceptara perder la vida. El método se apoya en el hecho de que ninguna de las personas que asume el riesgo sabe quién va a ser finalmente el damnificado. Cuando de lo que se trata es de analizar un empeoramiento de la calidad ambiental, que se traducirá en un aumento de las tasas de mortalidad, es probable que estas vidas estadísticas terminen por ser vidas con nombres y apellidos, pero cuando lo que está entre manos es una mejora de la situación, lo normal es que permanezcan como tales vidas estadísticas: ¿a quién se le ha salvado la vida al suprimir un determinado punto negro en una carretera? Esta aplicación de los salarios hedónicos, como se apuntó más arriba, no está exenta de problemas. Podrían mencionarse, como principales, tres. Por un lado, la necesidad de que la persona (o el sindicato que la representa) esté bien informada de los riesgos que asume cuando negocia su salario, y no se enfrente a un empleador que tenga todo el poder de negociación. Por otro, el hecho de que la función estimada es fuertemente no lineal: no se puede extrapolar el valor obtenido en el caso anterior a otros contextos que involucran cambios diferentes en las tasas de mortalidad. Finalmente, la importancia crucial de la variable renta en la estimación de este valor: la cantidad exigida por el limpiador de cristales (o un trabajador
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ilegal de la construcción) no tendrá nada que ver con la que pide el ingeniero de obras públicas o el piloto de una línea aérea. Sin embargo, como se analizará más adelante con mayor detenimiento, ésta es una dificultad más aparente que real. El analista no tiene por qué escoger valores particularmente afectados por la falta de renta del colectivo analizado. La función de salarios hedónicos le ha permitido descubrir la función de demanda de seguridad (mayor esperanza de vida) en el mercado: no tiene más que escoger el punto que le parezca más oportuno. Estimadas las distintas funciones de salarios hedónicos, no hay sino que seleccionar el valor de la vida estadística que se considere más adecuado, el del limpiador, el ingeniero o el piloto, y utilizarlo como representativo de toda la sociedad.
4.2.
MÉTODOS DIRECTOS
Los métodos anteriores se basaban en la existencia de una determinada relación entre los bienes ambientales y los bienes normales y corrientes (de complementariedad o de sustituibilidad; en la producción o en el consumo). Cuando tal relación no existe, la persona no «descubre» en su comportamiento con respecto al bien privado el valor que implícitamente le otorga al bien ambiental19. Este caso se presenta, entre otros, cuando el recurso ambiental tiene para ella un valor de no uso. Cuando esto ocurre, no hay más remedio que aplicar un método directo de valoración. Ésta es la gran ventaja de los métodos directos: pueden aplicarse, en general, en los mismos casos que los métodos indirectos (lo que no quiere decir que siempre sea adecuado utilizarlos en estos casos), pero cubren además dos terrenos en los que, hoy por hoy, los métodos indirectos resultan de poca ayuda: — El descubrimiento de los valores de no uso. — El descubrimiento de valores basados en el reconocimiento explícito de un derecho previo sobre el activo natural objeto de valoración20. Los métodos directos cubren, por tanto, un espectro de valores más amplio que el de los métodos indirectos. Tratan de descubrir el valor que las personas conceden a los distintos recursos ambientales, simulando un mercado en el que pudieran adquirirse o transarse los derechos sobre los mismos.
4.2.1. El método de la valoración contingente Los métodos englobados bajo la denominación de valoración contingente intentan averiguar la valoración que otorgan las personas a un determinado recurso ambiental, preguntándoselo a ellas directamente. El hecho de que, en 1979, el Water Resource Coun19 En términos formales se dice que, en este caso, la función de utilidad es estrictamente separable con respecto a una partición que incluye a los bienes ambientales objeto de estudio en uno de los subconjuntos. El lector interesado en este tema puede consultar Azqueta (1994, Capítulo 2). 20 Los métodos anteriores, salvo en el caso de los salarios hedónicos, descubrían la disposición a pagar de la persona por acceder al disfrute del bien objeto de valoración, o por impedir su deterioro. En ocasiones, cuando la persona tiene reconocido el derecho al disfrute de ese bien, no tendría sentido preguntarle por su disposición a pagar por el acceso al mismo, sino que habría que plantear la cuestión en términos de la compensación que exigiría para privarle de su disfrute. La diferencia entre lo que una persona estaría dispuesta a pagar por impedir el deterioro de un bien ambiental, por ejemplo, y lo que exigiría como compensación para permitirlo, suele ser muy grande, por lo que resulta muy relevante saber qué tipo de medida se está utilizando.
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cil de los Estados Unidos incluyera el método entre los tres recomendados para valorar determinados beneficios de las inversiones públicas, y que en 1986 se lo reconociera como apropiado para medir beneficios (y perjuicios) en el marco de la Comprehensive Environmental Response, Compensation, and Liability Act («Superfund»), consolidó su respetabilidad, al tiempo que impulsó la realización de gran número de estudios basados en esta metodología. El punto de partida obligado del método lo constituyen las encuestas, entrevistas o cuestionarios, en los que el entrevistador construye un mercado simulado para el bien ambiental objeto de estudio, y trata de averiguar el precio que pagaría el entrevistado por el mismo. Éstas suelen venir estructuradas en tres bloqu es: el primero contiene la información relevante sobre el objeto de valoración; el segundo se dirige a intentar averiguar la disposición a pagar (o, en su caso, la compensación exigida) de la persona por el mismo; y el tercero indaga sobre algunas de sus características socioeconómicas más relevantes, de acuerdo al problema objeto de estudio (renta, edad, estado civil, nivel de estudios). Como es natural, la encuesta puede realizarse de tres formas alternativas: mediante entrevistas personales, telefónicas, enviando los cuestionarios por correo, o una combinación de ellas. Cada una tiene sus ventajas e inconvenientes. Así, por ejemplo, las entrevistas personales y las encuestas realizadas por correo, permiten apoyar la información presentada mediante la ayuda de ilustraciones, dibujos, simulaciones, cosa que se hace imposible en las entrevistas telefónicas. En estas últimas, además, se reduce sustancialmente el tiempo que puede dedicarse a la entrevista y, por tanto, el volumen de información ofrecido y el número de preguntas a realizar. Los cuestionarios enviados por correo no permiten aclarar dudas ni organizar secuencialmente las preguntas, cosa que puede ser importante cuando se entra en procesos iterativos. Como es obvio, tanto las entrevistas telefónicas como las enviadas por correo abaratan sustancialmente los costes, aunque en el primer caso se puede incurrir en un sesgo que haga no representativa la muestra (en muchos países no todo el mundo tiene acceso al teléfono), y en el segundo, el porcentaje de no respuestas tiende a ser muy alto (explicable también, en ocasiones, por la presencia de analfabetismo funcional). La elección entre uno u otro formato dependerá, en definitiva, no sólo de las características del problema planteado sino también, lo que muchas veces es más importante, del propio presupuesto con el que se cuente para llevar a cabo el estudio. En cualquier caso, es indispensable ensayar previamente el modelo de cuestionario o entrevista diseñado con un subgrupo pequeño de control, y con una submuestra representativa de la población, una o varias veces, y tratar de detectar a tiempo las posibles deficiencias del mismo, antes de plantear la realización del ejercicio final. Decidido el medio de realización de las entrevistas, lo que al analista le interesa, básicamente, es averiguar la valoración económica que para la persona abordada tiene el recurso ambiental objeto de estudio. Ha de plantearse, por tanto, una pregunta relativa a lo que la persona estaría dispuesta a pagar para mantenerlo, mejorar su calidad o cualquier otra modificación positiva que se proponga, o sobre la compensación exigida para renunciar a ello. Alternativamente, la pregunta puede girar sobre la disposición a pagar para evitar su pérdida, o una merma de su calidad; o la compensación exigida para permitirlo. Para hacer más creíble la situación, es necesario introducir un medio de pago que se reconozca fácilmente y se considere aceptable. Varias son las fórmulas que pueden utilizarse para plantear la pregunta: — Formato abierto. En este caso, el entrevistador simplemente espera la respuesta a la pregunta formulada: ¿cuánto vale para usted…?, ¿cuánto pagaría por…?
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Tiene la desventaja de que cosecha un elevado número de no-respuestas, ante el simple desconocimiento por parte del entrevistado de lo que podría ser una cifra razonable. — Formato «subasta» (bidding games). Para evitar el problema anterior, se utiliza una segunda posibilidad que consiste en que el entrevistador adelanta una cifra, y pregunta al entrevistado si estaría dispuesto a pagar esa cifra o no. Si la respuesta es positiva, la cifra original se eleva en una cantidad predeterminada, y si es negativa, se reduce, hasta que el entrevistado finalmente se queda con una cantidad. — Formato binario o dicotómico. Una tercera alternativa, que goza de creciente aceptación, consiste en plantear la pregunta sobre la disposición a pagar por un cambio no de forma abierta, sino binaria: ¿pagaría usted tanto por…?, ¿sí o no? Es lo que se conoce también como el «formato referéndum». El procedimiento es sencillo de explicar, pero más complejo de implementar. Seleccionada una muestra representativa de la población, se subdivide en grupos igualmente representativos, y se les hace la pregunta mencionada, a cada uno de ellos con una cantidad diferente. De las respuestas obtenidas se puede extraer, analizando la frecuencia de respuestas positivas y negativas para cada precio, y mediante una transformación logit, por ejemplo, la estimación econométrica correspondiente de la disposición a pagar de la población por el cambio analizado (su curva de demanda implícita). Se suele argumentar en favor de esta alternativa que, al fin y al cabo, se enfrenta a la persona con el mismo tipo de decisiones que toma cotidianamente en casi todos los mercados: se compra a ese precio, o no se compra. Conviene recordar, en cualquier caso, que el tamaño muestral necesario para que los resultados sean significativos es mayor (lo que encarece el proceso); que se presentan problemas derivados de la necesidad de escoger correctamente los «precios» sometidos a consideración: y que el formato binario requiere una especificación previa de la estructura de las funciones de demanda, para poder llevar a cabo correctamente la estimación correspondiente, que lo hace vulnerable a los posibles errores cometidos en dicha especificación. Un caso especial, con el que hay que tener un especial cuidado, es el constituido por las respuestas-protesta. Conviene tener cuidado, en efecto, cuando la persona, a la pregunta de «cuánto estaría usted dispuesta a pagar por…» responde con un «nada», o se niega a responder. Existe la tentación de considerar que su valoración del bien es nula, y que eso es precisamente lo que refleja en su respuesta. Puede, sin embargo, que no sea así, y que lo que esté manifestando la persona sea un rechazo al propio planteamiento que se le hace: bien porque no esté de acuerdo con la moralidad del mismo (cuando se le pregunta, por ejemplo, sobre la compensación exigida para permitir la explotación económica de un bosque virgen, y considera que no se tiene el derecho a hacerlo); bien porque rechace alguno de sus extremos (cuando, pongamos por caso, piensa que la Administración, y no los particulares, debería correr con los gastos de la mejora ambiental propuesta). En este caso, pues, no es que la persona no valore el cambio: es que no está de acuerdo con lo que se le plantea, y por ello emite una respuestaprotesta. Es fundamental, por tanto, tras una contestación de esta naturaleza, intentar descubrir la causa, presentando para ello un abanico de posibilidades que permita conocer el motivo de la negativa. De esta forma se separan, de aquellos para los que la modificación propuesta no tiene realmente valor, quienes sólo están expresando su dis-
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conformidad con el planteamiento (y que distorsionarían la disposición a pagar del grupo si fueran considerados como personas no interesadas en el cambio). Los principales problemas del método de la Valoración Contingente derivan básicamente de la posibilidad de que la respuesta ofrecida por el entrevistado no refleje la verdadera valoración que le confiere al recurso analizado. Se trata, en efecto, de evitar que la respuesta esté sesgada por algún motivo, que impida que aflore la verdadera disposición a pagar (o compensación exigida). Los posibles sesgos en la respuesta son de varios tipos: — El sesgo originado en el punto de partida. Este sesgo, muy común, aparece cuando la cantidad primeramente sugerida, en el formato subasta, condiciona la respuesta final: la persona ofrece una respuesta cercana a ella, para acortar el tiempo de la entrevista, por ejemplo, o porque considera que, si se la sugiere quien aparentemente tiene mayor información al respecto, debe ser «razonable». — El sesgo del medio, o vehículo de pago. Parece, en efecto, que las personas no son indiferentes entre los distintos medios de pago, y que el ofrecido en el cuestionario puede condicionar su valoración: es posible que la disposición a pagar por el mantenimiento de un determinado parque no sea la misma cuando se solicita una contribución para un fondo de conservación que cuando se plantea cobrar a la entrada del mismo. Conviene añadir, no obstante, que existen autores para los que éste no sería un verdadero sesgo: en el mundo real las personas han de escoger entre diferentes alternativas de provisión de bienes, incluyendo un medio de pago determinado21. — El sesgo del entrevistador, o sesgo de complacencia. En efecto, cuando el ejercicio se lleva a cabo entrevistando directamente a la persona, se ha observado que ésta tiende a exagerar su disposición a pagar por mejorar el medio ambiente, por temor a aparecer como poco solidaria o consciente del problema; por simpatía con la organización promotora de la medida; o, simplemente, para «caerle bien» al encuestador. — El sesgo del orden. Aparece este sesgo cuando se valoran simultáneamente varios bienes, y la valoración de cada de ellos es función del puesto que ocupa en la secuencia de presentación: en concreto, la disposición a pagar por un determinado bien es mayor cuando éste aparece en los primeros lugares de la secuencia, y menor si aparece en los últimos. — El sesgo de la información. Partimos de la base de que la persona está informada sobre el cambio propuesto, sus características y lo que representa para ella. Puede ocurrir, sin embargo, que desconozca las posibilidades reales de que, con la respuesta dada, la situación se modifique: responde a la pregunta, pero no sabe si con la cantidad expresada y las que están revelando los demás, la modificación propuesta (dado su coste) se llevará a cabo. ¿Cambiaría su disposición a pagar si se le informara de ello? Si la contestación es afirmativa, su respuesta original estaba sesgada por una carencia de información. En estas circunstancias es posible que sea conveniente continuar la entrevista pero volviendo sobre 21 Aunque al fin y al cabo sea lo mismo, es probable que la persona entrevistada no esté dispuesta a pagar 100 euros adicionales a los costes de la visita, para preservar la diversidad biológica de una isla encantadora, si se le plantea como un añadido a la factura del hotel (que le cuesta 25 euros noche), y no hubiera puesto el menor reparo a que se le hubieran sumado al precio del pasaje aéreo (que le costó 1.000 euros).
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la respuesta crucial (disposición a pagar), e invitando a la persona encuestada a modificarla, de acuerdo, por ejemplo, a una nueva información proporcionada por el entrevistador. — El sesgo de la hipótesis. El problema que aparece con este sesgo es el siguiente: dado el carácter meramente hipotético de la situación que se le plantea a la persona (¿cuánto estaría usted dispuesto a pagar para poder disfrutar de…?), ésta no tiene ningún incentivo para ofrecer una respuesta correcta. Al fin y al cabo, todo se mueve en el terreno de la hipótesis, y en él, equivocarse no tiene consecuencias aparentes. Podría diseñarse el cuestionario de forma que la persona se tomara interés: haciéndole ver, por ejemplo, que de su respuesta dependerá la decisión que se tome al respecto. Esto, sin embargo, no garantiza que su respuesta sea aceptable, porque podría invitar a que apareciera el último, y más problemático, de los sesgos que se van a analizar. — El sesgo estratégico. La persona puede tener un incentivo para participar en la experiencia con interés, cuidando bien su respuesta, pero se argumenta que, si éste es el caso, su respuesta no será honesta sino estratégica. El incentivo aparece, en efecto, cuando la persona cree que, con su respuesta, puede influir en la decisión final que se tome sobre la propuesta sometida a su consideración, de forma que salga favorecida. Como señalaba Paul Samuelson (1954) en un bien conocido artículo, «interesa a la persona, desde un punto de vista egoísta, dar señales falsas, pretender tener un interés menor del que realmente se tiene en una determinada actividad colectiva». Aceptando esta actitud de la persona como punto de partida, no es de extrañar que la existencia de un sesgo estratégico en la respuesta se convirtiera en el problema esencial del método de la valoración contingente. De ahí la importancia que adquiere el hecho de que el formato binario, o dicotómico, al ser «incentivo-compatible», se encuentre libre de este problema. De todos ellos, naturalmente, el que más quebraderos de cabeza ha proporcionado ha sido el último. Afortunadamente, sin embargo, la evidencia empírica parece ser un poco más condescendiente que la teoría económica en cuanto a la naturaleza de las personas, y no recoge sistemáticamente la existencia de un comportamiento tan calculador: más bien lo contrario22.
4.2.2. El método de la ordenación contingente Vale la pena señalar, finalmente, que en este camino de mejorar el método haciendo las cosas más fáciles para el entrevistado, más fiables los resultados y mucho más difíciles para el analista, destaca una nueva modalidad del método de valoración contingente, que se conoce con el nombre de ordenación o ranking contingente. El método consiste, sencillamente, en presentar a la persona entrevistada una colección de alternativas, y pedirle que las ordene de más a menos preferida. Estas alternativas se componen, generalmente, de una combinación de calidad ambiental (por ejemplo, la calidad del agua de un río), y un precio que habría que pagar para conseguirla. 22
El ejemplo paradigmático en este contexto es el de Böhm (1972), quien no encontró evidencia de la presencia de este sesgo en un ensayo realizado con espectadores de televisión invitados a asistir en directo a la grabación de un programa muy popular.
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Una vez que la persona ordena las alternativas en cuestión, el analista puede tratar de descubrir su función indirecta de utilidad23. La principal ventaja que se aduce a favor de este método es que a la persona le resulta más fácil ordenar una serie de alternativas que valorar económicamente la calidad de algún atributo ambiental. Sin embargo, no existe un acuerdo total a este respecto. Puede que sea cierto en el caso de la pregunta con formato abierto, o incluso para la pregunta con formato subasta, pero no está tan claro en el caso del formato dicotómico: puede que a la persona le resulte más sencillo responder «sí» o «no» a la pregunta sobre si estaría dispuesta a pagar una determinada cantidad por algo, que ordenar un conjunto de alternativas, sobre todo cuando los atributos incluidos en cada una de ellas son múltiples. A ello habría que añadir que el método requiere un mayor tamaño muestral, y la utilización de técnicas estadísticas más complejas y refinadas. Un tercer inconveniente del método es que, si la persona tiene una ordenación de las alternativas, pero con valores muy distintos a los que se le presentan (estaría dispuesta a pagar la mitad de lo que se le propone), las ordenará, que es lo que se le pide, pero su nivel de utilidad no será el que el analista le imputa, con lo que se viola una de las condiciones necesarias para calcular el excedente (compensatorio), y no se podría derivar la función inversa de demanda buscada (Mitchel y Carson, 1989, página 86).
4.3. LIMITACIONES DE LOS MÉTODOS Éstos son, a grandes rasgos, los métodos que proporciona el análisis económico para valorar algunas de las funciones no esenciales del medio ambiente. Recordemos de nuevo, aunque sea reiterativo, algunas de sus principales limitaciones en cuanto a la contribución que aportan, ya que su mejor línea de defensa consiste en tener muy claras las características de la información que proporcionan, para no utilizarla allí donde no se debe. Conviene recordar, en primer lugar, que todos estos métodos se basan en la aceptación de la ética antropocéntrica ampliada: es decir, en la afirmación de que el medio ambiente tiene valor en tanto en cuanto el ser humano se lo da (incluidas las generaciones futuras); y en la medida en la que se lo da. No parece algo difícil de aceptar en este caso, dado el tipo de funciones del medio que se analizan, aunque la cosa puede complicarse algo más en el terreno de los valores de existencia. Es importante resaltar, en segundo lugar, que con los métodos anteriores se busca obtener la misma información que proporciona el mercado con respecto a los bienes privados: un indicador de la intensidad de la preferencias individuales con respecto a ellos. Son las personas, por tanto, a través de la expresión de sus preferencias, las que deciden la solución al viejo problema de la asignación de recursos (qué producir, cómo, dónde, cuándo, y cómo repartir lo producido). Ahora bien, aceptar que sean las personas, como consumidores, las que determinen en definitiva la estructura productiva y distributiva de la sociedad (incluido el nivel de calidad ambiental), supone aceptar como buenas, por lo menos, tres cosas. 23 El método utilizado normalmente para descubrir las preferencias de la persona a partir de la ordenación que ha hecho es el logit ordenado, que proporciona las ponderaciones de los atributos que maximizan la probabilidad de obtener la ordenación seleccionada. Una vez encontrada esta función indirecta de utilidad, el valor del cambio en el bienestar asociado a un cambio determinado en la calidad ambiental se obtiene diferenciando la función estimada de utilidad con respecto a la renta y a la calidad ambiental, y computando el cambio en la renta monetaria que resultaría equivalente a este cambio de utilidad (Freeman, 1993, página 174).
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— En primer lugar, el principio de la soberanía del consumidor. Admitir, en otras palabras, que la persona es el mejor juez sobre su propio bienestar, la que mejor sabe lo que le conviene o deja de convenir. Esto, sin embargo, no siempre es aceptado sin más por la sociedad. En numerosas ocasiones el Estado interviene precisamente porque cree lo contrario, sin que por ello sea tachado de no democrático o no representativo. Es el caso, por ejemplo, de la obligatoriedad, bajo la amenaza de una multa, de llevar puesto el cinturón de seguridad en el automóvil o el casco en la moto. Es muy probable que en el terreno ambiental, y teniendo en cuenta tanto la incertidumbre sobre sus consecuencias como la irreversibilidad que acompaña a muchas de las decisiones que se adoptan sobre el medio, esta cautela sobre a quién dejar la última palabra no sea del todo irrelevante. — En segundo lugar, el sistema de democracia de mercado. Como se analizó al comienzo de este capítulo, el sistema de mercado es democrático: la gente expresa en él sus preferencias, adquiriendo unos productos en lugar de otros. Es más, revela también la fuerza de las mismas, de manera que la información que se proyecta incluye no sólo el sentido del voto, sino la intensidad del mismo. Todo ello dentro de un límite, sin embargo, porque en el juego del mercado, en efecto, no es de aplicación el principio de «una persona-un voto», sino que cada cual vota de acuerdo a su poder adquisitivo. Dado que las preferencias se recogen siempre y cuando vengan acompañadas de una disposición a pagar solvente por el bien o servicio en cuestión, sería más correcto hablar del principio de «un euro-un voto». Y los euros, como es bien sabido, no están igualmente repartidos en la sociedad, de tal manera que cada persona tiene un poder de voto diferente: sus preferencias no cuentan lo mismo. El mercado refleja, por tanto, las preferencias de la sociedad, en función de cómo está repartido en ella el poder adquisitivo. Supone, por tanto, aceptar como buena la distribución de la renta, de la que nos ocupamos a continuación. — La distribución de la renta existente. La renta per cápita, en efecto, es una variable fundamental a la hora de estimar el valor de los activos ambientales con ayuda de los métodos vistos más arriba. De hecho, y como se señalaba en el Capítulo 2, la disposición a pagar por un bien cualquiera es función, entre otras cosas, de la capacidad de pago, y siendo en general los bienes ambientales bienes superiores (cuya elasticidad demanda-renta es mayor que la unidad), la disposición a pagar por los mismos aumenta más que proporcionalmente con la renta. Éste es un resultado corroborado sistemáticamente por la evidencia empírica: por ejemplo, la revalorización de las viviendas es porcentualmente mayor, ante una mejora ambiental, cuanto mayor es su valor de mercado. Lo mismo ocurre con el método del coste de viaje y el de valoración contingente: el valor que se le otorga a un determinado bien ambiental depende positivamente, en general, de la renta del afectado. Si se aceptara sin más este hecho, el resultado más inmediato sería la tendencia, por parte de la Administración, a concentrar todas las medidas de mejora de la situación en los estratos de rentas más altas, ya que son estas personas las que muestran una disposición a pagar por ellas más elevada. Sensu contrario, las medidas conducentes a empeorarla se dirigirían, en la medida de lo posible, hacia los sectores de rentas más bajas, ya que allí es donde la disposición a pagar por estos bienes es menor. Este corolario no parece muy aceptable pero, como se verá enseguida, y en el contexto del análisis coste-beneficio, que es el relevante en este caso, y que se analizará en el Capítulo 6, no ofrece mayores dificultades.
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Los métodos presentados desembocan, pues, en un tipo de valoración económica particular. Para soslayar los aspectos más negativos de la misma, es normal introducir dos matizaciones complementarias. En primer lugar, y para evitar la excesiva dependencia de las valoraciones encontradas con respecto a la distribución de la renta, procediendo a normalizar en esta variable el resultado de los estudios empíricos. Con ello se evita la conclusión apuntada de que, dado que un medio ambiente de mayor calidad es un bien superior, desde un punto de vista económico, todas las medidas de mejora del mismo deberían dirigirse hacia las zonas de alto poder adquisitivo (las que expresan una mayor disposición a pagar por ellas), mientras que el deterioro se concentraría en las más deprimidas. En segundo lugar, combinando esta forma individualista de valoración, de expresión de preferencias, con una segunda vía que tiene en cuenta las preferencias colectivas. Existe, en efecto, toda una serie de cuestiones sobre el medio ambiente y los recursos naturales, cuya solución sería tremendamente arriesgado dejar en manos de un proceso de expresión de preferencias individuales como el apuntado. Y ello, entre otras cosas, porque involucra a colectivos que no pueden expresar su opinión: incluyendo, por supuesto, las generaciones futuras. De ahí que, hace ya muchos años, algunos autores distinguieran entre el comportamiento de la persona como consumidor (individualista) y su comportamiento como ciudadano (miembro de un grupo social). Este último canalizaría sus preferencias a través de las llamadas normas sociales. En este caso, no son los individuos como tales los que toman las decisiones, sino un colectivo que, aun con base en las preferencias de sus componentes, trasciende el individualismo más estricto. De esta forma, cuestiones fundamentales para el proceso de valoración económica del medio ambiente, tales como la equidad, tanto en su aspecto personal o espacial (factores de ponderación distributivos), como en su aspecto temporal (tasa social de descuento), se abstraen de este proceso individualista, y se contemplan bajo esta perspectiva de la normativa social. Y así, tanto los factores de ponderación distributivos como la tasa social de descuento, se determinan atendiendo no a las preferencias individuales, comoquiera que hayan sido expresadas, sino a la opinión de los representantes sociales. Recordar, por último, que los métodos indirectos de valoración no pueden sino revelar valores de uso, y que el método de la valoración contingente es el único que podría descubrir los valores de no uso. Cuando los valores de no uso (existencia) reflejan valores superiores, sin embargo, no debería utilizarse el método de la valoración contingente, ni ningún otro de los aquí presentados, para cuantificarlos. La razón es bien sencilla. Todos estos métodos, como se ha repetido hasta la saciedad, comparten la lógica de valoración del sistema de mercado, y son idóneos, por tanto, para la valoración de mercancías. Los valores superiores no pueden ser reducidos a esta consideración24. 24 ¿Cuánto vale una puesta de sol? La pregunta puede resultar incluso insultante. Una puesta de sol es precisamente un excelente ejemplo de que algunos atributos de la naturaleza se valoran no porque sean útiles, sino porque causan admiración y respeto. Sin embargo, si en un edificio de apartamentos en primera línea de playa, algunos de ellos dan al mar (por donde se pone el sol todas las tardes), y los de su espalda, a una calle cualquiera, es probable que los primeros alcancen un precio mayor en el mercado que los segundos. Siendo iguales en todo (de hecho se entra y sale por el mismo portal), ¿qué refleja esta diferencia en su precio hedónico?, ¿el valor de la puesta de sol, de las vistas? En absoluto: este valor no puede ser medido en dinero. Además, la puesta de sol es un bien público (local): todo el que quiera puede disfrutar de ella situándose en el paseo marítimo. Lo que valora este diferencial de precios es la comodidad con la que se puede disfrutar de este bien, que en sí no tiene precio: no es lo mismo disfrutar de ella sin levantarse del sillón que tener que desplazarse al sitio necesario. Las condiciones de disfrute del bien, sin embargo, sí que entran en la categoría de mercancías.
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
4.4.
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ANÁLISIS DE EQUIVALENCIA DE HÁBITAT
En ocasiones, la Administración pública opta por una compensación en especie cuando se tiene que enfrentar a un daño ambiental. Es decir, en lugar de someter al causante a una multa o sanción de cualquier tipo, le exige que reponga a la sociedad un beneficio ambiental equivalente al daño causado. En otras palabras: si una persona física o jurídica es responsable de un vertido de petróleo, por ejemplo, que genera un daño ambiental en la franja costera o en las orillas de un río, la Administración le obliga a llevar a cabo una serie de inversiones en el medio natural que generen, como resultado, un beneficio ambiental equivalente al daño causado: restaurando un tramo de orilla del mismo río alejado del punto en el que se produjo el derrame, pongamos por caso. Muchas veces esta provisión legal o normativa se introduce como acompañamiento de la obligación de reponer el medio a su estado natural (limpiar el derrame), mientras duran las operaciones y el tiempo que el ecosistema necesita para recuperarse. En este caso, el causante está obligado a proporcionar un flujo de servicios ambientales equivalente al sacrificado durante el tiempo que el ecosistema requiere para volver a su estado original. Tal fue, por ejemplo, la dirección seguida en Estados Unidos con la CERCLA (Comprehensive Environmental Response, Compensation, and Liability Act), también conocida como Superfund Act y, en la Unión Europea, con la Directiva de Responsabilidad Ambiental (2004/35/EC) de 21 de abril de 2004. Originalmente, la CERCLA estipulaba un pago monetario por parte del infractor que sería invertido por la Administración para obtener una mejora ambiental comparable al daño causado. A partir de comienzos de la década de los años noventa del siglo pasado, sin embargo, la National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) cambia de enfoque e introduce la denominada «compensación-restauración» que, como se apuntó más arriba, obliga al responsable a restaurar el ecosistema y a producir un flujo de servicios ambientales igual al perdido mientras el ecosistema se recupera. Esta es también la línea seguida por la legislación europea. Con independencia de que en el Capítulo 9 volverá a abordarse el tema de la «compensación verde», de la que las presentes normativas no son sino un ejemplo más, vale la pena detenerse un momento sobre algunos aspectos de esta valoración ambiental que, aparentemente, soslaya la necesidad de llevar a cabo una valoración económica. El centro de esta metodología es el llamado análisis de equivalencia de hábitat, tal y como reconoce la NOAA en los manuales que ha desarrollado para orientar al analista en el desarrollo de la misma (NOAA 2000). El proceso seguido sería, más o menos, el siguiente (Dunford et al. 2004): — En primer lugar, se hace necesario identificar el daño realizado sobre el ecosistema afectado (un bosque, por ejemplo, afectado por un incendio), las medidas necesarias para recuperar su estado original, y el tiempo que tardará en lograrse esto último. Con ello se estima el flujo de servicios del ecosistema perdidos como consecuencia del daño recibido: la diferencia entre los que hubiera proporcionado de no producirse el evento en cuestión, y los que producirá hasta que se recupere totalmente. Este paso requiere, por tanto, estimar dos trayectorias diferentes: cómo hubiera evolucionado el bosque en ausencia del incendio, por un lado, y cuál será la trayectoria seguida por el mismo en función de las medidas de recuperación adoptadas. Esto último supone estimar las distintas
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trayectorias seguidas por los diferentes servicios del bosque con respecto a su recuperación: lineales, logísticas, etc. — En segundo lugar, se identifica un espacio alternativo en el que podría llevarse a cabo una intervención (inversión) que mejorara su valor ambiental: un terreno baldío cubierto de matorral que pudiera reforestarse. Se hace necesario, ahora, estimar el flujo de servicios ambientales que proporcionará este nuevo ecosistema (el nuevo bosque) desde que se comienza la inversión hasta que se consolida, y luego, una vez consolidado, como una perpetuidad. Al igual que en el caso anterior, el analista tiene que modelizar correctamente la trayectoria de crecimiento del bosque hasta su madurez. — Finalmente, es necesario contemplar los servicios ambientales sacrificados al transformar el entorno intervenido (terreno cubierto por matorral) en el nuevo activo ambiental (bosque). Efectuados estos cálculos, debería ser posible estimar qué superficie (cuantas hectáreas) de terreno baldío se tendrían que reforestar para que el valor de los servicios que proporcionará el nuevo bosque, menos los que proporcionaba el matorral, sea igual a los perdidos por causa del incendio. Esto es lo que se conoce como análisis de equivalencia de hábitat, cuyo eje central es, como habrá observado el lector, la búsqueda de la dimensión adecuada (scaling) del emplazamiento alternativo. La base sobre la que reposa esta metodología es la de que es posible valorar los servicios de un ecosistema cualquiera en alguna unidad de medida agregada que permita su comparación con los de otros ecosistemas, y de esta forma lograr la equivalencia. En el ejemplo anterior, se están valorando, y comparando, los servicios ambientales de un bosque, con los de otro bosque, en un emplazamiento diferente, y con los de un terreno de matorral. Posteriormente se asocian estos flujos de servicio a una unidad de superficie: hectáreas de bosque perdidas, hectáreas de matorral reforestado. Este procedimiento, sin embargo, no está exento de problemas: Por un lado, identifica servicios ambientales con valor. Se afirma, implícitamente, que si se pierde el 17 por 100 de los servicios ambientales del bosque, se ha perdido el 17 por 100 de su valor. Esto puede ser cierto para pérdidas pequeñas y homogéneas, pero probablemente no lo sea para grandes pérdidas en ecosistemas complejos. El problema se hace mucho más evidente, desde luego, si esta pérdida se asocia con una unidad de superficie: es dudoso que si se quema el 17 por 100 de un bosque se haya perdido el 17 por 100 de su valor, pero no cabe duda de que si se quema el 70 por 100 del bosque no se ha perdido el 70 por 100 de su valor sino, probablemente, bastante más. En segundo lugar, no es fácil agregar servicios ambientales distintos presentes en una determinada unidad de territorio, una hectárea de bosque, en un único indicador que, además, permita la comparación con los servicios proporcionados por otra hectárea de un ecosistema diferente (matorral). Salvo, naturalmente, que se acuda a la valoración económica de los servicios de los distintos ecosistemas. Finalmente, existe un problema de eficiencia: obligar a restaurar el daño producido, y a compensar en servicios ambientales equivalentes la pérdida que se produce mientras se alcanza la situación de partida, no garantiza el uso más eficiente de los recursos que se necesitan para ello. Este es el problema, ya mencionado, de la «compensación verde», que se abordará con más detalle en el Capítulo 9. En definitiva, el análisis de equivalencia de hábitat es una herramienta muy útil en aquellos casos en los que el legislador ha considerado conveniente una reparación «en
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especie» del daño ambiental producido. Ahora bien, más que considerarlo como un posible sustituto de la valoración económica de los servicios ambientales, es una herramienta que se beneficia notablemente de la misma, precisamente para asegurar la equivalencia buscada.
4.5. LA TRANSFERENCIA DE RESULTADOS Cabe señalar que, en ocasiones, resultaría más eficiente tratar de adaptar los resultados de valoración obtenidos en otros estudios al caso que interesa, que llevar a cabo todo el ejercicio de valoración desde un principio: no puede perderse de vista que, en general, estos ejercicios demandan una gran cantidad de información de base y una cantidad no despreciable de trabajo cualificado. No es de extrañar, por tanto, que se haya abierto recientemente en la literatura una línea de trabajo consistente en tratar de especificar claramente las condiciones que ha de reunir este proceso para poder llevar a cabo la transferencia. La transferencia de resultados, también denominada transferencia de beneficios o transferencia de valores, se basa en el hecho de que el valor económico de un activo ambiental puede ser extrapolado a partir de los resultados de algún estudio ya realizado, de un estudio fuente (study site). La principal ventaja de este enfoque es que, al utilizar fuentes de información secundarias, permite un gran ahorro de coste y tiempo. Como tal, esta técnica no es privativa de la economía ambiental. Lleva realizándose durante mucho tiempo en el campo de la economía en general: es el caso, por ejemplo, de la extrapolación de elasticidades de respuesta de todo tipo para simular, en primera instancia, el impacto de una medida cualquiera de política económica. En el campo propio de la economía ambiental, sin embargo, la importancia de esta técnica quizá sea algo superior, debido a la confluencia de dos elementos: — La relativa novedad que supone la valoración de los servicios de los activos naturales, que hace que no sea sencillo contar con la experiencia, ni los datos necesarios, como para llevar a cabo, estudios primarios, sin que los costes sean prohibitivos. — La exigencia planteada por distintas legislaciones con respecto a la necesidad de llevar a cabo un análisis coste-beneficio (del que nos ocuparemos en el Capítulo 6) con respecto a diferentes medidas de política ambiental, y que involucra la necesidad de contar con este tipo de valores. La presión que esta confluencia de factores ha ejercido sobre distintos departamentos de la Administración, obligados a realizar una serie de análisis para los que no contarían con los recursos humanos ni financieros, si quisieran realizarlos desde un principio, o para los que no se justificaría, aun cuando fuese asumible una inversión de estas características, ha hecho que la salida consistente en importar los resultados obtenidos en estudios similares constituya una práctica muy extendida. A la vista, por tanto, de la importancia que esta posibilidad estaba adquiriendo y las consecuencias de todo tipo que de ella se derivaban, David Brookshire editó en 1992 un número monográfico de la revista Water Resources Research (volumen 28, número 3) dedicado al tema de la transferencia de valores, y las condiciones en las que ésta debería llevarse a cabo para arrojar resultados aceptables. Aquel mismo año, la asociación de Economistas Ambientales y de Recursos Naturales (Environmental and Natural
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Resource Economists) organizaba un seminario sobre el mismo tema. Las conclusiones que se derivaron de ambos eventos, y que la literatura posterior ha ido corroborando, han enfriado un tanto las expectativas con respecto a lo que pudiera esperarse de la transferencia de resultados: es una práctica aceptable, si se lleva a cabo con mucho cuidado y únicamente durante las primeras etapas del proceso de decisión. A continuación se desarrollarán algo más, aunque sin pretensiones de exhaustividad, algunas de las características principales del proceso de transferencia.
4.5.1. Las etapas previas del proceso de transferencia El desarrollo del proceso necesario para la transferencia de beneficios se plantea, normalmente, en cinco fases. Las cuatro primeras constituyen pasos previos necesarios para la selección de los estudios que actuarán como fuente de información primaria, y en la quinta se realizará la transferencia de beneficios propiamente dicha25: a) Análisis del cambio a valorar económicamente. En esta fase se analiza exhaustivamente el bien o servicio ambiental que va a ser objeto de la investigación, el cambio que se va a valorar en el mismo, así como las características socioeconómicas de la población afectada. Algunos autores recomiendan también que se precise en esta fase inicial la exactitud exigida a las estimaciones de beneficios a obtener. b) Identificación de los posibles estudios-fuente. Esta segunda fase se centra en una labor de búsqueda bibliográfica para identificar las aplicaciones de los métodos de valoración que se hayan centrado en el bien o servicio ambiental que en esta ocasión interesa. Lo normal es acudir a la literatura especializada para encontrar trabajos de valoración de activos similares, aunque recientemente han ido apareciendo algunas organizaciones especializadas en proporcionar este material de base. Algunos autores han llamado la atención con respecto al posible sesgo que introduciría el hecho de que sólo se cuente con trabajos publicados como punto de partida, ya que lo normal es que únicamente aparezcan en las páginas de las revistas especializadas aquellas investigaciones que arrojen un resultado positivo. Sin embargo, la evidencia empírica al respecto parece no corroborar este miedo (Desvousges et al. 1998, página 35). c) Análisis de la adecuación de los estudios-fuente. El objetivo de esta tercera fase es identificar, dentro de los estudios ya realizados, a los que mejor se adapten a los elementos de la investigación objetivo. Se recomienda la mayor similitud posible entre el contexto para el que se pretenden transferir las estimaciones, y el contexto en el cual se han originado, atendiendo fundamentalmente a los siguientes factores: — Que el estudio pase los filtros exigibles a cualquier estudio riguroso: metodología teórica correcta; técnicas empíricas aceptables; datos adecuados, 25 Cuando se lleva a cabo una transferencia de resultados, lo normal es que se transfiera toda una serie de etapas que culminaron en un valor, o en una función de valoración. Estas etapas incluyen la utilización, en muchos casos, de unas funciones dosis-respuesta que, por lo tanto, también resultan transferidas. En ocasiones, estas funciones son las únicas que son objeto de transferencia; otras veces se separan los distintos pasos y se distingue la transferencia de funciones dosis-respuesta, de la transferencia de resultados finales. Lo normal, sin embargo, es que la transferencia sea global (Desvousges et al. 1998).
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y que permitan estimar una función de disposición a pagar o a ser compensado. En el caso de los estudios basados en ejercicios de valoración contingente, por ejemplo, la tasa de respuestas válidas puede ser un buen indicador de la solidez del estudio fuente, así como el protocolo establecido por el Blue Ribbon Panel, mencionado anteriormente (NOAA, 1993). Que los atributos físicos, biológicos y ecológicos del bien ambiental analizado sean similares a los del que se va a analizar. Por ejemplo, si se trata de analizar el valor de los servicios recreativos de un lago: su tamaño, la orografía circundante, el tipo de actividades que se desarrollan en él, la presencia de emplazamientos sustitutivos, etc. Que el nivel de partida del bien ambiental en los dos casos sea similar, y que lo mismo pueda decirse del cambio objeto de valoración. En el primer caso, como en general las funciones de valor no son lineales, extrapolar el mismo cambio en dos puntos distintos arrojaría resultados diferentes: un aumento de un 1 por 100 en la concentración de partículas en suspensión en el aire no generará la misma incidencia sobre las tasas de morbilidad en una pequeña aldea que en la ciudad de México, ya que los niveles de partida son muy distintos (Desvousges et al. 1998, página 28). En el segundo caso, si no se respetara este principio, se estaría extrapolando un valor marginal, válido bajo determinadas condiciones, a un contexto diferente. Debido a que los servicios proporcionados por los bienes ambientales entran en la función de producción de utilidad de las economías domésticas de una forma probablemente no lineal, es preferible evitar la extrapolación de los valores económicos desde un contexto donde el cambio ambiental ha sido pequeño, a otro donde los cambios ambientales son grandes, o viceversa (Smith et al. 1999)26. Que las características socioeconómicas de la población sean asimismo similares. Incluso cuando las características de la población son comparables, y lo mismo ocurre con las del recurso valorado, los resultados no serían transferibles sin matizaciones, cuando la distribución de la misma difiriera entre los dos emplazamientos considerados (Loomis, 1992). Que la asignación de los derechos sobre el uso y disfrute del bien ambiental permita utilizar la misma medida de valoración, dado el cambio producido en el bienestar de la población afectada. Troy y Wilson (2006) señalan, por último, que otro aspecto importante a tener en cuenta a la hora de transferir resultados de valoración es la escasez de los recursos o servicios proporcionados por éstos, así como el efecto de sustitución que puede darse entre los mismos. La escasez y la singularidad hacen aumentar notablemente el valor de un activo, por lo que su trasposición a lugares con abundancia de un mismo recurso arrojará resultados imprecisos.
d) Comprobación de la calidad de las estimaciones de los estudios-fuente seleccionados. La bondad de las estimaciones resultantes del proceso de transferencia depende en gran parte de la calidad de los estudios fuente utilizados. En esta fase, se analizan los posibles estudios fuente prestando especial atención 26 El no cumplimiento de esta condición es la principal crítica que Smith y sus colaboradores (ídem) hacen al trabajo de valoración de Constanza y sus asociados (Constanza et al. 1997).
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a aquellos elementos que pueden introducir variabilidad, o sesgos en las valoraciones económicas estimadas: credibilidad del escenario planteado, tamaño de la muestra, vehículo de pago, forma funcional de la función de demanda, etc. Cuando se sospeche la existencia de sesgos, éstos deberán ser analizados para determinar su magnitud y dirección. El analista debe considerar, en función de los criterios anteriormente mencionados, la posibilidad de reducir los sesgos mediante la realización de los ajustes necesarios. En otro caso, puede plantearse la posibilidad de rechazar el estudio como una fuente válida para el objetivo de transferencia de beneficios, o bien utilizar sus estimaciones en función del análisis previamente realizado de los sesgos y la exactitud exigida del proyecto de transferencia.
4.5.2. La transferencia del resultado En esta fase, finalmente, se realiza la extrapolación de los valores monetarios estimados en los estudios-fuente seleccionados, al contexto del proyecto de investigación que se está llevando a cabo. Existen cuatro vías posibles de realizar esta transferencia: a) Transferencia del valor unitario medio. Este proceso de transferencia es el más simple, ya que consiste en transferir un único valor: la media de la disposición a pagar por un decibelio menos de ruido, por ejemplo, o el excedente del consumidor que obtiene una familia representativa al disfrutar de un día de playa27. Este procedimiento asume la hipótesis de que un cambio en el bienestar experimentado por un individuo medio en el contexto del estudio-fuente, es igual al experimentado por un individuo medio en el nuevo contexto de valoración. La transferencia implicaría únicamente multiplicar este valor medio por unidad de análisis, por el cambio anticipado que resultaría en el contexto objetivo, si la valoración es ex-ante; y por el cambio ambiental ya conocido, si la valoración es ex-post. La experiencia con este tipo de transferencia no ha resultado alentadora, así que únicamente se recomienda su uso cuando la función de valoración del estudio fuente, o los valores de las variables independientes de la investigación objetivo, no están disponibles, y, por tanto, es imposible proceder a la transferencia de la función de valoración. Aun cuando esta situación se presente, es recomendable realizar ajustes en los valores medios antes de transferirlos. b) Transferencia del valor medio ajustado. El proceso de extrapolación es el mismo que en el caso anterior, pero los valores unitarios medios se ajustan antes de ser transferidos. Este ajuste puede ser de dos tipos (Bateman et al. 2000): — En primer lugar, el que se realiza con base en la opinión de expertos. Se han utilizado en el campo de la economía de la salud, pero tienen el inconveniente de que introducen un indudable elemento de subjetividad (Alberini y Krupnick, 2000). — En segundo lugar, se puede llevar a cabo una desagregación de los resultados obtenidos en el estudio fuente, en función, por ejemplo, de las características socioeconómicas de la población afectada (actividad realizada, ni27
En ocasiones, en lugar de transferir la media se transfiere la mediana, que es menos sensible a la presencia de valores extremos y, por tanto, más estable, aunque más difícil de incorporar en el contexto del análisis coste-beneficio (Bateman et al. 2000).
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vel de renta), y elegir aquel subgrupo que se aproxime más al de referencia para llevar a cabo la transferencia. c)
Transferencia de la función de valor. En este caso se transfiere la ecuación de demanda, en la que el valor obtenido (por ejemplo, la disposición a pagar de una persona i por visitar un emplazamiento determinado: DPi) aparece como una función de las características del bien valorado (Xij) y las de la población analizada (Yik), tal como: DPi a bXij cYik ei
(4.6)
En la que ei es un término de error aleatorio. Como es natural, la literatura recomienda que, en la medida de lo posible, se transfieran funciones de valor, en lugar de valores unitarios, ya que los resultados son más fiables (Kirchhoff et al. 1997). d) El meta-análisis. Cuando se cuenta con un número suficiente de estudios fuente, es posible que los resultados obtenidos con cada uno de ellos sea diferente. En este sentido, el analista podría escoger aquel que le despierta mayor confianza, con lo que estaría introduciendo un componente de subjetividad importante en el análisis, al tiempo que pierde la información contenida en los estudios descartados. Podría, alternativamente, establecer un rango de valores, situando en un extremo el más bajo, en el otro el más alto, y optando por algún valor intermedio como el más probable, con lo que también se descartaría un número importante de estudios. Podría, en tercer lugar, agrupar a todos los estudios fuente en función de su media y error estándar, para obtener un intervalo de confianza predeterminado. Con ello les otorgaría el mismo trato a todos, con independencia de su calidad. Finalmente, quedaría abierta la posibilidad de capturar la información contenida en todos ellos, incluida la relativa a la forma en que se realizó el análisis mismo. Es decir, tomaría las observaciones procesadas en cada ejercicio como aleatoriamente extraídas de un conjunto común que las englobara a todas, y a partir del cual se pudiera estimar una función como: DPs a bXsj cYsk dZsm us
(4.7)
Expresión en la que s hace referencia ahora a cada uno de los estudios analizados, cuyas características quedarían recogidas en Zsm: método utilizado (por ejemplo, coste de viaje individual, zonal, valoración contingente); tipo de pregunta realizada (abierta, dicotómica); valor descubierto (uso, no uso, ambos); e incluso autor que realiza el estudio (Bateman et al. 2000)28. En el caso del 28
De hecho, el procedimiento es un poco más complicado (Desvousges et al. 1998, página 31 y siguientes). Una vez seleccionados los estudios fuente correspondientes, se puede optar por una de las siguientes vías: — Enfoque de efectos iguales: se supone que los parámetros que caracterizan a todos los estudios fuente utilizados son los mismos. — Enfoque de efectos fijos: se supone que los parámetros difieren de un estudio a otro, en función de diversas características, y se ponderan en consecuencia para obtener los que van a ser objeto de transferencia. — Enfoque de efectos aleatorios: se supone que existe una distribución-madre, común a todos los estudios, que no son sino extracciones aleatorias de esta distribución.
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valor de la contaminación acústica generada por el funcionamiento de un aeropuerto, por ejemplo, los estudios basados en los precios hedónicos tienden a ofrecer una depreciación promedio de la vivienda de entre un 0,4 y un 1,1 por 100 por cada decibelio adicional añadido, mientras que los ejercicios de valoración contingente arrojan una depreciación equivalente de entre un 2,4 y un 4,1 por 100 (Johnson y Button, 1997). Sea cual sea el camino adoptado, se hace necesario decidir, acto seguido, la población de referencia a la que se va a aplicar el valor unitario transferido, o la función correspondiente. Es quizá el paso que mayor influencia tendrá sobre el valor finalmente obtenido, y sobre el que los estudios fuente, que no fueron pensados para ser transferidos, ofrecerán muy poca información (Desvousges et al. 1998, página 9). Cabe apuntar, en otro orden de cosas que, si bien la transferencia de resultados maneja generalmente variables económicas, no deja de estar abierta a otras variables explicativas que no siempre siguen la estructura de un modelo teórico de utilidad económica29. La utilización de sistemas de información geográfica (SIG) permite en buena medida manejar factores sociodemográficos y biogeográficos que resultan decisivos en la transferencia de resultados. Con ellos se puede controlar en alguna medida el contexto ecológico, ciertos factores de mercado y de demografía y de medidas de bienestar en el espacio. Spash y Vatn (2006), por ejemplo, presentan una estructura teórica general para la transferencia de resultados que contempla elementos de las ciencias de la naturaleza y de las ciencias sociales, dando importancia a factores como el marco institucional, geográfico y ambiental (los ajustes de las condiciones de mercado exigen, por ejemplo, unas variables sociales que no sigan de modo estricto el modelo teórico de utilidad económica). Asimismo, Ready y Navrud (2006) exploran las posibilidades de transferir resultados entre países y argumentan que las transferencias internacionales no son tan distintas a las que puedan realizarse dentro de una misma nación, siempre y cuando se realicen los necesarios ajustes para la consistencia de bienes y productos, mercados y medidas del bienestar. La transferencia de resultados exige, en cualquier caso, estudios consistentes de valoración a nivel regional o local, desarrollados en un contexto interdisciplinar. En este sentido, resulta esencial la disponibilidad de bases de datos consistentes, que hagan posible la transferencia de resultados. McComb et al. (2006) revisan algunas bases de datos online que desde no hace mucho sirven de apoyo para este tipo de trabajos empíricos. Entre las principales cabría destacar: — Environmental Valuation Reference Inventory o EVRI [URL: http://www.evri.ca, que engloba 1.500 estudios de valoración, — Envalue que reúne unos 400, — Enfoque bayesiano: que utiliza el conocimiento previo del analista con respecto a las características de los distintos estudios fuente (presencia de sesgos, relevancia, validez), para construir la función de probabilidad de los parámetros objeto de transferencia. 29 Bergstrom y Taylor (2006) proponen un modelo teórico general de transferencia de resultados basado en el meta-análisis, con el que testar hipótesis con variables influyentes, y predecir modelos meta-analíticos de transferencia de resultados, con diverso grado de exactitud para la transferencia. Demuestran que la teoría económica proporciona una herramienta importante para la identificación de modelos matemáticos aceptables para el meta-análisis, con variables determinísticas, subrayando que los estudios empíricos de partida deben ser suficientemente consistentes, pero dejando una cierta flexibilidad para la introducción de variables explicativas que no necesariamente sigan un modelo estricto de utilidad.
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— Ecosystem Services Database, con 300 casos, — Review of Externality Database, que contiene información proveniente de unos 200 trabajos. Asimismo, el proyecto Ecovalue de la Universidad de Vermont,en Estados Unidos [URL: http://ecovalue.uvm.edu] proporciona un sistema interactivo de apoyo a la toma de decisiones enfocadas a la evaluación de valores económicos de los ecosistemas, los recursos y sus servicios ambientales en un contexto geográfico. Combina SIG y bases de datos relacionales, proporcionando mapas y resultados de forma interactiva, generados mediante el cruce de los métodos de valoración extraídos de la literatura y las coberturas del territorio. Sus principios básicos son la aplicación de las mejores metodologías y bases de datos disponibles, la creación de una interfaz en la red que posibilita a los usuarios la obtención de valoraciones en el territorio elegido, y el diseño y calibración de un algoritmo transparente para la transferencia de valores, que permita a los usuarios la estimación de valores económicos en un contexto espacial. En definitiva, se trata de un proyecto de transferencia de resultados similar al planteado por Costanza et al. (1997), pero aplicado a escalas de más detalle.
4.5.3. Fiabilidad y validez de las funciones de transferencia de valor La imposibilidad, en general, de conocer los verdaderos valores objeto de estudio, dificultan la tarea de saber hasta qué punto la forma en que se ha realizado la transferencia permite utilizarlos o no. Para intentar establecer algún tipo de recomendaciones al respecto, se han propuesto tres criterios de validación distintos (Brouwer, 2000): — La validez interna que analiza si las estimaciones obtenidas a partir de los métodos utilizados se corresponden con los que predeciría la teoría. El tamaño y el signo de los coeficientes estimados son examinados y juzgados para ver si son consistentes o inconsistentes con la teoría. — La validez externa, que se centra en el análisis del significado e interpretación de los resultados obtenidos. Particular atención ha de dedicarse al problema de las respuestas-protesta en los ejercicios de valoración contingente: identificación de las mismas y tratamiento posterior. — La validez de convergencia. Es quizá la más apropiada, y se basa en la comparación de los resultados que se obtendrían mediante la transferencia, con los que arrojaría un análisis primario del mismo bien o cambio a valorar: por ejemplo, se realiza un estudio de valoración mediante el método del coste de viaje del valor recreativo de una playa, y se compara con el que se hubiera obtenido realizando la transferencia a partir de una serie de estudios fuente previamente identificados30. En general, este test de convergencia exige la verificación de la hipótesis de igualdad estadística entre los coeficientes de la función de deman30 Cuando se utilizan con este propósito métodos indirectos y métodos directos (coste de viaje y precios hedónicos, por ejemplo, con valoración contingente), existe el peligro de asumir que los resultados de uno de los grupos representan las «verdaderas» medidas de cambio en el bienestar individual, algo sustancialmente incorrecto, ya que ningún enfoque está libre de la influencia de los juicios del analista y de las hipótesis necesariamente asumidas para su aplicación.
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da transferida a la investigación objetivo, y la del estudio fuente. No obstante, los resultados de esta comparación no deben tomarse siempre como concluyentes, si se considera que la existencia de relaciones no lineales en la función de disposición a pagar, o en la función de demanda, producen asimetrías que pueden implicar la divergencia entre funciones de beneficios estadísticamente similares y sus respectivos beneficios estimados. Es decir, debido a la existencia de relaciones no lineales en la función de beneficios o de demanda, la igualdad de los parámetros de estas funciones no necesariamente implica igualdad estadística de los beneficios. Por esta razón, los trabajos que analizan la validez de convergencia suelen plantear una segunda hipótesis para probar la igualdad estadística entre las estimaciones de beneficios con la transferencia y con los estudios primarios. Rosenberger y Stanley (2006) identifican dos posibles errores en la transferencia de resultados. Por un lado se habla del error de generalización geográfica, que surge de la diferencia entre el lugar de estudio para el cual se estima el valor correspondiente, y los lugares de destino a los que se transfiere dicho valor, y que depende del grado de heterogeneidad de los aspectos biofísicos, sociopolíticos y de mercado entre ambos emplazamientos. Por otro, el error de medida, radicado en el trabajo original del cual se toma la medida en el lugar de referencia. Con relación al primero de ellos, Hoehn (2006) ha investigado los efectos del muestreo no aleatorio en estudios de transferencia de resultados, partiendo de la base de que la valoración que se toma como referencia no debe ser un fenómeno al azar. De hecho, los estudios de valoración normalmente son financiados por las autoridades públicas, y se dirigen a los recursos de interés político: suelen seleccionar servicios ambientales que conllevan beneficios sociales importantes, por lo que en la transferencia de este tipo de resultados se corre el riesgo de cierta imprecisión por sobreestimación31. En cuanto al segundo tipo de error, Johnston et al. (2006) examinan hasta qué punto los métodos de investigación y de análisis tienen repercusión en la medida del error de la transferencia. Emplean para ello métodos estocásticos para estimar la distribución muestral de valores transferidos de un modelo meta-analítico de valoración contingente. En el análisis se identifica si en el estudio original de partida se aplican modelos estadísticos de elección discreta, encuestas personales o por correo electrónico, instrumentos voluntarios o no voluntarios de pago, o métodos de estimación no paramétricos. Los resultados muestran que la medida del error es sensible al número de casos que contribuyen a la transferencia de resultados, de modo que aquellas que se basan en apenas uno o dos valores primarios, resultan ser de seis a nueve veces menos precisas que las que se construyen a partir de estudios de muestras numerosas, como es el caso del meta-análisis. En consecuencia, las transferencias que se limitan a uno, o unos pocos casos de estudio, introducen una incertidumbre sustancial y un amplio error en los valores transferidos. Estos errores pueden ser reducidos únicamente ampliando los estudios de origen de los valores a transferir, o bien identificando los supuestos metodológicos que son verdaderamente apropiados, decantándose los autores por lo primero como más factible. 31 Este autor propone un estimador de panel de datos en dos fases tipo Heckman para contrastar y ajustar los efectos de la selección, demostrando empíricamente que al transferir beneficios totales, las desviaciones parecen ser menos susceptibles a la selección si se manejan valores incrementales asociados a los atributos de un ecosistema.
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Los resultados obtenidos a través de la aplicación de estas pruebas de validez han sido, como se apuntaba más arriba, de todo tipo. La utilización de funciones de transferencia de resultados reduce considerablemente el tamaño de los errores cometidos al transferir valores unitarios, pero sin por ello dejarlos en un rango todavía aceptable (Loomis, 1992; Kirchhoff et al. 1997)32. Las razones apuntadas para explicar esta falta de correspondencia entre el valor transferido, y el hallado cuando se ha realizado el estudio primario, han sido de distintos tipos. Por un lado, se argumenta, en general no se controlan adecuadamente las características tanto del bien valorado, como de la población afectada, y se trabaja con especificaciones estadísticas muy simples, que dejan poco sitio para la matización. Por otro, el poder explicativo de los ejercicios de valoración suele ser, en cualquier caso, muy bajo, por lo que no debería sorprender esta divergencia entre un tipo de estudios y otros (Brouwer, 2000). Para tratar de superar estas dificultades y hacer más aceptables los ejercicios de transferencia de resultados, se han propuesto algunas recomendaciones (Brouwer, 2000): — En primer lugar, tratar de no transferir valores muy agregados, sino de realizar una descomposición previa de los mismos (valores de uso directo, indirecto, consuntivo, no consuntivo, de opción, de existencia, etc.), y llevar a cabo la transferencia a este nivel más desagregado. — En segundo lugar, involucrar a los afectados por la decisión que se está analizando en el propio proceso de transferencia, de tal forma que puedan opinar también sobre lo que se está haciendo. — En tercer lugar, contrastar el valor de los parámetros de la función de resultados transferida, con un pequeño ejercicio de estimación realizado con algún grupo de control, representativo del contexto en el que se va a llevar a cabo la transferencia (Desvousges et al. 1998, página 40). En cualquier caso, y en tanto no se resuelvan los problemas planteados, la transferencia de resultados ha de tomarse con mucha cautela. Hoy por hoy, quizá lo más seguro sea afirmar que esta técnica es un buen auxiliar en las primeras etapas del proceso de decisión, cuando se trata de introducir un primer filtro entre alternativas poco desarrolladas todavía, para descartar algunas, y para dirigir la atención del analista sobre los aspectos del proceso de valoración en los que se justificaría la inversión de recursos en la realización de estudios adicionales. Como se ha señalado con respecto a las dificultades del procedimiento «una aplicación rigurosa del método de la transferencia de resultados demanda todo el conocimiento técnico avanzado que se necesitó para llevar a cabo la investigación original... y algo más» (Desvousges et al. 1998, página 1).
4.6.
ESTUDIO DE CASO: CALIDAD DEL AIRE Y SALUD EN AMÉRICA LATINA Y EL CARIBE
Durante las últimas dos décadas, varios países de América Latina han comenzado a tratar seriamente los problemas ambientales. Además de fortalecer la institucionalidad ambiental, diversos estándares ambientales se han utilizado a través de la región para 32
Sin embargo, conviene señalar que Muthke y Holm-Mueller (2004) encuentran que, en el caso de la calidad de agua de los lagos en Noruega, la transferencia de valores ajustados ofrece mejores resultados que la transferencia de funciones como tal.
140
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
resolver el problema de la contaminación atmosférica urbana, derivada fundamentalmente de industrias, vehículos y calidad del combustible. Sin embargo, y a pesar de estos esfuerzos, estimaciones recientes señalan que más de cien millones de personas de América Latina y el Caribe están expuestos a niveles de contaminación atmosférica superiores a los límites sugeridos por la Organización Mundial de la Salud. Por otro lado, el conocimiento en la región del impacto sobre la salud de las personas de este tipo de contaminación es limitado: de ahí el interés del estudio que se va a presentar a continuación, y que constituye una primera aproximación al valor del impacto de la contaminación atmosférica sobre la salud, en 41 centros urbanos importantes de la región, en los que viven casi cien millones de personas (Cifuentes et al., 2005). Estas estimaciones permiten acercarse al valor económico de las mejoras en la calidad del aire, y proporcionan al analista una base para evaluar políticas y medidas de abatimiento considerando los beneficios netos de las mismas.
4.6.1. Metodología general La metodología básica utilizada para valorar los impactos sobre el bienestar de cambios en la calidad del aire que afectan a la salud de las personas fue la de los métodos que se apoyan en la función de producción (función de daño), analizados en este capítulo. Estos métodos, como es bien sabido, cuantifican los efectos físicos que son luego valorados. Una de sus principales ventajas es que permiten desagregar la información disponible en forma útil para la confección de políticas. De hecho, al separar los distintos efectos, el planificador puede percatarse de la magnitud de los costes y beneficios en diferentes áreas. Para evaluar los beneficios ambientales utilizando esta metodología se requieren una serie de etapas: La primera, como se analizará con más detalle en el Capítulo 6, es la de definir el escenario base (lo que ocurriría si no se adaptara ninguna medida), y el escenario-caso, asociado al programa o política objeto de estudio. La comparación de ambos permite determinar los efectos asociados al cambio en la variable ambiental producto de las medidas adoptadas. La segunda etapa, por tanto, identifica la variación de emisiones asociadas al programa o política en cuestión. Es decir: $E EC EB
(4.8)
donde E denota las emisiones; el subíndice c se refiere al caso con programa o política, mientras que B denota el caso base (sin política). Esta variación en las emisiones conlleva un cambio en la calidad ambiental. Estos contaminantes, sin embargo, se emiten en un punto (chimenea, tubo de escape), pero se trasladan (dispersan) por el espacio, afectando los niveles de concentración en otros puntos del mapa. El paso siguiente, pues, consiste en estimar la variación en las concentraciones como resultado del cambio producido en las emisiones: $C C(EC) C(EB) donde C denota las concentraciones.
(4.9)
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
Datos
Etapas
Modelos
Factores de emisión, niveles actividad
Variación de emisiones
Modelo de emisiones
Datos meterológicos
Variación de concentraciones
Modelo de dispersión
Población expuesta, riesgo base
Variación de efectos
Modelo de daño
Ingreso, elasticidad DAP
Beneficios: Valoración de efectos
Modelo de valoración
141
Figura 4.3. El Método de la función de daño: etapas, datos requeridos y modelos.
Posteriormente, utilizando las funciones dosis-respuesta (exposición-respuesta) correspondientes se estima la variación en el número de casos (de mortalidad y morbilidad) correspondientes33: $Hi f (riesgo, población, incidencia, $C)
(4.10)
donde $Hi es el cambio en el número de casos asociado al efecto i. Acto seguido, a cada efecto considerado se le asigna un valor unitario que permite estimar los beneficios monetarios por efecto (Vi): muertes evitadas, casos de asma, días de actividad restringida, etc. Finalmente, se agregan los beneficios monetarios asociados a cada uno de los efectos considerados para obtener el valor total de los efectos sobre la salud ($T) debido a los cambios en la calidad ambiental producto de las medidas adoptadas: N
$T
V · $H i
i
(4.11)
i 1
La Figura 4.3 resume las etapas del método e incluye los datos necesarios para su aplicación, así como el tipo de modelo necesario en cada etapa.
4.6.2. Escenarios En el presente ejercicio sólo se contemplaron las partículas en suspensión (PM10), a la vista de la disponibilidad de datos y la relación que tiene este contaminante sobre la 33
Estas funciones, como se recordará, pueden tener distintas formas funcionales, y dependen de un factor de riesgo, de la población expuesta a éste, del cambio en las concentraciones y, en algunos casos, de la incidencia inicial.
142
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
salud, tanto en el campo de la mortalidad como en el de la morbilidad34. Se asumió que las concentraciones medias de cada ciudad se reducirían con respecto a los niveles prevalecientes en ellas, lo que evitaba tener que estimar el impacto en las emisiones y su posterior traducción en un cambio en las concentraciones. Finalmente, se consideraron dos escenarios de mejoramiento de calidad del aire: el escenario C1 suponía que los niveles de concentración promedio anuales de cada ciudad se reducían en un 10 por 100; el escenario C2 suponía que cada ciudad cumpliría con un nivel de concentración de referencia de 50 µg/m3 anual, recomendado por distintas instituciones internacionales. Para estimar los impactos ambientales de los dos escenarios, se utilizaron dos grupos de funciones dosis-respuesta. El primero utiliza datos de América Latina (E1), mientras que el segundo (E2) aplica modelos norteamericanos directamente a las ciudades de América Latina consideradas en el estudio. El primero tiene la ventaja de representar las condiciones específicas de la región. Sin embargo, los estudios norteamericanos suelen incluir un mayor número de efectos y enfermedades, además de contar con estudios asociados a enfermedades y condiciones crónicas o de largo plazo. Para la valoración económica de esta mejora en la calidad ambiental, también se consideraron dos conjuntos de valores unitarios: El primero (V1) corresponde a un grupo limitado de valores estimados específicamente para América Latina; el segundo (V2) transfiere valores unitarios estimados para ciudades de Estados Unidos, corregidos por la diferencia de ingreso. Asimismo, para cada caso se consideraron dos subconjuntos de valores, de acuerdo al método de estimación: un primer subconjunto de valores estimados mediante métodos de demanda (DAP) y, un segundo, estimado mediante el método del coste del tratamiento (COI), que incluye tanto los costes de enfermedad directos, como la productividad perdida del afectado tanto por motivos de mortalidad como de morbilidad35.
4.6.3. Resultados y conclusiones La Tabla 4.1 resume los principales resultados del análisis. La valoración llevada a cabo utilizando tanto funciones de daño como valores norteamericanos (E2 y V2), supera en 12 veces (si se utilizan valores de DAP), y en 17 (usando valores de COI), a las estimaciones que se basan en funciones de daño y valores locales (E1 y V1). Los resultados también revelan, como se observa, una elevada sensibilidad con respecto al método de valoración empleado, resultando mayores si se utilizan estimaciones de DAP. Las notables diferencias observadas entre aquellas estimaciones que utilizan datos de la región, y las que se apoyan en la transferencia de datos norteamericanos, incluso ajustados, revela la importancia de desarrollar nuevos estudios tanto para la estimación de efectos como para la valoración de los mismos. Sin embargo, y a pesar de estas diferencias, e incluso considerando las estimaciones más conservadoras, se aprecia que si las ciudades contempladas alcanzaran los estándares internacionales se podrían obtener beneficios sustanciales, lo que justifica la 34 Cabe señalar que hoy en día existe una mayor preocupación por los daños provocados por las PM2.5. Sin embargo, no existe información suficiente al respecto para estas ciudades. 35 Nótese que, en este segundo caso, sólo se incluyen los costes de la producción perdida. No se incluyen, por tanto, los costes de las vidas perdidas, valor de la vida estadística, lo que sesga notablemente a la baja el resultado final.
143
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
Tabla 4.1. Resumen de beneficios económicos (millones de dólares anuales) Beneficios totales
Funciones/valores
Escenario C1
Escenario C2
DAP
E1/V1 E2/V2
1.700 20.000
5.200 66.000
COI
E1/V1 E2/V2
.130 2.200
.390 6.200
inversión en el control de la contaminación como una forma de protección a la salud pública. La Tabla 4.2 presenta el resultado desagregado por ciudades para valores de DAP. Tabla 4.2. Valores de DAP desagregados por ciudad para cada escenario (millones de dólares anuales)36 Escenario
País
Ciudad
C1
C1
C2
C2
E1/V1
E2/V2
E1/V1
E2/V2
1.700 150
23.000 2.600
28 2
540 46
400 47
7.000 750
Argentina
Buenos Aires Córdoba Mendoza
300 32 3
3.200 450 190
Brasil
Campinas Canoas Caxias Cubatao Curitiba Itaguai Porto Alegre Río de Janeiro São Joao de Meriti São Jose do Campos São Paulo Sorocaba Vitoria
9 3 9 1 14 0 8 110 9 3 85 3 1
220 74 160 20 360 13 290 1.700 110 83 2.000 98 50
Chile
Calama Santiago Temuco
1 74 2
23 1.100 53
2 240
42 4.200
Colombia
Bogotá Cali
45 12
1.200 550
68
1.800
Costa Rica
Heredia San José
0 2
12 49
2 1
45 27
36 Los valores totales (de todas las ciudades) fueron aproximados para no otorgar un sentido de falsa precisión.
144
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Tabla 4.2. Valores de DAP desagregados por ciudad para cada escenario (millones de dólares anuales) (continuación) Escenario
País
Ciudad
C1
C1
C2
C2
E1/V1
E2/V2
E1/V1
E2/V2
18 9
280 170
67 15
1.100 290
Ecuador
Guayaquil Quito
El Salvador
San Salvador
2
47
4
99
Honduras
Tegucigalpa
1
72
2
290
Jamaica
Kingston
6
110
17
320
México
Guadalajara Juárez Ciudad de México Monterrey Puebla Valle de Toluca
41 21 650 51 22 6
460 160 3.400 440 190 100
62 66 1.300 85 16
720 540 7.400 740 140
Nicaragua
Managua
1
33
2
61
Panamá
Ciudad de Panamá
4
130
13
480
Perú
Lima
66
1.100
410
7.200
Uruguay
Montevideo
78
700
510
6.400
Venezuela
Caracas
16
280
1.700
20.000
5.200
66.000
Todas las ciudades
4.7.
RESUMEN
A lo largo de este capítulo se han analizado los métodos que proporciona el análisis económico para valorar los bienes que carecen de mercado y, más en concreto, los bienes ambientales. Para ello conviene recordar el significado del proceso de valoración en el que desemboca la lógica del mercado, ya que es la que estos métodos comparten. Se llegó a la conclusión, en el capítulo anterior, de que los métodos analizados serían útiles para valorar aquellos atributos y servicios de la naturaleza que pudieran ser considerados como mercancías. Sentada esta base de partida, el capítulo fue abordando la estructura y los problemas principales que ofrecen estos métodos: los costes de reposición; los métodos basados en la función de producción, con una referencia expresa al método del coste de tratamiento de la enfermedad; el método del coste de viaje; el método de los precios hedónicos, incluyendo los salarios hedónicos y su utilización en la valoración de la vida estadística; y el método de la valoración contingente. Podría afirmarse, por tanto, y a modo de resumen, que la fortaleza de estos métodos se encuentra en descubrir lo que la gente pagaría, en un hipotético mercado, por
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
145
el valor de uso de una serie de servicios no esenciales de los recursos ambientales: sería incorrecto pretender otra cosa de ellos. La relevancia de esta información depende, por supuesto, tanto de la aceptación de estas premisas de partida como del uso que se haga de ella. Qué duda cabe de que en un contexto interdisciplinar como el que caracteriza el análisis del medio ambiente, el análisis económico no puede pretender adquirir un papel excluyente. En este terreno confluyen tanto diversas vertientes del conocimiento como distintos grupos sociales afectados de una u otra manera por los cambios que se produzcan en el mismo. Esto no quiere decir, en cualquier caso, que la contribución de los métodos de valoración que acabamos de analizar sea irrelevante. Por un lado, ayudan a conocer mejor el papel que el medio ambiente juega en el bienestar de las personas; por otro, obligan a los gestores a plantearse algunas preguntas (sobre todo alrededor del concepto de coste de oportunidad), que no dejan de tener su importancia.
Notas para consultas adicionales El lector interesado en los métodos de valoración, en general, encontrará de gran utilidad los textos de Freeman (1993), o Garrod y Willis (1999), que presentan los distintos métodos de una forma amena y no muy complicada, y los ilustran con multitud de ejemplos y aplicaciones. En castellano puede consultar Azqueta (1994). Si se desea un mayor nivel de detalle, desde una perspectiva teórica, sobre cada uno de los distintos métodos en particular, las recomendaciones irían en la siguiente línea. Para el método de los precios hedónicos, Gómez (1994). Para el método del coste de viaje: Mc Connel (1994). Para el método de la valoración contingente la referencia obligada es el texto ya clásico de Mitchel y Carson (1989). Muy recomendable es el trabajo de Bateman y Willis (1999), texto muy completo tanto desde el punto de vista teórico como de sus aplicaciones. Vale la pena, asimismo, consultar los trabajos de Hausman (1993) y Hausman y Diamond (1994), para obtener una idea de las críticas que se han realizado del mismo, sobre todo en relación a los valores de no uso, y la respuesta de Hanemann (1994). En cuanto a las aplicaciones de los métodos, en general, O’Connor y Spash (1999) contiene algunas muy interesantes. Son muy recomendables, asimismo, dos estudios realizados en España sobre el valor económico total de determinados recursos naturales: Campos y López Linaje (1998) y Caparrós (2000). En Azqueta y Pérez (1996) el lector encontrará una serie de aplicaciones de los métodos de valoración contingente y coste de viaje a distintos espacios naturales españoles. Aplicaciones del método del coste de viaje en España se encuentran en Álvarez Farizo (1999), Pérez et al. (1998), que también incluye un ejercicio de valoración contingente, y Riera Font (2000). En España se han realizado ya bastantes aplicaciones del método de valoración contingente, entre las que podrían destacarse Barreiro (1998), del Saz et al. (1999), del Saz y García-Menéndez (2001) y Riera (1993). Contribuciones con un contenido que va más allá de la aplicación empírica para, sin abandonarla, abordar problemas teóricos y de implementación de los distintos métodos se encuentran en: Camacho et al. (2003), González y León (2003), Júdez et al. (2000), Kristöm y Riera (1996), León (1996), León y Vázquez Polo (1998), León et al. (2003). Mucho más escasas son las aplicaciones del método de los precios hedónicos en España, hasta el punto de que, en la actualidad, sólo parece contarse con una estimación de la función de los precios hedónicos de la vivienda en la Comunidad de
146
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Madrid (Tránchez, 2001), y una aplicación de la metodología de los salarios hedónicos para valorar la vida humana (Albert y Malo, 1995). Son escasos todavía los ejemplos de aplicación de los modelos de utilidad aleatoria al campo de los activos turísticos. Entre los más relevantes cabría destacar a Strand (2003) que trata de analizar la demanda de zonas de playa por parte de la población local, en la isla Barbados para determinar en qué medida un cambio en los atributos o la accesibilidad a las playas podría llegar a afectar el valor económico total de las mismas; DeShazo y Fermo (2002), con mayor énfasis en los aspectos metodológicos, ya que tratan de establecer el impacto que tiene la complejidad de la decisión que se pretende simular con el experimento de la elección, realizado en Costa Rica y Guatemala, en la consistencia de los resultados; y Hearne y Salinas (2002) cuyo objetivo era el de descubrir las preferencias de los turistas que visitan volcanes por una serie de atributos que caracterizan estos espacios (instalaciones y condiciones), con el propósito de hacer más atractiva la visita al volcán Barve, en Costa Rica, y poder así descongestionar los volcanes Poás e Irazu. En el campo de los impactos sobre la salud de las personas, los trabajos empíricos son menos numerosos. Podrían mencionarse, entre ellos: Fayissa y Gutema (2005) sobre la estimación de funciones de producción de salud en el mundo subdesarrollado. En este mismo sentido, Monzón y Guerrero (2004) presentan un interesante trabajo sobre los costes que sobre la salud tiene el tráfico rodado en la ciudad de Madrid, utilizando el método del coste de tratamiento y el valor estadístico de la vida humana, en el marco del proyecto APHEA (EU, 2001). En América Latina son cada vez más numerosos los ejemplos de aplicación de los métodos de valoración a distintos activos ambientales y ecosistemas. Entre ellos pueden destacarse los trabajos de Lara Yánez y Seijo (manglares), Pérez Septién (servicios recreativos), Ávila y Saad (ballena gris) y Romo (mariposa monarca), todos ellos en México, recogidos en Benítez et al. (1998). Asimismo en México, el capítulo debido a Vega, sobre diversidad biológica, en INE-SEMARNAP (1997). Arigorri et al. (2000) aplican el método del coste de viaje para valorar los servicios recreativos del Parque Nacional de Iguazú. En Uribe et al. (2003) se encuentran recogidos, tras una breve introducción a los distintos métodos, una serie de estudios de caso de valoración ambiental en Colombia. Los primeros trabajos sobre la técnica de la transferencia de resultados datan de los años ochenta del siglo pasado (Sorg y Loomis, 1984; Walsh et al., 1988). Pocos años después Smith y Karou publicaron una primera aplicación del meta-análisis a los valores recreativos a partir de 76 estudios primarios de valoración, de una primera lista de más de 150 (Smith y Karou (1990), al tiempo que Loomis, de forma un tanto controvertida, transfirió ecuaciones de demanda y costes de viaje entre distintos emplazamientos recreativos (Loomis, 1992). Como se apuntó más arriba, en el mismo año de 1992 la técnica fue objeto de atención por parte de la Association of Environmental and Resource Economists, así como de la Agencia de Protección Ambiental de los EE.UU. (EPA), publicándose un número monográfico sobre la misma en la revista Water Resources Research (Vol. 38, n.º 3). En este monográfico se ponía especial énfasis en las carencias teóricas de la técnica, así como en las dificultades de su aplicación en la práctica (Boyle y Bergstron, 1992; Mc Connell, 1992). Algunos trabajos, por otro lado, proponían test sistemáticos de validación teórica y significancia estadística (Desvousges et al., 1992; Loomis, 1992; Luken et al., 1992). Durante la última década del siglo pasado, y la presente, la literatura sobre la transferencia de resultados ha crecido sustancialmente. Con respecto a la transferencia de resultados, en general, los textos más recomendables son los de Van de Bergh et al. (1997) y Desvousges et al. (1998), referido este último al campo de la economía de la salud. Otro conjunto de trabajos cubre aspectos más específicos, como
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
147
su estructura teórica (Bergstrom y De Civita, 1999; Rosemberg y Loomis, 2000; Woodward y Wui, 2001; Smith y Pattanayak, 2002; Bateman y Jones, 2003; Shestha y Loomis, 2003). Evaluaciones críticas de la metodología de transferencia de resultados, ciertamente de interés, son las debidas a Brouwer (2000) y Kirchhoff et al. (1997). Con respecto a la contaminación atmosférica, destaca el trabajo de Smith y Huang (1995), en el que se lleva a cabo un meta-análisis de 86 ejercicios de estimación del valor de una reducción en la concentración de partículas en suspensión, con ayuda del método de los precios hedónicos. En economía de la salud, el texto de referencia es el de Desvousges et al. (1998) También han aparecido nuevos enfoques metodológicos (Smith et al., 2002) y trabajos empíricos que han servido para probar el potencial de esta técnica así como sus limitaciones (Brouwer y Spaninks, 1999; Groothuis, 2005; Kristofersson y Navrud, 2005; Morrison et al., 2002; Piper y Martín, 2001; Viscusi, 2004). La distribución espacial y biogeofísica de los activos naturales y la posible transferencia de resultados en estos casos ha sido el objeto de estudio de trabajos más específicos: Eade y Moran (1996), Lovett et al. (1997), Bateman et al. (1999), Brainard et al. (1999) y Wilson et al. (2004). Por su parte, la revista Ecological Economics dedicó, en diciembre de 2006, un número monográfico a este tema (Ecological Economics Vol. 60 (2)), editado por M. A. Wilson y J. Hoehn en el que el lector encontrará artículos de gran interés sobre el método y sus aplicaciones. Finalmente, son cada vez más numerosos los que utilizan esta técnica traspasando las fronteras nacionales e importando resultados de países distintos: Chotikapanich y Griffiths (1998), French y Hitzhusen (2001), Chang et al. (2001), Navrud (2001), Robinson (2002), León et al. (2002), para el caso de España, Barton y Mourato (2003), entre Costa Rica y Portugal, Morrison y Bennet (2004), Pattanayak (2004) y Brouwer y Bateman (2005). Morrison y Bergland (2006) revisan algunos estudios que emplean modelos de elección multiatributo dirigidos a la estimación de valores marginales potencialmente transferibles de servicios ambientales y ecológicos, procedentes de distintos países, en los que se tienen en cuenta las características de los distintos emplazamientos, la demografía y la escala geográfica. Para contrastar la adecuación de estas transferencias, los autores emplean una aproximación bayesiana con modelos de decisión menos restrictivos que el habitual meta-análisis.
CAPÍTULO
CINCO EL DESCUENTO DEL FUTURO
En el presente capítulo se va a abordar uno de los problemas más intrincados del análisis económico: el del valor en el futuro. Parece que las personas tienen una fuerte preferencia por el presente, por razones que serán analizadas en su momento. Esto significa que, en general, puestas a elegir, discriminan en contra del futuro: dan menor valor a aquello que aparece lejano en el tiempo. Esta preferencia temporal positiva se traduce en que exigen un premio para renunciar a algo hoy a cambio de ese mismo algo mañana, lo que coloquialmente se conoce como un interés positivo (su abstinencia del consumo hoy, el ahorro, habrá de ser remunerada con un tipo de interés positivo). Se analizarán, por tanto, en primer lugar, los motivos que tienen las personas para descontar el futuro y preferir el presente. A continuación veremos cómo estas motivaciones, junto con la rentabilidad de la inversión que obtiene quien efectúa la operación inversa (es decir, cambiar el futuro por el presente pidiendo prestado), determinan una oferta y una demanda de fondos prestables que, en un mercado competitivo, generan la tasa de interés, la tasa de descuento, de equilibrio: el precio del futuro1. Ahora bien, que las personas descuenten el futuro no quiere decir, necesariamente, que la sociedad también debiera hacerlo, siendo esta última la perspectiva relevante en este texto. Enfrentada a la disyuntiva de escoger entre un mismo impacto positivo, que afecta al bienestar de una persona representativa, en dos momentos del tiempo, por ejemplo, ahora y dentro de cien años, ¿debería la sociedad conceder el mismo valor hoy al cambio experimentado por las dos?; ¿o, al igual que hacen las personas, debería penalizar aquel que ocurre en el futuro, otorgándole un menor valor? El planteado es, obviamente, un problema de equidad intergeneracional. En la segunda sección se analizará por qué, también desde un punto de vista social, existen razones para descontar el futuro, y cómo
1
La tasa de descuento es la tasa a la que pierde valor algo por el paso del tiempo. La tasa de interés es una de las manifestaciones de la tasa de descuento. En este capítulo, sin embargo, se utilizarán los dos términos de forma indistinta.
150
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
estas razones permiten calcular la tasa social de interés. En economías en equilibrio, a partir de esta tasa social de interés, el proceso del descuento se realiza sin mayores dificultades. No es éste el caso, sin embargo, de las economías subdesarrolladas. Debido al hecho de que la mayoría de ellas se encuentran con una tasa de ahorro subóptima, es decir, no invierten tanto como desearían, la inversión en estas economías tiene un premio sobre el consumo, y ello ha de reconocerse antes de proceder al descuento. Éste es el contenido del tercer epígrafe. A continuación se abordará el problema que plantea la valoración del futuro en el muy largo plazo, que es el relevante para muchos de los problemas ambientales más importantes. Por pequeña que sea la tasa de descuento utilizada, el valor de cualquier cosa que vaya a suceder dentro de cien o doscientos años es, hoy, prácticamente despreciable. Esta tiranía del presente, este desprecio del futuro lejano, introduce un elevado grado de insatisfacción con respecto a la práctica del descuento en el campo medioambiental. Para tratar de superarla, el cuarto epígrafe aborda el análisis de dos alternativas que podrían solucionar el problema: la utilización de una tasa de descuento cero para los impactos ambientales y, mucho más prometedora, la introducción del descuento hiperbólico. Como es habitual, el capítulo se cierra con un resumen y una nota para consultas adicionales.
5.1. EL DESCUENTO DEL FUTURO DESDE UNA PERSPECTIVA INDIVIDUAL 5.1.1. El significado del descuento El descuento del futuro es la operación por la que se reduce el valor de un activo cualquiera por el simple hecho del paso del tiempo, sin que ello tenga que ver con la obsolescencia (fenómeno debido a la presencia de progreso tecnológico). La velocidad a la que se va depreciando el recurso en cuestión es lo que recoge, precisamente, el llamado factor de descuento; factor que depende, a su vez, de la tasa de descuento (r), o tasa de interés. Cuanto mayor sea ésta, menor será el valor hoy, el valor presente (VP), de aquello que ocurra mañana. La fórmula convencional que permite calcular este valor presente, en el caso más sencillo en el que el recurso analizado es una anualidad de valor constante N (una promesa de pago, desde ahora, de esa cantidad durante 25 años, por ejemplo), en tiempo discreto, podría expresarse como: 25 Nt VP _______ t t 0 (1 r)
(5.1)
siendo el factor de descuento[1/(1 r)t]. Alternativamente, en tiempo continuo, VP Nte rt dt 25
0
(5.2)
siendo ahora el factor de descuento e rt. Dada la importancia que el fenómeno del descuento adquiere en cualquier proceso de toma de decisiones que involucre al futuro, vale la pena comenzar por indagar sobre las razones que podrían explicar esta pérdida de valor de un activo normal por el simple
EL DESCUENTO DEL FUTURO
151
hecho del paso del tiempo2. Comencemos por analizar un ejemplo muy sencillo que se desarrolla en la esfera individual. Suponga que le preguntamos a una persona cualquiera por el valor que para ella tienen 1.000 unidades monetarias (u.m.), en dos momentos del tiempo: hoy y dentro de diez años. Partimos de la base de que el problema se plantea en términos reales, es decir, una vez descontada la inflación: esto quiere decir que estas 1.000 u.m. tienen un poder adquisitivo constante, pueden comprar lo mismo hoy que dentro de diez años. Alternativamente, podríamos haberle preguntado a la persona por un bien concreto, un fin de semana en Florencia con todos los gastos pagados, para ella y un acompañante: ¿cuándo lo prefiere, hoy o dentro de diez años? Lo normal es que la persona informe de que, cualquiera que sea la oferta, la prefiere hoy. En otras palabras, que penaliza el futuro: lo descuenta.
5.1.2. Los motivos del descuento del futuro desde una perspectiva individual No resulta difícil descubrir las razones que ha tenido en cuenta la persona para responder como lo ha hecho. En el caso del bien de consumo, el fin de semana en Florencia, habrá considerado, con toda probabilidad, al menos tres: — La pura impaciencia. La persona informará de que prefiere disfrutarlo ahora porque sí, porque ahora es cuando se encuentra mejor, porque está segura de que en este momento es cuando le va a sacar partido a la visita de verdad, etc. No es una razón muy convincente: puede que sí, puede que no. Para descubrirlo, bastaría que se le solicitara que hiciese el ejercicio a la inversa: ¿cuándo hubiera obtenido mayor satisfacción de la experiencia, si realizara el viaje ahora, o si lo hubiera realizado hace cinco años? No pocas personas responderán que ahora, ya que han adquirido mayor madurez, mejor información, han encontrado una compañía más prometedora, o se han librado de otra más conflictiva, con lo que estarían contradiciendo la afirmación original, a la vista de su propia experiencia. Las condiciones en que se disfrutará de la visita cambiarán, en efecto, lo mismo que la propia situación de la persona, pero no tiene por qué ser necesariamente en la dirección de reducir el bienestar derivado de la visita. — El hecho de que la persona es mortal. Ésta ya es una razón más convincente. En efecto, la persona prefiere disfrutar ahora de la experiencia porque no sabe si dentro de diez años estará todavía aquí para hacerlo: aunque pequeña, tiene una probabilidad de muerte positiva. La incertidumbre con respecto a la duración de la propia vida introduce, por tanto, un elemento de riesgo, una prima de riesgo, en la tasa de descuento. — En tercer lugar, la disminución de la utilidad marginal del consumo. La persona puede pensar que dentro de diez años su situación económica habrá mejorado 2
Se añade el adjetivo «normal» porque para algunos activos, por ejemplo el buen vino o la buena pintura, el paso del tiempo parece más bien revalorizarlos. Aun así, el problema del descuento sigue estando presente, como habrá recordado el lector familiarizado con la teoría del control óptimo. En efecto, el propietario de una botella de buen vino sabe que ésta se revaloriza con el paso del tiempo, pero con una curva de apreciación que va cambiando, y que se atenúa a partir de un determinado momento (cosa que no es probable que pase con un Goya). También sabe que, cuando la venda, podrá invertir el dinero obtenido, en el sistema financiero, obteniendo con ello una rentabilidad positiva. Lo primero le lleva a retrasar la venta, mientras que lo segundo le induce a vender cuanto antes.
152
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
y que, en esas condiciones, ya se podrá permitir mejor que hoy darse ese capricho. En otras palabras, si como afirma la teoría económica, tomándolo de la sicología (recuerde el lector la Ley Weber-Fechner mencionada en el Capítulo 2), cuanto más se tiene de algo, menos se valora una unidad adicional de lo mismo, la persona considerará que cuando aumente su poder adquisitivo (cosa que supone que va a pasar con el paso del tiempo), menor será el incremento de bienestar que le reportará el consumo de cualquier bien: en términos más formales, la utilidad marginal del dinero para ella habrá caído. Si en lugar de un bien de consumo, el problema se le hubiera planteado con un activo productivo o financiero, como era el caso de las 1.000 u.m., a las tres razones anteriores, añadirá ahora una cuarta: — La rentabilidad positiva que el activo le proporciona. En efecto, la persona sabe perfectamente que si deposita esas 1.000 u.m. en el sistema financiero, en bonos de deuda pública, por ejemplo, recibirá una recompensa por ello, un rendimiento positivo, y cuanto antes las tenga, antes comenzará a disfrutar esta rentabilidad3. Este último motivo es clave para entender el fenómeno del descuento, ya que permite cerrar el círculo, introduciendo la otra cara de la moneda, la demanda de fondos prestables. De esta forma, oferta y demanda determinan, cuando se igualan en un mercado, el correspondiente precio de equilibrio: el precio del futuro, la tasa de descuento de equilibrio.
5.1.3. El valor de la tasa de descuento en una economía de mercado En efecto, las tres primeras razones aludidas explican por qué las personas normales y corrientes exigen un premio para renunciar a su consumo hoy, y posponer su disfrute al futuro: por qué exigen más de 1.000 u.m. de poder adquisitivo constante dentro de diez años para prestarlas hoy. Sin embargo, para que ese premio se materialice, se requiere que, en el otro lado de la transacción, haya una persona igualmente deseosa de pagar más de 1.000 u.m. dentro de diez años, a cambio de poder disfrutar de ellas hoy: — Una parte de este colectivo estará formada por aquellas personas que se enfrentan a algún tipo de desgracia y necesitan financiar de algún modo su consumo de subsistencia4. 3 Eugene von Böhm Bawerk (1851-1914), economista austriaco considerado como el padre de la teoría del capital y el interés neoclásica, que luego completaría Irving Fisher, denominaba a estos motivos la «ley de subestimación de las necesidades futuras» y la «superioridad de los bienes actuales sobre los futuros». El segundo de ellos fue objeto inmediatamente de controversia, por su carácter aparentemente irracional, y denominado, en consecuencia, «facultad telescópica invertida» (Pigou), o «fruto de la debilidad de la imaginación» (Dobb). Fisher, que encajaría en un modelo completo todas las piezas puestas encima de la mesa por Böhm Bawerk, denominó al último de los motivos apuntados, la «oportunidad de invertir». 4 El hecho de que éste fuera el motivo fundamental para pedir un préstamo en la economía precapitalista probablemente explique la condena por parte de los primeros Padres de la Iglesia del préstamo a interés como usura.
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— Un segundo grupo lo formarán aquellas personas que, haciendo caso de las teorías de Modigliani5, buscan equilibrar el perfil de consumo a lo largo de su vida, independizándolo del seguido por sus ingresos, para lo que se endeudan en sus primeros años productivos (comprando una vivienda mediante un préstamo hipotecario, por ejemplo), deuda que devolverán en sus años de madurez. Estos dos grupos conforman la demanda de fondos prestables para financiar el consumo, pero no son ni cuantitativa ni cualitativamente los más importantes. Este distintivo recae sobre un tercer grupo: — Los inversores, aquellas personas físicas o jurídicas que desean contar hoy con esos fondos porque quieren emprender una inversión cuya rentabilidad esperada (su tasa interna de retorno) les permitirá devolver el interés exigido por el prestamista, y obtener un beneficio adicional. Si esta operación es posible, es porque el capital productivo que pueden adquirir con estos fondos pedidos en préstamo, y que materializará la inversión, tiene una productividad marginal positiva, que le permitirá no sólo recuperar su valor, sino generar un excedente que, tras restar el interés debido, todavía le dejará un beneficio positivo6. Estos dos polos constituyen, pues, la oferta y la demanda de fondos prestables. Idealmente, cuando se encuentran en un mercado, la interacción de estas dos fuerzas determina el precio del futuro: el tipo de interés, es decir, la tasa a la que se intercambia un activo hoy, por ese mismo activo el año que viene. Como tal, la tasa de interés incorpora la información proporcionada por los lados de la ecuación, de forma que, cuando el mercado está en equilibrio, refleja: — En primer lugar, la tasa subjetiva a la que la gente desea intercambiar consumo hoy por consumo en el futuro, por las tres primeras razones apuntadas. Esto es lo que se denomina preferencia temporal de las personas, y explica la denominada tasa de descuento del consumo (i). Por supuesto, no todas las personas tienen la misma tasa de descuento, ni la misma persona descuenta todo con la misma tasa. La evidencia empírica al respecto parece sugerir que la tasa de descuento es tanto menor cuanto mayores son las sumas a descontar en el futuro; cuanto más dilatado es el período de tiempo; y cuanto mayor es la renta de la persona, su nivel de educación y su edad (Warner y Pleeter, 2001). — En segundo lugar, la tasa, objetiva, a la que la renuncia al consumo hoy (la inversión) puede convertirse en mayor cantidad de consumo mañana, y que viene 5
Franco Modigliani, economista norteamericano recibió el Premio Nobel de Economía en 1985 por su Teoría del Ciclo Vital. En ella, Modigliani afirmaba que las personas tienden a estabilizar el nivel de consumo a lo largo de su vida a un nivel más o menos constante. Como su nivel de ingresos muestra un perfil ascendente desde el momento de su incorporación al mercado de trabajo y hasta la edad de jubilación, experimentando un brusco descenso entonces, resulta que para conseguirlo, la persona se endeuda cuando es joven, ahorra en su madurez para devolver las deudas contraídas en la etapa anterior, y para financiarse un mayor nivel de consumo que el que le permitiría la jubilación cuando ésta llegue, y desahorra lo acumulado en esta última etapa. 6 Por ejemplo: el inversor pide prestadas 1.000 u.m., comprometiéndose a devolverlas con un 2 por 100 de interés real al cabo del año. Con ese dinero alquila un terreno, compra unas semillas, contrata mano de obra, agua, energía y maquinaria (en definitiva: tierra, trabajo, capital, insumos productivos y tecnología), porque confía que, al finalizar el año, el resultado de la venta del trigo obtenido le permitirá devolver el préstamo con sus correspondientes intereses (1.020 u.m.), y quedarse con un beneficio adicional.
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dada por la productividad marginal del capital (r) en la economía. Esta segunda constituye el denominado coste de oportunidad del capital. En equilibrio, pues, estas dos magnitudes son iguales, y ambas explican, idealmente, el valor de la tasa de interés en una economía de mercado, que constituye la tasa de descuento para sus agentes individuales (consumidores y empresas) en la esfera privada: r i r
5.2. EL DESCUENTO DEL FUTURO DESDE UNA PERSPECTIVA SOCIAL Muchas de las actividades económicas que emprende la sociedad, así como la modificación de la calidad de los activos ambientales, generan una serie de impactos que afectarán al bienestar de las personas no sólo en el momento de producirse, sino también a lo largo del tiempo, en ocasiones hasta el infinito. Esta incidencia en el tiempo sobre el bienestar social introduce un problema muy delicado en el análisis económico, y más aún en el de la economía ambiental: el del tratamiento que ha de otorgarse a cambios en el bienestar que se producen en diferentes momentos del tiempo. En otras palabras, el mencionado problema del descuento del futuro, aunque ahora, con una perspectiva algo diferente a como se ha contemplado hasta aquí. Formalmente planteado, el problema no difiere mucho del abordado al comienzo de este capítulo: se trataría de descubrir cuál es el valor hoy de un cambio en el bienestar que se produce en el futuro. Es decir: cómo modifica el bienestar de la sociedad hoy el conocimiento de un cambio de bienestar que se producirá en el futuro. El problema es el mismo, pero los protagonistas han cambiado. Por un lado, el activo que va perdiendo valor con el paso del tiempo no es una determinada cantidad de dinero, ni un viaje a Florencia, sino el bienestar social. En segundo lugar, ya no se trata de saber a qué tasa intercambiaría una misma persona este activo en dos momentos del tiempo, sino que, con toda probabilidad, serán dos personas diferentes aquellas cuyo bienestar se compara en los dos momentos del tiempo contemplados, aunque ambas personas pertenezcan al único agente cuyas preferencias en el tiempo se analizan: la sociedad. Como resulta obvio de este planteamiento, estamos frente a un problema de equidad intergeneracional. La transformación de un espacio natural de gran belleza en terreno agrícola elimina un activo natural en el que algunas personas desarrollaban actividades recreativas en contacto con la naturaleza, lo que reduce su bienestar. Esta pérdida es irreversible, de forma que la van a experimentar no sólo los actuales demandantes del recurso, sino también sus hijos, nietos, bisnietos, etc. ¿Cuánto vale hoy la pérdida de bienestar que experimentará por la desaparición de este entorno natural una persona que viva en este planeta dentro de cincuenta años? La relevancia que tiene la respuesta que se dé a esta pregunta, sobre el proceso de toma de decisiones con respecto al medio natural, sobre lo que se permite y no se permite hacer en el mismo en definitiva, no puede desconocerse. Una respuesta intuitiva podría ser del tipo: «lo mismo que si viviera hoy, ya que tiene el mismo derecho que nosotros al disfrute de la naturaleza». Es probable, sin embargo, que en algunas ocasiones la respuesta anterior no sea correcta, y el cambio en el bienestar que se producirá dentro de cincuenta años no valga en la actualidad tanto como si se hubiera producido hoy: en otras palabras, que esté justificado penalizar, descontar el futuro.
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5.2.1. Descuento del futuro y equidad intergeneracional Descontar el futuro bajo esta perspectiva quiere decir, simplemente, que el mismo cambio tiene un menor valor si se produce dentro de cincuenta años que si se produce hoy. En otras palabras, aun cuando el nieto de la persona A fuera idéntico a ella en cuanto a su demanda de espacios naturales, su pérdida de bienestar, derivada de la desaparición de un entorno natural determinado, no vale en el momento presente tanto como la que experimenta su abuelo, el señor A, hoy, ante el mismo fenómeno. Queda afectada por un factor de descuento. La razón o razones que hacen legítimo descontar el futuro a la hora de tomar decisiones que afectarán al bienestar de las generaciones venideras, son ciertamente más complejas que las contempladas en el caso individual, precisamente por este componente de equidad intergeneracional que se encuentra envuelto en el proceso. Comencemos por descartar aquellos motivos que no son éticamente defendibles: — No es ciertamente la negación de los derechos de las generaciones futuras con respecto al medio ambiente lo que justifica reducir el valor de sus cambios en el bienestar. Por el contrario, la discusión sobre esta posibilidad se plantea aceptando ese primer punto de partida: todas las personas tienen el mismo derecho a disfrutar de los dones de la naturaleza, con independencia de su sexo, raza, religión… y momento del tiempo en el que vienen a vivir a este planeta. Hacer operativo este principio supone que los cambios en el bienestar de los miembros de las próximas generaciones han de entrar en pie de igualdad con los de la generación presente, a la hora de decidir, en la correspondiente función de bienestar social. — Tampoco pueden justificarlo las preferencias de la generación actual al respecto. Como ya se ha visto, las personas descuentan el futuro. Pero no sólo descuentan el futuro en lo que a ellas mismas concierne, sino que también lo hacen en lo que respecta a los demás. La evidencia empírica muestra, por ejemplo, que confrontadas con dos alternativas de inversión que, con el mismo coste actual, se tradujeran en idéntico número de vidas salvadas en el futuro, beneficio que no repercutirá ni en ellas ni en sus allegados, las personas entrevistadas prefieren aquella que proporciona sus efectos positivos en el más corto plazo. Por ejemplo, confrontadas ante dos alternativas que, teniendo el mismo coste, permiten salvar el mismo número de vidas humanas, pero la primera dentro de cinco años, y la segunda dentro de cincuenta, las personas prefieren la primera (Cropper et al., 1992). Ahora bien, el hecho de que las personas expresen una tasa de preferencia temporal positiva también con respecto al bienestar de las generaciones futuras no es, sin embargo, razón aceptable para que el decisor social adopte esta misma postura, ya que no es congruente con la igualdad de derechos mencionada en el apartado anterior: ¿por qué discriminar en contra de los que van a nacer más tarde?
5.2.2. Razones para descontar el futuro desde una perspectiva social No es por tanto una diferencia en el catálogo de derechos con respecto al medio ambiente lo que explica este tratamiento, en apariencia discriminatorio. Por el contrario,
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es precisamente esta necesidad de tratar de igual forma a personas que se encuentran en situaciones diferentes, la que justifica la aparente discriminación. Un ejemplo quizá ayude a entender mejor lo que sigue. Es un principio aceptado en la práctica fiscal convencional el de que todos los ciudadanos están obligados a contribuir al sostenimiento de las cargas del Estado, en igualdad de condiciones. No sería aceptable, bajo esta perspectiva, que unas personas fueran obligadas a sacrificarse en mayor medida que otras para sostener los Presupuestos del Estado. Sin embargo, incluso en los sistemas fiscales más cercanos a este ideal, y precisamente por ello, se observa que las cantidades que pagan como impuestos los distintos ciudadanos, difieren notablemente. ¿Cómo justificar esta discriminación, si todos deberían ser tratados por igual? El motivo es bien conocido, y ya ha sido mencionado al comienzo de este capítulo: el decrecimiento de la utilidad marginal del consumo. Supongamos, para simplificar, que se cobra un único impuesto sobre la renta de las personas físicas. Dentro de un sistema fiscal convencional se observará, por ejemplo, que la persona A, que gana 1.000 u.m. al año, paga 30 en impuestos; mientras que la persona B, que gana 10.000, paga 2.000. ¿Porqué esta diferencia? Precisamente para asegurar que el trato que se les da a estas dos personas es idéntico, no en función de las cantidades que pagan, variable irrelevante, sino del sacrificio que ello les supone, que es lo que realmente importa. El decisor público (normalmente el Parlamento) está informando, con esta estructura tributaria, que considera que el quebranto en su bienestar que le supone a la primera persona renunciar a 30 u.m., es el mismo que el que experimenta la segunda persona cuando pierde 2.000. El sacrificio, por tanto, ha sido el mismo7. Es decir, el bienestar que le proporcionan 30 u.m. adicionales a una persona que gana 1.000 al año, es el mismo que el que le reportan 2.000 u.m. adicionales, a una que gana 10.000. Para llegar a esta conclusión, la sociedad, a través del decisor público, ha supuesto que quien más tiene menos necesita, y le ha dado contenido práctico a este principio, que parece de general aceptación. Éste parece ser el mismo principio que se encontraba tras la tercera de las razones que explicaban, y justificaban, el descuento del consumo desde una perspectiva individual: el decrecimiento de la utilidad marginal del consumo. No es, sin embargo, extrapolable al caso presente, ya que ahora no se está contemplando el bienestar de una misma persona en dos momentos del tiempo, sino el bienestar de dos personas distintas, en un instante del tiempo8. La teoría económica convencional acepta el principio del decrecimiento de la utilidad marginal del 7 El problema es en realidad algo más complicado, ya que, aceptando que sacrificio significa pérdida de utilidad, queda todavía por determinar si lo que se busca es que las dos personas experimenten la misma pérdida de utilidad total, la misma pérdida proporcional de utilidad, o la misma pérdida marginal de utilidad. Las cantidades cobradas en los tres casos, aun respetando la misma función subyacente de utilidad social del consumo, son distintas (Blaug, 1985, página 423). 8 En términos rigurosos, no se trataría de comparar el bienestar de dos personas distintas, sino de tres. En efecto, la comparación no es entre el cambio en el bienestar que le supone hoy a la persona A una determinada actuación con respecto al medio ambiente, preservar un entorno natural, por ejemplo; y el que esa misma actuación le supondrá a la persona B dentro de cincuenta años: disponer o no de ese espacio natural. En efecto, la decisión que se tome hoy modificará también el colectivo de personas que vivirán en el futuro, de modo que, si se preserva el entorno, será la persona B la que lo disfrutará dentro de cincuenta años, mientras que si se transforma en terreno agrícola, será una persona diferente, C, la que sufrirá las consecuencias. Éste es el denominado problema de la indeterminación en el campo de la ética ambiental: «una política de conservación de recursos naturales no hará que un conjunto dado de personas en el futuro esté mejor que en caso contrario, hará real uno de los posibles conjuntos de personas, en lugar de haber hecho real otro» (Elliot, 1996, página 3). Este problema, sin embargo, no presenta complicaciones insalvables en este caso, dado que el sujeto del mismo es un ciudadano representativo, no una persona concreta.
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consumo para una persona cualquiera, y racionaliza por tanto lo primero, pero también acepta el principio de la imposibilidad de las comparaciones interpersonales de utilidad, por lo que no puede, por esta razón, defender lo segundo. Esto último, evidentemente, no quiere decir que la progresividad de los impuestos sea indefendible, que por supuesto no lo es, sino que no puede defenderse con base en este argumento. Sea como fuere, exactamente el mismo principio que justifica socialmente una imposición progresiva es el que subyace detrás de la justificación del descuento social del futuro: si las siguientes generaciones van a estar mejor que la presente, cambios idénticos en términos de valor con respecto a los recursos ambientales, supondrán un cambio en su bienestar cuyo valor hoy es menor9. Es de notar que esta diferencia que con respecto al valor de los cambios en el bienestar introduce el distinto nivel de renta de los afectados, también aparece en el campo medioambiental en términos de equidad intrageneracional. Por ejemplo, la preservación de un determinado entorno natural, supongamos que carente de características especiales con respecto a su valor ecológico, pero muy atractivo desde el punto de vista recreativo, incrementa el bienestar de los demandantes de estos servicios recreativos. Por otro lado, esta misma preservación puede chocar con el modo de vida y de obtención de su sustento de grupos sociales menos favorecidos: ésta es de hecho la queja, quizá no del todo bien planteada, pero repetida en muchos países subdesarrollados, como se analizará con mayor detenimiento en el Capítulo 12. Si, descubierto el valor monetario de la pérdida de bienestar experimentada por los demandantes de espacios recreativos ante la transformación en terreno agrícola o ganadero del lugar, resultara ser idéntica (en términos de paridad del poder adquisitivo) a la ganancia experimentada por los colonos favorecidos por la transformación, campesinos sin tierra pongamos por caso, ¿se mostraría la sociedad indiferente ante las dos alternativas? Este ejemplo, que puede parecer demagógico, trata de mostrar que, detrás de categorías como bienestar o utilidad, lo que subyace es el grado de cobertura de una serie de necesidades, comenzando por las más básicas y urgentes, hasta llegar a las que podrían considerarse como totalmente superfluas10. De modo que la diferencia en términos de bienestar que se deriva de diferencias en el poder adquisitivo refleja, de hecho, un distinto conjunto de necesidades satisfe9 En este segundo caso, sin embargo, la teoría económica sí proporciona argumentos para proceder al descuento del futuro. De acuerdo al trabajo pionero de Koopmans (1960), si se cumplen las propiedades de independencia (la relación marginal de sustitución entre el bienestar de dos generaciones cualesquiera es independiente del bienestar de una tercera generación), y estacionariedad (si dos secuencias temporales de utilidad social son iguales en el primer período, la supresión de este período y el avance consiguiente de los niveles de utilidad no cambia el ordenamiento de estas dos secuencias), las distintas sendas posibles de bienestar social en el tiempo deberían ser ordenadas de mejor a peor, de acuerdo a su valor presente, descontado el futuro a una tasa constante. De la misma forma, Harsanyi alcanza idéntica conclusión, introduciendo el «velo de ignorancia» de Rawls con respecto al momento del tiempo en el que va a entrar a vivir una generación cualquiera, en un contexto en el que la sociedad muestra aversión al riesgo (Heal, 1998, página 60). Curiosamente, de la obra de Rawls no puede derivarse un apoyo ético al descuento social del futuro. Rawls está interesado en la comparación del bienestar entre el grupo menos favorecido de la sociedad, y el resto, oponiéndose a cualquier transferencia que empeore al grupo más pobre, sea éste la generación presente, o sea una de las generaciones futuras (íd.). 10 Es más, en ocasiones, los mecanismos utilizados para descubrir los cambios en el bienestar acaecidos en las dos situaciones contempladas pueden resultar equívocos: «De hecho, como norma de vida, quizá sea más sensato el acomodarse a circunstancias de irremediable adversidad, el disfrutar de los pequeños respiros que se nos brinden y así dejar de anhelar lo imposible o improbable. Una persona así, aunque sometida a grandes privaciones y reducida a una vida muy limitada, puede no parecer estar en tan mala situación, en términos de la métrica mental del deseo y su realización, y en términos del cálculo del dolor-placer. La medida de las privaciones de una persona puede estar camuflada en la métrica de la utilidad...» (Sen, 1995, página 19).
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chas. Como la sociedad considera que se han de priorizar las necesidades básicas (alimentación, salud, educación y vivienda), no está dispuesta a intercambiar su satisfacción en pie de igualdad con otras consideradas menos urgentes.
5.2.3. Descuento del futuro y revalorización de los activos ambientales Es importante, en cualquier caso, no confundir esta pérdida que experimenta la misma cantidad de valor por el paso del tiempo, en las circunstancias apuntadas (equivalentes a un aumento sostenido de la cobertura de necesidades cada vez más amplias, que es, como se ha apuntado, lo que significa en este contexto «estar mejor»), con la posibilidad de que el recurso natural afectado vaya viendo aumentar su valor social con este mismo paso del tiempo. Retornando al ejemplo anterior, suponga que, gracias a la aplicación del método del coste de viaje, se ha descubierto que la pérdida de bienestar que experimenta hoy una persona representativa de la sociedad (cuyo nivel de ingresos es 1.000 u.m.), ante la pérdida de un entorno natural en el que desarrollaba determinadas actividades recreativas, es de 30 u.m. anuales, exclusivamente por este concepto. Si dentro de cincuenta años, el mismo método descubre que la pérdida de bienestar de su nieto, igualmente representativo (pero cuyo nivel de ingresos es ahora de 10.000 u.m.), sigue siendo de 30 u.m. año, la discusión anterior permitiría afirmar que este segundo cambio vale hoy mucho menos que el primero, aun cuando sean de igual magnitud. Sin embargo, esto no está en contradicción con el hecho de que, probablemente, el método del coste de viaje descubrirá también que la pérdida de bienestar que experimentará su nieto dentro de cincuenta años, no será de 30 u.m. anuales, sino quizá de 200, debido, por un lado, a la probable contracción de la oferta de estos bienes y, por otro, al hecho de que, al ser bienes superiores, su demanda (aprecio) crece más que proporcionalmente con la renta. Los dos fenómenos afectan al cálculo del valor presente neto de cualquier decisión que se vaya a tomar con respecto a la preservación del espacio natural objeto de consideración, y pueden presentarse paralelamente, pero no deben ser confundidos, ya que son conceptualmente distintos: volviendo a la expresión (5.1), que reflejaba el valor presente neto, mientras que el primero (el descuento del futuro) afecta al denominador de dicha expresión (r), el segundo (la revalorización de los activos ambientales) manifiesta su influencia en el valor del numerador (N).
5.2.4. El valor de la tasa social de descuento en una economía en equilibrio Una vez justificado en términos de equidad intergeneracional el descuento del bienestar de las generaciones futuras, se plantea el problema crucial, dadas sus implicaciones, de escoger la tasa de descuento apropiada para llevar a cabo esta operación. Antes de abordar el análisis del cálculo de esta tasa social de descuento, vale la pena recordar lo obvio: el descuento de los cambios en el bienestar de las generaciones futuras sólo es éticamente aceptable si la sociedad está segura de que van a tener cubiertas en mayor medida que la actual sus necesidades básicas y no básicas. Este principio es, al mismo tiempo, el que proporciona las claves para el cálculo de la tasa social de descuento, o tasa social de interés (i). Así pues, el valor de esta penalización del futuro dependerá de dos variables:
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a) Por un lado, de cuánto mejor vayan a estar las generaciones futuras. Ésta es una variable esperada (en tanto en cuanto se basa en una predicción más o menos acertada de lo que acontecerá en el futuro), pero, en principio, y salvadas las dificultades de conceptualización ya apuntadas, observable. Lo normal, en este contexto, es escoger la tasa esperada de crecimiento de la renta nacional per cápita, o del consumo, como variable proxy de esta mejora. Sería recomendable mejorar esta elección, bien sea seleccionando indicadores más completos del bienestar (el Índice de Desarrollo Humano de las NN.UU., por ejemplo, una vez normalizado de forma que pueda computarse de forma operativa su tasa de crecimiento)11; o depurando los utilizados para incluir, entre otras cosas, los cambios experimentados en la calidad ambiental, tal y como se recomienda en el Capítulo 8. En cualquier caso, el primer elemento que se deberá incluir en el cálculo de la tasa social de interés es esta tasa de crecimiento esperada de la renta nacional, o cualquier otro indicador más preciso de cambios en el bienestar, a la que se denominará g. b) Por otro lado, una estimación de la tasa a la que va disminuyendo el bienestar experimentado por la sociedad ante la mejora de la situación de uno de sus miembros, al ir aumentando el poder adquisitivo del agraciado: la pérdida de importancia, a ojos de la sociedad, de las necesidades que va cubriendo conforme mejora su situación. A diferencia de la anterior, este parámetro, que se denominará h, no es sino un juicio de valor que la sociedad puede legítimamente expresar, pero que no puede computarse ni simularse a partir del conocimiento de los modelos reales de funcionamiento de la economía12. Esto no quiere decir, sin embargo, que el analista se vea imposibilitado para imputarle un valor. Tiene ante sí abiertas dos posibilidades: — En primer lugar, descubrir el valor que la sociedad, implícita o explícitamente, ya está utilizando en sus decisiones sobre la equidad interpersonal. El candidato obvio para llevar a cabo este proceso de extrapolación es el ya mencionado: la estructura del impuesto sobre la renta de las personas físicas. Analizando el comportamiento de las cuotas marginales del impuesto y su evolución conforme se eleva la renta, se puede fácilmente deducir la forma funcional que sigue este valor. — En segundo lugar, y cuando la información anterior no existe, o no es fiable, el analista puede acudir a las tablas que el Banco Mundial ha elaborado con este propósito, y escoger el valor de este parámetro redistributivo que mejor se adecue a la situación objeto de estudio (Azqueta, 1987). En 11 El Programa de Naciones Unidas para el Desarrollo publica desde hace algunos años una serie de índices de desarrollo humano que toman en cuenta no sólo la renta per cápita, sino la esperanza de vida al nacer, el nivel de educación, la incidencia de la pobreza, la desigualdad, la tasa de desempleo, la participación femenina, etc. Índices que, en definitiva, tratan de analizar la eficiencia con la que cada país traduce sus recursos en desarrollo para sus habitantes, entendiendo como desarrollo la ampliación del conjunto de elección de las personas (PNUD, Informe sobre desarrollo humano. Edición anual. Madrid, Mundi Prensa). 12 Formalmente, h es el valor de la elasticidad de la curva de la utilidad marginal del consumo social, en el punto correspondiente:
C d(dU/dC) h ______ _________ dU/dC dC Normalmente se hace el supuesto de que dicha elasticidad es constante a lo largo de toda la curva.
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este segundo caso, es recomendable llevar a cabo un análisis de sensibilidad con distintos valores de la variable h, y la correspondiente tasa social de interés. Una vez conocido el valor de ambas variables, la tasa social de descuento del consumo, o tasa social de interés, viene determinada por una expresión del tipo: i g·h
(5.3)
i gh
(5.4)
o, alternativamente,
Ahora bien, cualquiera de las dos expresiones anteriores es válida, siempre y cuando la economía se encuentre en equilibrio desde el punto de vista intertemporal13. No suele ser éste el caso en las economías subdesarrolladas, lo que obliga, si no a modificar la tasa de descuento utilizada, sí a matizar el proceso de cálculo de los valores que van a ser descontados.
5.3. EL PROCESO DE DESCUENTO EN ECONOMÍAS SUBDESARROLLADAS La expresión anterior de la tasa social de descuento refleja la velocidad a la que va perdiendo valor el consumo con el paso del tiempo: es decir, la tasa a la que la sociedad está dispuesta a intercambiar el sacrificio del consumo de la generación presente por un aumento en el consumo de las generaciones futuras, o viceversa. Lo que caracteriza en este contexto a las economías adelantadas es que, en principio, están ahorrando e invirtiendo lo que la sociedad desea: tienen lo que se denomina una tasa de ahorro óptima. Se encuentran, en otras palabras, en equilibrio: la tasa a la que desearían intercambiar un menor consumo hoy (un mayor ahorro y una mayor inversión) por un mayor consumo mañana, es la tasa a la que se está convirtiendo de hecho la inversión hoy en un mayor consumo mañana, de acuerdo con la rentabilidad social de esta inversión, con la productividad marginal social del capital. Por ello, en esta situación de equilibrio, el analista puede estar seguro de que la tasa social de descuento del consumo (i) es igual a la productividad marginal social del capital (r). El lector familiarizado con el análisis económico elemental no tendrá mayor dificultad en relacionar la afirmación anterior con la Figura 5.1, en la que se representa el equilibrio intertemporal de una economía muy sencilla, y donde sólo se contemplan dos períodos de tiempo. En el eje horizontal se representa el consumo en el momento presente, C(t), mientras que el consumo en el año que viene, C(t 1), el «futuro», se mide en el eje vertical. La curva CC representa la frontera de posibilidades de transformación entre consumo presente y consumo futuro, de forma tal que si la sociedad decidiera consumir todos sus recursos en el período actual, se situaría en el punto C0(t), consumiendo esa cantidad en el período actual, y nada en el siguiente período. Por el contrario, si decidiera invertir todas sus posibilidades actuales y no consumir nada, se situaría 13 Los supuestos realizados con respecto al equilibrio en el que se encuentra la economía, garantizan que la tasa de descuento del consumo es equivalente a la tasa de descuento de la utilidad.
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C(t + 1) I
C0(t + 1)
C
E
I C C0(t)
0
C(t)
Figura 5.1.
en el punto C0 (t 1), consumiendo esa cantidad el año que viene, a cambio de no consumir nada hoy. La curva CC representa, por tanto, las distintas posibilidades con que cuenta la sociedad para intercambiar el consumo presente (ahorrando e invirtiendo) por consumo futuro, posibilidades que vienen dadas por la productividad de la inversión, del capital. La pendiente de esta curva, en cada punto, refleja pues la productividad marginal del capital, su coste de oportunidad: la cantidad de consumo del año que viene, a la que renunciamos si, en lugar de invertirlo, lo consumimos. En otras palabras, el valor de r. Por otro lado, la curva II es una curva de indiferencia social que refleja la preferencia temporal social, es decir, la cantidad de consumo mañana que la sociedad exige para sacrificar una unidad de consumo hoy. Su pendiente, por tanto, refleja la tasa social de descuento del consumo (i) que, como puede observarse, se hace tanto mayor cuanto menor es el nivel de partida del consumo presente. La sociedad se encuentra en equilibrio en un punto como E, en el que las dos curvas son tangentes, y la tasa social de descuento del consumo es igual a la productividad marginal social del capital (i r). Esto es lo que caracteriza una tasa de ahorro óptima. Las economías subdesarrolladas, por el contrario, no suelen encontrarse en esta situación: tienen una tasa de ahorro subóptima, lo que quiere decir que su nivel de ahorro e inversión está por debajo del que la sociedad desearía. Una causa muy común de este fenómeno es la incapacidad del gobierno a la hora de implantar un sistema fiscal socialmente más aceptable. La sociedad desearía un mayor nivel de ahorro e inversión públicos, pero el Ejecutivo no se muestra capaz de recaudar el volumen de impuestos necesario, por su incapacidad (o falta de voluntad), por ejemplo, para gravar las rentas más altas14. El resultado es que la economía no se encuentra en un punto de equilibrio como E, sino 14 En economías desarrolladas, que se encuentran en equilibrio, sería discutible el supuesto de que un aumento en el nivel de impuestos se traducirá en un incremento del ahorro: suele argumentarse lo contrario. En economías subdesarrolladas, sin embargo, lo que ocurre es que el Estado no es capaz de gravar el consumo, incluso el consumo suntuario, para financiar con ello la inversión pública.
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en un punto como E', caracterizado por el hecho de que la productividad marginal social del capital es mayor que la tasa social de descuento del consumo. En otras palabras, la sociedad podría obtener por la inversión de una unidad adicional, dada la productividad marginal de la misma, una cantidad de consumo futuro mayor que la que sus miembros exigirían para aceptar el cambio, en función de sus preferencias temporales. Es decir, cuando la economía no se encuentra en equilibrio, y la tasa de ahorro es subóptima: r i El analista no puede desconocer esta situación, lo que le obliga a discriminar claramente qué tipo de activo está considerando cuando lleva a cabo la operación de descuento del futuro: consumo o inversión. El problema es ahora sustancialmente más complejo, por lo que se va a tratar de presentar sus elementos esenciales, de la forma más simple posible, sin entrar en complejidades técnicas, pero intentando no sacrificar lo fundamental del análisis.
5.3.1. El valor social de la inversión Cuando se transforma el bosque tropical en terreno agrícola (se transforma capital natural en capital de creación humana), se sacrifican, al menos, dos funciones del mismo: — Por un lado, se pierde un activo que las personas valoraban, ya que formaba parte de su función de producción de utilidad, proporcionándoles un flujo de servicios recreativos de consumo. — Por otro, se pierde tanto un depósito de carbono atmosférico, como un «secuestrador» activo del mismo. La pérdida del primer flujo de servicios, los servicios recreativos, afecta, como se ha apuntado, a las posibilidades de consumo de la sociedad. La pérdida del segundo, sin embargo, afecta a sus posibilidades de inversión. En efecto: — Si como es de desear, el país en cuyo territorio se encuentra el bosque objeto de estudio, recibe una compensación monetaria de la comunidad internacional por el servicio que presta este último al mantenimiento del equilibrio climático, el flujo de ingresos recibidos por este concepto, en manos del sector público, puede traducirse en inversión. Podría convertirse, alternativamente, en una reducción de la deuda externa, pero esto es en sí mismo también una forma de inversión. — Si éste no es el caso, y el país no recibe ninguna compensación por la preservación del bosque tropical, la situación sigue siendo la misma desde el punto de vista global, ya que ahora, algún otro país (o el aludido, si ha adquirido algún tipo de compromiso en este terreno) tendrá que reducir sus emisiones netas de carbono a la atmósfera, y los recursos que tendrá que destinar a conseguir esta reducción también reducirán la inversión potencial. Otro tanto ocurre con las funciones del bosque tropical que hacen referencia a su papel de protección frente a la erosión; a su contribución a la mejora de la calidad del
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agua para regadío y para consumo humano (sin perder de vista la importancia de este insumo en la salud de la población y el mantenimiento del capital humano); en la conservación de la diversidad biológica, etc.15 Ahora bien, la pérdida de este flujo de inversiones no puede ponerse en pie de igualdad con la pérdida de un flujo equivalente de servicios de consumo, precisamente porque se ha partido de la base de que la tasa de ahorro (y de inversión) es subóptima. Esto quiere decir que la inversión es más valiosa que el consumo, ya que la productividad marginal del capital es superior a la tasa de preferencia temporal: tiene sentido sacrificar una unidad adicional de consumo, e invertirla, porque a cambio se va a recibir más de lo que se pedía. Por tanto, el valor social de la inversión es superior al valor social del consumo: tanto más cuanto más lejos se encuentre la sociedad del equilibrio, y mayor sea la diferencia entre r e i. La forma de tratar este problema operativamente es la de separar nítidamente los servicios del recurso ambiental analizado en estos dos grupos, servicios de consumo y servicios de inversión, valorarlos en unidades monetarias a través de los métodos convencionales ya analizados, y reducirlos después a un denominador común. Esto puede hacerse, por ejemplo, multiplicando el valor del flujo de servicios que inciden sobre la inversión, por el llamado precio de cuenta de la inversión. En los manuales convencionales de evaluación social de proyectos, el precio de cuenta de la inversión (Pinv) se calcula mediante una expresión como: r Pinv __ i
(5.5)
para el caso más simple en el que no existe reinversión de los rendimientos de la misma. En el caso de que un porcentaje s de estos beneficios se reinvirtiera, la expresión anterior quedaría: (1 – s)r Pinv _______ i – sr
(5.6)
Una vez hecho esto, se puede sumar al valor de los servicios de consumo, obtener con ello un flujo único, y descontarlo entonces con ayuda de la tasa de descuento del consumo (i). La presencia de una tasa de ahorro subóptima, por tanto, no modifica la tasa de descuento utilizada, pero dado el distinto valor social que adquieren en la economía el incremento en el bienestar social que genera el aumento en una unidad del consumo, por un lado, y el incremento en idéntica cuantía de la inversión, por otro, se hace necesario proceder secuencialmente de la siguiente forma: — distinguir y separar claramente ambos flujos de cambio en el bienestar, — traducir el segundo (inversión) en términos del primero (consumo), utilizando para ello el precio de cuenta de la inversión, — sumar ambas corrientes de cambio en el bienestar, así normalizadas, para obtener una única expresión, 15 Como el caso de la preservación de la diversidad biológica ilustra claramente, en ocasiones este servicio de inversión aparece como la adquisición de un seguro: gracias a la conservación de distintas variedades de arroz silvestre en el Rice Research Institute (Instituto de Investigación sobre el Arroz) de Filipinas, se pudo salvar entre un 30 y un 40 por 100 de la cosecha en Asia, a comienzos de los años setenta, amenazada por un virus (Heal, 1998, página 15).
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— descontar el cambio agregado en el bienestar, así obtenido, con ayuda de la tasa de descuento del consumo, para obtener su valor presente16.
5.4. EL PROBLEMA DEL MUY LARGO PLAZO: DESCUENTO DEL FUTURO Y POLÍTICA AMBIENTAL Cuando se modifica la capacidad de un determinado recurso natural o ambiental para continuar desempeñando sus funciones, en multitud de ocasiones el impacto se deja sentir durante mucho tiempo, a veces, incluso, de forma irreversible. La transformación del bosque tropical primario en terreno agrícola, por ejemplo, puede suponer, entre otras cosas, la pérdida de un determinado acervo de diversidad biológica; la desaparición de un activo ecoturístico; la devolución de una cantidad de carbono previamente secuestrado a la atmósfera, así como la reducción de su papel positivo en la fijación del mismo y en la producción de oxígeno; una mayor incidencia del fenómeno de la erosión en la zona circundante; la pérdida de la calidad del agua, etc. Algunos de estos impactos son irreversibles, como la pérdida de diversidad biológica o de un activo turístico o cultural. Otros, aun no siéndolo teóricamente, dejarán sentir su efecto durante muchos años: si la degradación del terreno no ha llegado demasiado lejos, sería posible reforestar la zona y recuperar algunas de las funciones anteriormente perdidas del bosque, pero el proceso no es instantáneo, y pasarán muchos años antes de que éste recupere su porte original. La discusión planteada en el epígrafe anterior sobre la tasa social de descuento, es aceptable en el campo del análisis coste beneficio tradicional, en el que el horizonte temporal contemplado, aun siendo de largo plazo, se encuentra dentro de unos límites manejables: diez, quince… veinticinco años. Quizá hasta cuarenta o cincuenta años en ocasiones. Sin embargo, en el contexto de la toma de decisiones con respecto al medio ambiente, no puede perderse de vista el hecho de que algunos impactos harán sentir su presencia durante cientos de años, o a partir de un lapso temporal de esta misma magnitud. Es el caso de los residuos nucleares, por ejemplo, del cambio climático o de la pérdida de diversidad biológica. Un proyecto de inversión hoy que garantizara un mejor manejo de los residuos nucleares, pero cuyos resultados positivos aparecieran dentro de doscientos años (una inversión que prolongara la seguridad en el almacenamiento de estos residuos a partir de ese punto, pongamos por caso), no tendría muchas posibilidades de superar un análisis coste beneficio tradicional: como recuerda Heal, si descontáramos una magnitud equivalente al actual PNB mundial (alrededor de 38 billones de dólares) dentro de doscientos años, con una tasa de descuento del 5 por 100, obtendríamos que su valor presente es equivalente al de un buen apartamento; si la tasa de descuento hubiera sido del 10 por 100, su valor presente sería el de un coche de segunda mano (Heal, 1998, página 13). Algo resulta insatisfactorio pues con un planteamien16 Podría haberse procedido de forma inversa, traduciendo el consumo a su equivalente en inversión, y descontando la suma con ayuda de la tasa contable de interés, o coste de oportunidad social del capital. Así lo hace, por ejemplo, el manual del Banco Mundial para la evaluación de proyectos de inversión. El procedimiento, sin embargo, es análogo al presentado aquí, que es el recomendado, por ejemplo, por la ONUDI (Organización de las Naciones Unidas para el Desarrollo Industrial). Aunque desde un punto de vista operativo probablemente sea más útil el enfoque del Banco Mundial, el de la ONUDI encaja mejor con la línea argumental seguida (Azqueta, 1987).
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to que parece no tener en cuenta lo que ocurre en el futuro lejano, de enorme importancia, sin embargo, en el campo del medio ambiente. Una solución evidente a este dilema sería la de utilizar una tasa de descuento cero para las consecuencias ambientales de la actividad económica. Esta solución, sin embargo, es más aparente que real. Por un lado, porque produce soluciones paradójicas en la resolución de algunos problemas ambientales: la tasa de utilización de un recurso no renovable, por ejemplo, resultaría ser también cero. Por otro, porque implica, y de forma simétrica a la práctica tradicional del descuento, introducir la tiranía del futuro. Con esta práctica lo que ocurriría es que lo que sucede en el presente carece prácticamente de importancia.
5.4.1. El descuento hiperbólico Una segunda solución, más prometedora, sería la de utilizar un factor de descuento hiperbólico, que hiciera que la penalización que introduce el irse alejando en el tiempo, tendiera asintóticamente a cero. Por ejemplo, en lugar del factor de descuento tradicional: e–r tdt
(5.7)
e–r log tdt
(5.8)
utilizar un factor de descuento tal como:
que supone medir el paso del tiempo no de acuerdo a incrementos absolutos, sino a incrementos proporcionales (Heal, 1998, página 63). El cambio experimentado ahora en la operación de descuento es fundamental ya que, como se apuntaba, este factor de descuento tiende asintóticamente a cero con el paso del tiempo, por lo que desaparece, al menos parcialmente, esta penalización del futuro lejano. La utilización de un factor de descuento hiperbólico no es un recurso puramente intuitivo para resolver el problema del tratamiento del muy largo plazo: por el contrario, cuenta con una sólida justificación teórica. En efecto, este tratamiento del problema es compatible con el criterio de equidad intergeneracional propuesto por Chichilnisky (1996), y que algunos autores (ver, por ejemplo, Heal, 1998) consideran que resuelve satisfactoriamente tanto el problema de la tiranía del presente (descuento convencional), como el de la tiranía del futuro (tasa de descuento cero)17. 17
El criterio de Chichilnisky es el de maximizar la siguiente expresión: a u(ct, st) $ (t)dt (1 a lím (ct, st) ⬁
s. a. s· t ct
tl⬁
(5.9)
en la que a es un factor de ponderación (0 a a a 1); ct es la utilidad derivada del consumo de un recurso natural en el período t; st es la utilidad derivada de los servicios proporcionados por el stock del recurso que ha sido preservado en cada momento, también el período t; $(t) es el factor de descuento correspondiente; y un punto sobre una variable indica su derivada con respecto al tiempo.
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Por otro lado, y aunque, como ya se ha afirmado con anterioridad, ello no puede constituir un criterio de validación, el descuento hiperbólico es también congruente con la evidencia empírica, que parece mostrar que las personas, en efecto, utilizan un factor de descuento de este tipo (Lowenstein y Thaler, 1989), quizá como resultado, precisamente, de la ley Weber-Fechner18. Como recordará el lector, esta ley estipula que la respuesta (rp) de la persona ante un estímulo cualquiera (es), es inversamente proporcional al nivel original del estímulo: d(rp) __ K _____ d(es) es
(5.10)
rp K log (es)
(5.11)
lo que, integrando, se traduce en:
En definitiva, la utilización de un factor de descuento hiperbólico, apoyada en un sólido fundamento teórico, y en línea con la evidencia empírica relativa al comportamiento de las personas en este campo, parece una alternativa más aceptable con respecto al descuento del futuro que la práctica convencional de utilizar una tasa de descuento constante.
5.4.2. El descuento gamma Ante la dificultad que supone la selección de una tasa de descuento que sea aplicable para distintos períodos de tiempo, algunos de cuyos aspectos acaban de ser analizados en la líneas precedentes, Martín Weitzman propuso la siguiente solución (Weitzman, 2001). Dado que el tema del descuento del futuro es altamente subjetivo, ¿por qué no intentar descubrir la opinión de las personas más autorizadas al respecto? Suponiendo que los economistas teóricos deberían ser los profesionales más familiarizados con el problema y sus implicaciones, envió un cuestionario a más de dos mil economistas en todo el mundo en el que les preguntaba por el valor que, en su opinión, debería tener la tasa social de descuento para los proyectos ambientales que abordan problemas del muy largo plazo (calentamiento atmosférico). Como es natural, y tras pelear arduamente con sus interlocutores para convencerles de la necesidad de ofrecer una única cifra para todos los casos, obtuvo como respuesta un conjunto de valores cuyo histograma, o distribución de frecuencias, mostraba la forma general de una distribución gamma de probabilidades. En una segunda etapa, Weitzman derivaba, de este conjunto de observaciones, los parámetros implícitos de la función gamma, lo que le permitía derivar la evolución de la tasa de descuento con el tamaño del período considerado19. De esta 18 La evidencia empírica parece mostrar que la tasa de descuento individual utilizada por las personas, no sólo depende del lapso temporal contemplado, sino que también depende de la magnitud del cambio en la renta previsto. 19 El problema que Weitzman se planteaba, y resolvía, era el siguiente. Partiendo de la base de que cada uno de los expertos encuestados recomienda un factor de descuento convencional del tipo:
Aj(t) e xjt
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forma, y resumiendo mucho sus resultados, llegaba a la siguiente conclusión. La tasa de descuento social va disminuyendo de valor conforme nos alejamos en el tiempo, lo que confirma la hipótesis del descuento hiperbólico analizada en el apartado anterior. Dividiendo el futuro en cinco grandes períodos, las correspondientes tasas marginales de descuento social serían: Futuro inmediato (1 a 5 años): Corto plazo (6 a 25 años): Medio plazo (26 a 75 años): Largo plazo (76 a 300 años): Muy largo plazo (más de 300 años):
4 por 100 3 por 100 2 por 100 1 por 100 0 por 100
Tomando en cuenta estos valores, si hubiera de seleccionarse una única tasa de descuento, el escogido sería el de 1,75 por 100 que, como puede comprobarse, se encuentra bastante por debajo de los valores habitualmente utilizados en estos casos. En definitiva, que la práctica de utilizar una tasa de descuento variable, que se va haciendo más pequeña conforme se aleja en el tiempo aquello cuyo valor va a ser descontado, cuenta con una cada vez más sólida base, tanto teórica como empírica20. La Figura 5.2, a modo de ilustración de lo presentado en esta última parte del capítulo, muestra la distinta evolución del factor de descuento en cada una de sus tres formas: lineal (convencional), hiperbólica y gamma.
5.5.
RESUMEN
A lo largo de este capítulo se ha abordado el estudio de una herramienta clave para la resolución del problema de la equidad intergeneracional: la tasa de descuento. A partir del principio de que la naturaleza es un patrimonio común del ser humano, y de que todas las personas tienen el mismo derecho a disfrutar de sus servicios con independencia del momento del tiempo en el que vayan a vivir, se han analizado las implicaciones que la afirmación anterior tiene, con respecto al valor de aquellos impactos sobre el medio ambiente que aparecen en el futuro. Presentado a grandes rasgos el fenómeno del descuento, desde una perspectiva individual, se han mostrado, a continuación, las razones que harían que, desde el punto de vista del bienestar social, lo que ocurra dentro de cincuenta años tiene, ahora, en el momento de tomar la decisión, un menor valor que si hubiera ocurrido hoy. Se han analizado las razones para este descuento del futuro tanto en el marco de economías desarrolladas como en el de economías subdesarrolladas, cuya tasa de ahorro no es óptima. Finalmente, se ha llegado a la conclusión de y que el histograma de las respuestas obtenidas con respecto a estos valores sugieren la forma de una función gamma de distribución de probabilidades tal como: f (x) [ba/'(a)] xa 1 e bx el autor estimaba a y b, los dos parámetros positivos de la función, a partir de las respuestas obtenidas. 20 Lo mismo ocurre cuando se introduce la incertidumbre en el cálculo de las tasas de descuento. Newel y Pizer llegan a la conclusión de que la tasa apropiada de descuento cae al 2 por 100 cuando el período de tiempo considerado supera los cien años, al 1 por 100 después de los doscientos, y al 0,5 por 100 después de los trescientos, observando los tipos de interés a lo largo de la historia para modelizar su comportamiento estocástico a través del tiempo (Newel y Pizer, 2000).
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Factor de descuento
Convencional (exponencial) Hiperbólico Gamma
0
Años
Figura 5.2.
que la práctica tradicional de utilizar una única tasa social de descuento no es correcta cuando, como es el caso de muchos cambios en la calidad del medio ambiente, éstos perduran en el muy largo plazo. En su lugar, debería utilizarse una tasa de descuento que va decreciendo con el paso del tiempo hasta hacerse asintóticamente igual a cero.
Nota para consultas adicionales Con respecto a la problemática general del descuento, su significado y sus implicaciones, un texto muy completo y al mismo tiempo bastante accesible para el lector no especializado es el de Heal (1998). También es muy recomendable, aunque más complejo en ocasiones, el libro editado por Portney y Weyant (1999). Asimismo, y a pesar de los años transcurridos, sigue siendo muy útil la consulta del artículo de Markandya y Pearce (1991). Volviendo la atención sobre aspectos más concretos de este problema, podrían recomendarse las siguientes publicaciones. El trabajo de Lumley (1997) es un buen ejemplo de las implicaciones éticas que representan las diferencias entre las tasas privadas y sociales de descuento, y la evidencia empírica al respecto. Evidencia empírica que también se estudia en Luckert y Adamovicz (1993). Sumaila y Walters (2005) combinan las preferencias individuales (tasas de interés estándar) con las sociales (tasa social de descuento) para construir una tasa de descuento híbrida que trata de superar las limitaciones de considerar únicamente una de ellas. Igualmente, Mohr (1995) y Schelling (1995) analizan las implicaciones de adoptar distintas perspectivas éticas sobre la tasa de descuento, en este caso con respecto al problema del calentamiento global. En este mismo terreno, Karp (2005) analiza las implicaciones analíticas de utilizar un factor de descuento hiperbólico. Las relaciones entre la tasa social de descuento y la equidad intergeneracional están explícitamente abordadas en Meral (1998), así como en Saez-Martí y Weibull (2005).
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La introducción de factores de descuento hiperbólicos ha dado lugar a múltiples controversias. Un excelente panorama de las mismas se encuentra en Groom et al. (2004). El lector encontrará de interés, asimismo: Hansen (2005), y Winkler (2006). Ayong Le Kama y Schubert (2004), por ejemplo, muestran cómo, sin bien es cierto que las preferencias individuales con respecto al futuro deberían mostrar, teóricamente, un perfil hiperbólico, ello es cierto cuando estas preferencias son separables entre consumo y calidad ambiental, pero mucho más problemático cuando no se da esta separabilidad. Eisenhauer y Luigi (2006) presentan, por su parte, un estudio empírico realizado en Italia sobre las preferencias de las personas con respecto al futuro. Un porcentaje no muy alto revela una tasa de descuento hiperbólica: los más jóvenes, pobres y con menor nivel educativo. Sobre las relaciones entre la tasa de descuento y la política ambiental puede consultarse el trabajo de Horowitz (1996).
CAPÍTULO
SEIS ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
El Análisis Coste-Beneficio (ACB) es una de las herramientas más empleadas en el ámbito de la Administración pública y, concretamente, en el campo de la política ambiental. Como tal, el ACB no es sino la racionalización de una práctica cotidiana: sopesar las ventajas y los inconvenientes de cualquier decisión. Sin embargo, en el contexto del análisis económico y, sobre todo, del Sector Público, esta operación adquiere un significado particular, en función tanto de los objetivos perseguidos como de las variables incluidas en el análisis. Para familiarizar al lector con la forma en que el análisis económico ayuda a practicar esta técnica, el capítulo comienza con una presentación general de lo que el ACB, sin mayores precisiones, significa. Ello permite, al mismo tiempo, marcar las distancias con dos conceptos, complementarios, y muy relacionados con el ACB: el Análisis Coste Eficiencia (ACE), y las Técnicas de Decisión Multicriterio (TDM). Acto seguido, se introduce un objetivo muy concreto para analizar la forma cómo el ACB se desarrollaría a la vista de lo que se quiere conseguir: obtener una rentabilidad monetaria, ganar dinero. En términos más rigurosos, lo que se analiza en el segundo epígrafe es el impacto que la decisión que se está sopesando tendría sobre el presupuesto del decisor. Con ello se incorporarán al estudio algunos criterios que resultarán de gran utilidad en lo sucesivo: Valor Presente Neto, Tasa Interna de Retorno, relación Beneficio-Coste, etc. Es decir, todo lo relativo al análisis de la rentabilidad financiera de la alternativa, o alternativas, contemplada. Sin embargo, como el objetivo del administrador público, como tal, no suele ser el de ganar dinero, el marco anterior de análisis se modificará para integrar en él las modificaciones que la introducción de un nuevo objetivo (el bienestar de la comunidad) supone. El tercer epígrafe, por tanto, aborda el análisis de los criterios que habrían de utilizarse para descubrir la rentabilidad económica y social de las distintas alternativas contempladas. El cuarto epígrafe vuelve a incidir sobre las diferencias entre los distintos tipos de rentabilidad: financiera, económica y social. En el contexto ambiental, la conveniencia de muchas medidas ha de contemplarse con relación al objetivo de lograr el desarrollo sustentable. Éste es, sin embargo, y desde un punto de vista aplicado, un concepto muy
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elusivo. El quinto epígrafe trata de presentar las implicaciones que, en el marco del ACB, tendría la introducción de este concepto y, en concreto, de las dos derivaciones del mismo técnicamente más operativas: los conceptos de sustentabilidad fuerte y sustentabilidad débil. Finalmente, y tras analizar un ejemplo de aplicación del Análisis Coste-Eficiencia, el capítulo se cierra con un resumen y una nota para consultas adicionales.
6.1. INTRODUCCIÓN AL ANÁLISIS COSTE BENEFICIO Como se apuntaba un poco más arriba, el ACB no es sino la formalización de una operación prácticamente cotidiana: sopesar las ventajas e inconvenientes de una determinada alternativa, sea en sí misma o en comparación con otras. Esto es algo que las personas realizan todos los días, con mayor o menor rigor, en función de la importancia de la decisión a tomar. Ahora bien, si se observa con un poco de atención la estructura de este proceso, podrían descubrirse una serie de pasos que ayudarán a formalizar el mismo: — En primer lugar, la persona ha identificado un objetivo que pretende conseguir. Este puede ser la satisfacción de una necesidad (desayunar fuera de casa), la mejor utilización de algo que le pertenece (cómo pasar la tarde o dónde invertir lo que acaba de ganar a la lotería), o cualquier otra aspiración que pudiera plantearse. — En segundo lugar, tratará de identificar las alternativas factibles con las que podría lograr el objetivo que se ha propuesto: desayunar en una cafetería o comprando unos bollos en la panadería; quedarse estudiando, salir a pasear o llamar a alguien para ir al cine; escoger un fondo fijo, comprarse un coche o entrar en el negocio que le ha propuesto un amigo. — Una vez identificado el objetivo y las alternativas, el siguiente paso consiste en identificar los criterios que permitirán comparar unas posibilidades con otras, decidir sobre sus pros y contras: precio, calidad del bien o servicio adquirido, bienestar derivado de la experiencia, personas con las que se comparte, tiempo empleado, riesgo asociado, etc. — Finalmente, y una vez puestas sobre la mesa las variables anteriores, la persona toma una decisión: al hacerlo ha ordenado implícitamente las distintas alternativas en función de los criterios seleccionados, ha ponderado la importancia que otorga a cada uno de ellos, y ha decidido en consecuencia. Cuando la decisión no tiene mayor trascendencia (como la de desayunar o pasar la tarde en una ciudad en la que la persona se encuentra ocasionalmente por motivos de trabajo), el procedimiento será casi intuitivo, y no será mucho el tiempo y el esfuerzo que se inviertan en ello. Si la decisión es de mayor envergadura (donde pasar las vacaciones de verano con la familia, cambiar de vivienda), probablemente la persona se tomará su tiempo, tanto para buscar información como para consultar su decisión y sopesar cuidadosamente el alcance de la misma. La técnica del ACB simplemente formaliza el proceso anterior para hacer más fácil la comparación de alternativas al decisor final. Por otro lado, el campo en el que se manifiestan las alternativas de elección contempladas, así como los criterios de valoración y los decisores finales, son ahora más específicos, lo que permite delimitar con
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
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cierta precisión el campo de aplicación de la misma. Será útil, por tanto, comenzar por introducir una serie de matizaciones en la línea apuntada: a) El decisor final, la persona o institución que lleva a cabo el análisis para sí, o en nombre de quien se elabora, puede ser público (institucional) o privado, persona física o jurídica. En el campo ambiental, lo normal es que el análisis se lleve a cabo por parte de una institución pública: la Administración, en todos sus niveles, o algún ente autónomo de la misma. b) La perspectiva con la que se lleva a cabo el estudio también puede ser pública o privada: la primera analiza las repercusiones de cada alternativa sobre la sociedad en general, la segunda sobre un agente privado (empresa o persona). Es perfectamente posible, por tanto, que el ente público que lleva a cabo el estudio adopte una perspectiva privada, y trate de averiguar el impacto de lo que se propone hacer sobre su presupuesto, o el del sector privado de la economía. Más que una posibilidad, como se tendrá ocasión de ver más adelante, es un paso prácticamente obligado. c) El tipo de alternativas a las que se aplica esta herramienta suele pertenecer a alguna de las siguientes familias: — Inversiones. En primer lugar, en efecto, lo normal es aplicar el ACB a un conjunto de alternativas de inversión cuyo objetivo es resolver algún problema: por ejemplo, el de la gestión de Residuos Sólidos Urbanos cuando la vida útil del vertedero que los acoge llega a su fin. — Políticas. En segundo lugar, puede que lo que se quiera evaluar sean distintos paquetes de medidas sistemáticas y coordinadas (políticas o programas) para conseguir un determinado objetivo: preservar la diversidad biológica en un territorio, dotar de agua de riego a una Comunidad Autónoma. — Regulaciones. En muchas ocasiones, finalmente, lo que está en cuestión es la posibilidad de adoptar una serie de medidas legislativas para abordar un determinado problema ambiental, y se considera conveniente conocer las implicaciones de cada una de ellas, así como de sus modalidades (plazos de ejecución, excepciones, etc.). d) Asimismo, los objetivos que se contemplan en el marco del ACB convencional son algo más restringidos que los que se presentaban al comienzo de este epígrafe: — Normalmente, el decisor individual tiene como objetivo ganar dinero: es decir, finalmente, en el corto o en el largo plazo, directa o indirectamente, obtener una rentabilidad financiera positiva de su decisión. — Por su parte, el decisor público o institucional no es que no esté interesado en ganar dinero, pero no es ésa la motivación esencial de su intervención. El decisor público representa a un determinado cuerpo social, en nombre de quien toma las decisiones, y cuyos intereses debe, por tanto, defender. Buscará, en consecuencia, elevar el bienestar de las personas a las que representa, y éste será el criterio que dirigirá su actuación y con el que comparará las bondades relativas de las distintas alternativas contempladas. Este ACB social busca descubrir la rentabilidad económica y social de cada una de ellas. e)
Finalmente, la variable ambiental puede aparecer como relevante en el ACB por un doble motivo:
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— En primer lugar, porque el problema que se trata de resolver esté enmarcado en este campo: por ejemplo, la reducción de los niveles de contaminación atmosférica de un determinado núcleo urbano. — En segundo lugar, porque en muchas ocasiones, aunque el problema abordado no puede ser considerado ambiental, las alternativas propuestas para su solución tienen impactos ambientales significativos: por ejemplo, la construcción de una línea férrea de alta velocidad. Teniendo en cuenta estas matizaciones, puede ahora procederse a reconstruir las etapas por las que atravesará un ejercicio de ACB social, llevado a cabo por (o en nombre de) un administrador público, que defiende los legítimos intereses de un determinado grupo social, a quien representa.
6.1.1. Las etapas del Análisis Coste Beneficio Tal y como se mencionaba más arriba, el punto de partida del Análisis Coste Beneficio es la necesidad de resolver algún tipo de problema. Intentando estructurar la información relevante de una forma que pueda ayudar al decisor social en su tarea, el analista irá atravesando una serie de etapas que podrían resumirse como sigue: a) Identificación de las alternativas relevantes No ha de olvidarse, en primer lugar, que el ACB es un análisis comparativo, que establece la conveniencia de una alternativa en relación con otras. Cuando son varias las alternativas existentes para resolver un problema, las ordena de acuerdo a algún indicador de rentabilidad. Incluso cuando la alternativa contemplada es aparentemente única (por ejemplo, se está analizando la conveniencia de dotar de tratamiento secundario a una depuradora) el análisis sigue siendo relativo: siempre queda abierta la posibilidad de no llevar a cabo la inversión, o de retrasarla un año. Es fundamental, por tanto, hacer un gran esfuerzo para identificar correctamente las alternativas relevantes, ya que de otro modo se estaría falseando el resultado del análisis. Podría estarse favoreciendo indebidamente una opción concreta de resolución del problema, no porque se falsearan los datos con respecto a la misma (exagerando sus beneficios o minimizando sus costes), sino porque no se la confrontara con las alternativas realmente relevantes. Entre éstas siempre tiene que contemplarse la de dejar las cosas como están: la llamada opción cero. Esto implica, naturalmente, plantearse seriamente si el problema que se quiere solucionar realmente lo es, o cuáles serían las consecuencias de posponer su solución. Nunca se insistirá lo suficiente en la importancia de esta etapa. No hay cadena más fuerte que su eslabón más débil, y si las alternativas objeto de estudio no están correctamente identificadas, o la información relativa a alguna de ellas está sesgada, todo el trabajo posterior, por mucho cuidado y profesionalidad que se ponga en el mismo, no será capaz de enderezar esta grave falla de partida, y el resultado final será, en el mejor de los casos, inservible, en el peor (y más probable), contraproducente. b) Diseño de un escenario de referencia El analista va a realizar la evaluación de hasta qué punto una alternativa cualquiera ayuda a conseguir el objetivo que se ha propuesto el decisor, con respecto a qué hubiera ocurrido con la consecución de dicho objetivo en ausencia de la decisión que se está
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evaluando. En otras palabras, las cosas siguen su marcha, y la situación normalmente cambiará con respecto a lo que se quiere conseguir: el dinero que no se dedica a montar un negocio con un amigo hubiera estado en el banco, o invertido en Letras del Tesoro; el espacio que se planea proteger hubiera sido ocupado por colonos agrícolas. En definitiva, el analista no puede caer en el error de comparar, con respecto al objetivo perseguido, la situación anterior a la puesta en marcha de la alternativa contemplada, con la situación posterior a su implementación. Debe comparar, con respecto a ese mismo objetivo, la situación sin la alternativa contemplada (pero tomando en cuenta la evolución natural de los acontecimientos), y la situación con su puesta en práctica. Ello le obliga a simular lo que habría ocurrido si ninguna de las alternativas analizadas se pusiera en marcha: a diseñar un escenario de referencia. Esto es lo que se denominaba más arriba opción cero pero que, dada su trascendental importancia, se ha preferido individualizar como una etapa separada del ACB para resaltar el papel clave que desempeña en todo el ejercicio. c) Identificación de los costes y beneficios En tercer lugar, el analista deberá identificar todos aquellos aspectos de cada alternativa contemplada que le acercan, o le alejan, de la consecución del objetivo propuesto. Este proceso de identificación depende, como es obvio, del objetivo u objetivos que se hayan fijado previamente, aunque no puede perder de vista las repercusiones indirectas que la puesta en marcha de cada alternativa pudiera tener en otros campos. En el caso del ACB financiero, cuyo objetivo es maximizar la rentabilidad monetaria asociada a cada opción, la identificación del criterio que permitirá descubrir los costes y los beneficios de cada una es sencillo: el impacto que tenga sobre los flujos de caja del decisor. Esto no quiere decir, ni mucho menos, que sea fácil identificar en la práctica los costes y los beneficios, pero sí que sus señas de identidad son bastante precisas. En el caso del ACB social, por el contrario, el problema es sustancialmente más complejo. Afirmar que el criterio de identificación es el «bienestar social», con ser cierto, no ayuda gran cosa. ¿Cuáles son los ingredientes del bienestar social? ¿Cómo entra cada persona, sus intereses particulares, en ese hipotético bienestar social? Más adelante se tendrá ocasión de volver sobre este problema, pero sí puede anticiparse, en este punto, que un camino bastante socorrido para poder identificar los costes y beneficios sociales de una determinada alternativa, es descubrir quiénes se oponen a ella y quiénes la defienden, y sus razones. Por supuesto que esto no quiere decir que ahí estén los costes y los beneficios de la opción analizada, pero ayuda a que no se le escape al analista ningún aspecto relevante. El estudio de los posicionamientos públicos de los distintos grupos que se han pronunciado al respecto (a través de una revisión de la prensa, por ejemplo, o de las alegaciones efectuadas al proyecto), así como la realización de una serie de entrevistas en profundidad a estos colectivos, pueden resultar de gran utilidad en este terreno. d) Valoración de los costes y los beneficios En cuarto lugar, una vez identificados los costes y beneficios de cada alternativa, el analista debe valorarlos: reducirlos a una unidad de medida común, que tenga relación con el objetivo perseguido, y que permita comparar los distintos componentes tanto de los costes como de los beneficios, como ambos entre sí. Esto es lo que se denomina un numerario. En el caso del ACB financiero, de nuevo, el problema está bastante claro: el numerario es la unidad monetaria correspondiente (euros, dólares, pesos), y en ella que-
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
dan valorados todos los costes y beneficios, porque de esta forma se refleja su aportación a la consecución del objetivo buscado. En el caso del ACB social, por el contrario, otra vez el problema resulta sustancialmente más complicado: el numerario es el bienestar social, y valorar los cambios que cualquier alternativa de inversión, política ambiental o introducción de una nueva normativa, supone sobre el mismo, no resulta tarea fácil. e) Actualización En general, los impactos positivos y negativos de cualquiera de las opciones analizadas no se suelen manifestar instantáneamente: lo normal es que se extiendan a lo largo del tiempo. Los beneficios resultantes del cierre de un vertedero incontrolado o de la protección (efectiva) de un determinado espacio natural se prolongan durante muchos años. Los costes asociados a estas medidas (inversiones necesarias para el sellado, coste de oportunidad de las tierras protegidas), también. El analista se encontrará, por tanto, con una corriente de beneficios netos que se despliega a lo largo de varios ejercicios, durante la vida útil del proyecto en cuestión. Como se tuvo ocasión de comprobar en el Capítulo 5, el presente no vale lo mismo que el futuro, y se hace necesario reducir este flujo neto a un único valor presente que tenga en cuenta este hecho, y permita comparar la rentabilidad relativa de distintos proyectos cuyo perfil temporal puede diferir sustancialmente. Ésta es la operación que se denomina actualización. f) Riesgo e incertidumbre La evaluación de las alternativas contempladas es, en general, un ejercicio que se basa en lo que el analista cree que va a pasar, ya que lo que se estudia suele ser lo que ocurrirá en el futuro1. Desgraciadamente, como afirmaba el físico danés Niels Bohr, «predecir es muy difícil, y sobre todo el futuro». Ahora bien, aceptado el hecho de que todo el ejercicio se va a apoyar sobre una serie de previsiones, más o menos acertadas, el hecho es que algunos de los efectos tanto positivos como negativos de las opciones analizadas están sujetos, por su propia naturaleza, a un factor de riesgo o incertidumbre. Bien sea por desconocimiento de algunas variables implicadas (por ejemplo, el impacto de la construcción de un embalse sobre el movimiento de sedimentos en el litoral costero), bien porque algunos resultados de la alternativa analizada, positivos o negativos, dependen del estado de la naturaleza, y éste es, por definición, imposible de predecir con exactitud (el caso de los beneficios de un embalse construido para evitar las consecuencias de las riadas, y cuyos beneficios dependerán del régimen futuro de lluvias en la zona). Dado que las personas son, en general, renuentes a aceptar riesgos (prefieren un resultado seguro a una combinación lineal de dos resultados probabilísticos que le ofrecen la misma esperanza matemática), el analista ha de tomar en cuenta el riesgo y la incertidumbre ligados a los diferentes resultados, para penalizar aquellas opciones cuya varianza asociada es superior. g) Criterios de selección Finalmente, y una vez que se cuenta con la información anterior, el analista deberá presentar al decisor una serie de indicadores de rentabilidad, además de los comentarios 1 En ocasiones se lleva a cabo un ACB de lo que ya ocurrió, como ejercicio de aprendizaje o de consistencia interna, pero estos casos suelen ser muy raros.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
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y la información adicional que considere oportunos, que resuman los aspectos esenciales del trabajo realizado, y le ayuden a formarse una opinión al respecto. En definitiva, algún indicador que condense los aspectos esenciales del proceso de evaluación seguido. h) Seguimiento y control Las etapas anteriores cubren el espectro de los pasos que han de darse hasta el punto en que se toma la decisión operativa. Sin embargo, sería un grave error quedarse ahí. Como se apuntaba más arriba, todo el ejercicio se basa sobre una serie de predicciones y expectativas. Lo normal es que, luego, las cosas resulten de otra forma: que se produzcan desviaciones. Estas desviaciones pueden ser resultado de muchos factores, previsibles unos, imprevisibles otros. La primera tarea del analista es la de explicarlas; la segunda, la de aprender de ellas. Al igual que ocurría con la primera de las etapas, ésta vuelve a ser esencial, en un proceso de retroalimentación. Desdeñar las enseñanzas que proporciona el estudio de los avatares por los que atravesará la opción finalmente seleccionada, para enriquecer y mejorar el propio proceso de selección es un lujo que el analista no debería permitirse. Como puede comprobarse, estas etapas son comunes tanto al ACB financiero como al ACB social, tanto si se lleva a cabo desde una perspectiva privada, como si se adopta una perspectiva institucional. A veces, sin embargo, no es posible desarrollar todos los pasos apuntados con la precisión necesaria, y surgen herramientas alternativas y complementarias para solventar estas situaciones. Es el caso del llamado Análisis Coste Eficiencia, por un lado, y de las Técnicas de Decisión Multicriterio, por otro.
6.1.2. Análisis Coste Eficiencia (ACE) En ocasiones, en efecto, la decisión que se plantea es la de cómo conseguir alcanzar un determinado objetivo de la mejor forma posible. Es decir, no se cuestiona la conveniencia del objetivo propuesto: por ejemplo, porque es un imperativo legal (reducir la concentración de un determinado contaminante atmosférico por debajo de un nuevo umbral; suprimir la utilización de una sustancia química que se considera tóxica en todos los productos de uso humano). En este caso, bastaría con hacer un estudio pormenorizado de los costes de alcanzarlo, ya que no hace falta analizar los beneficios: bastaría con llevar a cabo un Análisis Coste Eficiencia (ACE). La gran ventaja del ACE es evidente: no requiere de la medición de los beneficios. Dado que muchos de los beneficios de las inversiones públicas en el campo de la educación, la salud, las infraestructuras de transporte o el medio ambiente, son difíciles de reducir a una unidad común de medida que permita compararlos con sus costes (normalmente en términos monetarios), el atractivo de esta técnica en los campos apuntados es evidente. El analista puede de esta forma limitar su trabajo a computar los costes de cada alternativa, que normalmente no involucran la necesidad de calcular sino los rubros convencionales de cualquier inversión: costes de capital y de funcionamiento, obra civil, maquinaria y equipos, mano de obra, etc. Los inconvenientes de esta herramienta, sin embargo, también son evidentes, lo que hace muchas veces ilusoria la ventaja anterior: — En primer lugar, el dar por supuesto que los beneficios de resolver el problema superan a los costes (de otra forma no tendría sentido no compararlos), impide
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
considerar la opción cero como una alternativa relevante. Esto puede ser acertado cuando el decisor se enfrenta a una exigencia normativa (por ejemplo, dotar de tratamiento a las aguas residuales de los municipios de más de 10.000 habitantes equivalentes), pero cuando éste no es el caso, proceder de esta forma puede ser muy arriesgado2. — En segundo lugar, el resultado del ACE vendrá expresado en términos de coste monetario por unidad del bien o servicio que constituye el objetivo buscado: coste de la reducción unitaria de un contaminante atmosférico, de elevar en un porcentaje determinado la tasa de supervivencia de una especie o de reforestar un determinado territorio. Ello permite comparar unas alternativas con otras dentro de las que buscan el mismo objetivo, pero no con las que persiguen otros objetivos distintos. El analista sabrá cuál es la forma menos costosa de reducir la concentración de partículas en suspensión en un núcleo urbano, de asegurar la supervivencia de una especie amenazada o de reforestar un espacio determinado. Pero ignora cuál de estas tres alternativas de utilización de fondos públicos o privados es más rentable socialmente. Si hubiera financiación para todas ellas, el problema no sería muy grave, ya que se ha dado por supuesto que los beneficios de cada acción superan a sus costes. Pero cuando existe una restricción presupuestaria, que suele ser casi siempre, y hay que establecer prioridades, la cosa se complica. — En tercer lugar, muchas veces el objetivo propuesto se puede alcanzar de distinta forma, en distintas modalidades que difieren en aspectos esenciales. Un territorio determinado se puede reforestar de muchas formas, una especie amenazada se puede intentar recuperar de muchas maneras. En la ciudad de Alcalá, hace algunos años, la población de cigüeñas mostraba síntomas claros de estar desapareciendo. El Ayuntamiento tomó una serie de medidas para revertir la situación. Como algunas de ellas morían asfixiadas al confundir pequeños trozos de goma (residuos incontrolados de las industrias del entorno) con gusanos y otros animalillos, instaló un «comedero» en el recinto de un parque natural periurbano. Al mismo tiempo, con la colaboración de una escuela taller municipal, construyó una serie de nidos muy resistentes (un armazón metálico en el que se entretejían las ramas correspondientes), que instaló en las alturas de algunos edificios emblemáticos: uno de ellos, por ejemplo, que veo todos los días desde mi despacho, en la facultad de Ciencias Económicas. El resultado ha sido espectacular: en un corto período de tiempo, la población de cigüeñas no sólo se ha estabilizado, sino que ha comenzado a crecer. Hasta tal punto, que algunas de ellas han abandonado ya la costumbre de emigrar y pasan con nosotros todo el año. Por otro lado, en el Parque Nacional de Ordesa y Monte Perdido, también hace algunos años se puso en marcha un programa de recuperación del quebrantahuesos. En este segundo caso, sin embargo, el enfoque fue algo diferente. Como una de las causas fundamentales del peligro que se cernía sobre esta especie era la desaparición del ganado que constituía su fuente primordial de alimentación, los responsables del programa constru2 Uno de los ejercicios más célebres de ACB, el llevado a cabo en 1970, relativo a la construcción del Tercer Aeropuerto de la ciudad de Londres era en realidad un Análisis Coste Eficiencia, ya que la Comisión Roskill analizó una serie de emplazamientos alternativos para su ubicación, tratando de averiguar cuál era el más conveniente: se daba por supuesto, sin probarlo, que la construcción del tercer aeropuerto estaba justificada. Finalmente, la obra no se llevó a cabo.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
179
yeron un modelo que simulaba el movimiento de los rebaños y las pérdidas naturales que éstos experimentaban en sus desplazamientos. Con esta información de base, el siguiente paso consistía en ir dejando sobre el terreno ejemplares muertos de estos animales, en los emplazamientos señalados por el modelo. Desde el punto de vista del ACE, y atendiendo a cualquier indicador cuantitativo de consecución del objetivo buscado (crecimiento de la población amenazada, por ejemplo), el programa de las cigüeñas probablemente aparecerá como preferible al de los quebrantahuesos: es mucho más barato concentrar el alimento en un único emplazamiento cercano, que ir distribuyéndolo por un territorio muy amplio y, en ocasiones, de difícil acceso. Sin embargo, en el primer caso, se corre el peligro de que las cigüeñas abandonen una de sus prácticas características: la emigración en búsqueda de alimento. En el segundo, la recuperación de la especie es más integral: la diferencia cualitativa es notable. En ocasiones, estas diferencias cualitativas son importantes, y el decisor preferiría tomarlas en cuenta. La solución convencional del ACE, en este caso, es la de introducir unos parámetros de ponderación que permitan discriminar la calidad con la que se alcanza un determinado objetivo: por ejemplo, cada hectárea repoblada con una especie de rápido crecimiento tiene un factor de ponderación igual a 1,0, mientras que si se utilizan especies autóctonas, este factor es de 1,5. Se supone que el objetivo fundamental de la repoblación no se ve afectado por el tipo de especie seleccionada, salvo en lo relativo al coste monetario, pero que el decisor (el grupo social al que representa) no es inmune a consideraciones como las apuntadas. Esta variante del ACE, que introduce ponderaciones con respecto a la calidad, se suele conocer con el nombre de Análisis Coste Utilidad. Sin embargo, estos factores de ponderación, cuya significación se analizará con más detalle en el siguiente epígrafe, tienen, en principio, algo de arbitrarios: ¿por qué 1,5 y no 1,8 o 2,3? El analista podría sugerir, en su lugar, que se tratara de descubrir de una forma algo más precisa la importancia que le otorga la sociedad a las distintas formas de conseguir un mismo objetivo: repoblar forestalmente un territorio determinado. Por ejemplo, mediante un estudio de valoración contingente entre la población local, o la aplicación del método del coste de viaje. Hacerlo, sin embargo, supondría comenzar a romper la barrera que separa el ACE del ACB. No debe confundirse, en cualquier caso, el Análisis Coste Eficiencia con el Análisis Coste Factibilidad. Este último se refiere, simplemente, al estudio que debe realizarse antes de invertir una serie de recursos humanos y materiales en la realización de un ACB propiamente dicho. En efecto, la realización de un ACB es una tarea muy costosa en términos de tiempo, recursos financieros y recursos humanos cualificados. No debería, por tanto, iniciarse alegremente ante cualquier disyuntiva. Ello obliga a descartar cuanto antes aquellas alternativas de solución que, por cualquier motivo (financiero, estructural, de aceptación social), no van a resultar viables: las funciones de transferencia de resultados, analizadas en el Capítulo 5, resultan de gran utilidad en este terreno. Este es, precisamente, el cometido del Análisis Coste Factibilidad: asegurar al analista que el ACB posterior (o el ACE), si es que se lleva a cabo, tendrá como materia prima alternativas solventes para resolver un determinado problema. Volviendo, sin embargo, al ACE, podría afirmarse, como conclusión, que se trata de un instrumento útil en determinados contextos, pero que ofrece al decisor social algunas limitaciones importantes.
180
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
6.1.3. Técnicas de Decisión Multicriterio (TDM)3 En ocasiones el analista se encuentra con un doble problema que le impide completar las etapas del ACB tal y como se contemplaron un poco más arriba: — Algunos de los costes y beneficios identificados no son susceptibles de ser reducidos al numerario previamente establecido (normalmente, magnitudes monetarias reflejo de una disposición a pagar positiva); sería el caso, por ejemplo, de valores culturales considerados superiores. — El decisor, o alguno de los grupos sociales que toman parte en el proceso de elección colectiva, considera que esta reducción no debería llevarse a cabo: rechaza la utilización, por ejemplo, del valor económico de una vida estadística. En ambos casos el analista se ve privado de la posibilidad de reducir todos los costes y beneficios a un único valor que permita la comparación directa. Para resolver este tipo de problemas es para lo que las TDM resultan de gran utilidad. El punto de partida de estas técnicas, aparte del ya mencionado problema de la imposibilidad de reducir a un único numerario algunos de los costes y beneficios de las alternativas contempladas, es el mismo que el del ACB convencional: la necesidad de maximizar una función que depende de una serie de objetivos bien especificados, sólo que, ahora, en principio incomparables entre sí. Los elementos básicos de un problema de decisión multicriterio son pues los siguientes: — Una función que se desea maximizar y que depende de una serie de objetivos que no son, o no se consideran susceptibles de ser reducidos a una única métrica. Se denomina criterios a estos objetivos no estrictamente comparables: por ejemplo, el decisor quiere mejorar la calidad del agua de la bahía que baña su municipio, teniendo en cuenta no sólo el coste de las distintas alternativas (criterio 1), sino el tiempo que se tarda en obtener unos resultados apreciables (criterio 2), la distinta calidad del agua que cada una arroja en la bahía (limpieza interior: criterio 3), fuera del perímetro de la misma (limpieza exterior: criterio 4), y el grado de cooperación institucional que puede esperar para cada una de ellas (criterio 5). — Una serie de alternativas factibles para resolver el problema planteado: tratamiento primario en una depuradora de las aguas residuales que se están vertiendo sin control en la bahía (alternativa A); tratamiento secundario (alternativa B); construcción de un emisario submarino que deposite las aguas residuales mar adentro (alternativa C). En este sencillo ejemplo, al tratarse de un número limitado (discreto) de alternativas de solución del problema, el analista se enfrenta realmente a un problema de la denominada rama de la decisión multidiscreta. Si en lugar de este conjunto limitado de soluciones hubiera dispuesto de un número infinito (un continuo) de ellas, el problema sería de la rama llamada decisión multiobjetivo con otros mecanismos de trabajo (Barba-Romero y Pérez, 1994). 3 El presente epígrafe se ha visto sustancialmente mejorado por los comentarios y sugerencias de Sergio Barba-Romero.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
181
Planteado de esta forma el problema, el primer paso consiste en eliminar aquellas opciones que resultan dominadas por ser ineficientes en sentido de Pareto: es decir, que son superadas por alguna otra opción en al menos un criterio, sin ser superiores a ella en ninguno. Una vez descartadas las dominadas, y habiéndose quedado el analista con el denominado conjunto eficiente de alternativas, el siguiente paso consiste en introducir las preferencias del decisor con respecto a los criterios (objetivos) contemplados. Existen tres procedimientos para determinar este conjunto de preferencias: — El método de articulación a priori consiste, simplemente, en pedirle al decisor que explicite directamente los pesos, los factores de ponderación, que otorga a cada uno de los objetivos propuestos. — El método de articulación interactiva, por el contrario, permite ir construyendo las preferencias del decisor a través de un intercambio dinámico con el analista, en lugar de fijarlas desde un principio. El decisor puede procesar la información que le devuelve el analista con respecto a las implicaciones de sus preferencias, el ordenamiento resultante de alternativas, e ir modificando éstas en función de los resultados obtenidos, hasta asegurarse de que la alternativa finalmente seleccionada ya no es susceptible de ulterior mejora. — El método de articulación a posteriori no es realmente un método de formación de preferencias, sino un mecanismo para descubrir las que el decisor ha utilizado, implícitamente, para seleccionar una determinada alternativa dentro de un conjunto. Confrontado con una serie de opciones se le pide que escoja la que le parece más adecuada y, a partir de esta selección, se trata de descubrir el conjunto de factores de ponderación que harían a ésta la preferida. En ocasiones el análisis se lleva a cabo con respecto a decisiones pasadas4. Antes de establecer la familia de preferencias del decisor, el problema ha quedado planteado en términos de una matriz en la que se representan las alternativas analizadas en cada una de las filas, y los criterios de valoración utilizados encabezando las columnas: cada celda representa, por tanto, el valor de cada alternativa en la consecución del objetivo correspondiente. La contribución de la TDM ha consistido, hasta este punto, en facilitar la tarea, seleccionando el conjunto de alternativas eficientes. El paso siguiente, la construcción de la función de preferencias, permite ordenar las alternativas analizadas a la vista de las ponderaciones expresadas por el decisor5. No debe de olvidarse, en cualquier caso, que el proceso tiende a retroalimentarse y que, una vez llega4 Una variante de este método fue la utilizada en el Capítulo 5 para descubrir los factores de ponderación distributivos, necesarios para calcular el valor de la tasa de descuento del consumo, a partir del análisis de la estructura del impuesto sobre la renta de las personas físicas. 5 Existen muchos métodos de ordenación diferentes. Uno de los más sugestivos es el denominado de «distancia al ideal». Este método podría formalizarse, en términos muy simples, de la siguiente manera: Construyamos una alternativa ideal (inalcanzable) tal como:
Z* (Z *1, Z *2 , Z *3 , ... , Z *n ) para todo 1 1 ... n en la que Zi son los distintos objetivos propuestos (criterios) y Z *i, Max Zi (X), siendo X el vector de variables de decisión. Definida la alternativa ideal, se busca a continuación la más próxima a ella dentro del conjunto eficiente, introduciendo una nueva variable: el grado de proximidad (d): dj [Z *j Zj (X)]
182
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
dos a este punto, analista y decisor entran normalmente en una dinámica interactiva en la que, como se apuntó con anterioridad, se van modificando los factores de ponderación utilizados y analizando el resultado subsiguiente. En definitiva, las TDM son un instrumento imprescindible para resolver un problema de elección social, bien cuando el decisor persigue distintos objetivos no estrictamente comparables, bien cuando los participantes en un proceso de decisión colectiva representan distintos intereses y no encuentran un lugar de confluencia común. Estas técnicas no van a resolver el problema, pero sí que van a proporcionar un proceso de solución mucho más eficiente, permitiendo descartar las alternativas dominadas y centrando la discusión en los elementos realmente relevantes: los distintos factores de ponderación y sus valores críticos. Hacerlo así ahorra una gran cantidad de tiempo y esfuerzo que, de otra forma, se hubieran dirigido a analizar alternativas y posibilidades irrelevantes.
6.2. ANÁLISIS COSTE BENEFICIO FINANCIERO Con ayuda de los conceptos introducidos en los epígrafes anteriores, si bien de forma muy esquemática, es posible ya introducir los elementos esenciales que caracterizarían la realización del ACB financiero. Será conveniente, para facilitar el seguimiento de las explicaciones que siguen, ilustrar cada paso con ayuda de un ejemplo sencillo. Supongamos que el analista tiene ante sí la información contenida en la Tabla 6.1, referida a un proyecto de construcción de una planta de producción de zapatos. Los datos fundamentales de esta inversión (que, como es obvio, no son sino una simplificación muy exagerada de la realidad) serían los siguientes: — La vida útil del proyecto es de diez años. Todas las magnitudes están expresadas en unidades monetarias de poder adquisitivo constante: es decir, ya se ha descontado la inflación esperada: una unidad del año cero tiene exactamente el mismo poder de compra que una unidad monetaria del año diez. — La fase de inversión dura apenas un año, de forma que a partir del año uno (el año cero, por convención, se reserva para la fase de inversión), el proyecto ya está operativo: es decir, comienza la producción. — Además de zapatos (producto A), se producen cinturones de piel (producto B), aunque su importancia es mucho menor. — La vida útil de la maquinaria adquirida para la fabricación es de diez años, de forma que, a la finalización del proyecto, ésta sólo sirve para chatarra, con un y un proceso de normalización que permita adecuar la dispar métrica utilizada en cada alternativa: [Z *j Zj (X)] dj
[Z *j Z j**] siendo Z j** el peor valor posible (el anti-ideal). El problema puede resumirse, por tanto, como un problema estándar de minimización: n
Min
Z *j Zj (X)
Wj
j 1 Z * Z ** j
j
una vez establecidas las ponderaciones correspondientes (Wj: la familia de preferencias del decisor).
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
183
valor residual igual a cero. Por el contrario, la obra civil (edificios, naves, almacenes), tiene una vida útil de 20 años, de forma que, al cabo de los diez años, su valor se ha reducido a la mitad (ésa sería la cantidad por la que se podrían vender en el mercado o, alternativamente, lo que costaría recuperar su valor inicial). — La inversión original se financia, parcialmente, con un préstamo que al final del período contemplado se ha devuelto en su totalidad (en este punto la simplificación es dramática). — El impuesto sobre los beneficios brutos es del 40 por 100. Tabla 6.1. Años 0 Costes de inversión Terrenos Obra civil Maquinaria
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
10
200
100
— — —
— — —
— — —
— — —
— — —
— — —
— — —
— — —
— — —
10 100 —
310
—
—
—
—
—
—
—
—
—
110
—
10
20
10
— —
— —
— —
— —
— —
— —
— —
— —
20 20
TOTAL
10
30
—
—
—
—
—
—
—
—
40
Ingresos Producto A Producto B
— —
380 20
380 20
380 20
380 20
380 20
380 20
380 20
380 20
380 20
380 20
TOTAL
—
400
400
400
400
400
400
400
400
400
400
TOTAL Capital de trabajo Materias primas Caja
Costes de operación Materias primas Insumos Energía eléctrica Mano de obra cualificada Mano de obra no cualificada Gastos generales
— 180 180 180 180 180 180 180 180 180 180 — 40 40 40 40 40 40 40 40 40 40 — 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 —
20
20
20
20
20
20
20
20
20
20
—
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
290 290 290 290 290 290 290 290 290 290
TOTAL Margen de explotación
—
110
110
110
110
110
110
110
110
110
110
Gastos financieros Depreciación Intereses
— — —
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
—
35
35
35
35
35
35
35
35
35
35
Beneficios brutos
—
75
75
75
75
75
75
75
75
75
75
Impuestos
—
30
30
30
30
30
30
30
30
30
30
320
15
45
45
45
45
45
45
45
45
195
TOTAL
BENEFICIOS NETOS
184
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Por lo demás, la alternativa analizada es enteramente convencional: el inversor aporta unos fondos propios, más un crédito que ha obtenido, para poner en marcha una planta de fabricación de zapatos y cinturones de piel. Necesita comprar un terreno, construir unas instalaciones e importar una maquinaria para poder empezar y, una vez que tiene todo, contratar a unos trabajadores, el suministro de energía, materias primas y otros insumos, para poder fabricar sus productos. La venta de éstos le proporciona unos ingresos que, después de devolver el préstamo y pagar los impuestos, le dejan un beneficio neto. La alternativa está bien identificada, el objetivo (rentabilidad financiera) y los costes y beneficios, también. Supongamos que la incertidumbre del proyecto es normal: no se trata de una operación particularmente arriesgada ¿Interesa una alternativa como la presentada?
6.2.1. Indicadores de rentabilidad Existen algunos indicadores que pueden ayudar a responder la pregunta anterior, y cuyo significado conviene analizar siquiera sea superficialmente. a) El Valor Presente Neto (VPN) El primero es el VPN, concepto ya mencionado en el capítulo anterior. Como recordará el lector, el VPN de la inversión se calcula de acuerdo a la siguiente fórmula, en tiempo discreto, y siempre que la tasa de interés permanezca constante: T
VPN
t 0
Bt Ct (1 r)t
(6.1)
siendo Bt los beneficios en el año t, Ct los costes en ese mismo año t, r la tasa de interés o tasa de descuento, y T la vida útil del proyecto contemplado. Si se introducen los datos de la Tabla 6.1 en una hoja de cálculo se comprobará que, utilizando una tasa de interés real del 5 por 100, esta inversión tiene un VPN de 64,75 unidades monetarias. ¿Qué quiere decir esto? Simplemente que esa cantidad es la que el decisor debería estar dispuesto a pagar por tener la oportunidad de participar en esta inversión, ya que le va a permitir ganar más dinero que cualquiera de las alternativas que tiene a su alcance. Es decir: el valor presente no es lo que va a ganar, sin más, sino lo que vale, hoy, lo que va a ganar de más con ella. ¿Dónde están esas otras alternativas que parecen ser inferiores a ésta? En la tasa de interés utilizada: esta tasa debe reflejar la rentabilidad de la mejor alternativa descartada (teniendo en cuenta la seguridad de cada una de ellas). Es decir, si el valor de la tasa de interés, o de descuento, es de un 5 por 100, es porque la cantidad de dinero invertida en esta opción, si se hubiera ingresado en un fondo a plazo, hubiera obtenido ese 5 por 100 como rentabilidad, y eso es lo mejor que podría hacerse con ese dinero. Esas 64,75 unidades monetarias que constituyen el valor presente de la alternativa es lo que para el decisor valdría hoy esa cantidad adicional de dinero que la inversión propuesta le proporciona año tras año. Si en lugar de la cifra anterior el valor presente neto hubiera sido, pongamos por caso, de 13, esto no quiere decir que el inversor hubiera «perdido» esa cantidad de dinero (en el sentido coloquial del término: que lo hubiera tenido que poner de su bolsillo). Quiere decir que con la fábrica de zapatos ganaría menos que invirtiendo en un fondo de renta fija. Y ese menos vale hoy 13.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
185
b) La Tasa Interna de Rendimiento (TIR) Un indicador alternativo para medir la rentabilidad de esta inversión, que también le ofrecerán al lector los datos de la hoja de cálculo, es la TIR. Su interpretación es sencilla: es la rentabilidad que tendría que ofrecerle una inversión alternativa para ser tan atractiva como la que está analizando. Es, por tanto, la tasa de descuento que hace cero el VPN de la inversión: T
VPN
Bt Ct
(1 TIR) t 0
t
0
(6.2)
Si la TIR de una inversión está por encima de la tasa de interés que refleja la rentabilidad de las distintas alternativas, la inversión vale la pena. Esto es lo que ocurre con la fábrica de zapatos: su TIR (8 por 100) supera la tasa de interés (5 por 100) y, en consecuencia, su VPN es positivo. Además de los dos citados, existen otros indicadores de rentabilidad que también se utilizan con frecuencia. El período de recuperación, por ejemplo, es el número de años que transcurren hasta que se recupera el valor de los fondos invertidos. Cuanto menor sea este período, más atractiva será la inversión. Tiene el serio inconveniente, sin embargo, de que considera irrelevante todo lo que ocurre una vez que se ha alcanzado este punto, algo justificable en muy escasas ocasiones. La relación Beneficio-Coste es otro de los indicadores muy utilizados y consiste, simplemente, en dividir el valor presente de los beneficios por el valor presente de los costes: si el valor resultante es superior a la unidad, la alternativa es aceptable, y cuanto mayor sea, mejor. Su principal desventaja estriba en que es muy susceptible a ciertos convencionalismos contables: por ejemplo, si los descuentos a clientes se consideran como una disminución de los beneficios (y se restan del numerador), el resultado es distinto al que se obtendría si se tratan como un coste adicional y se añaden al denominador. Son, por tanto, los dos indicadores apuntados los más utilizados y, probablemente, el VPN el más robusto6.
6.2.2. Análisis de sensibilidad Los indicadores de rentabilidad presentados en el epígrafe anterior no son sino una parte de la información que el analista debe de proporcionar al decisor. Como ya se ha señalado repetidas veces, estos indicadores informan de la conveniencia de la opción analizada, frente a sus competidoras, si las cosas salen de acuerdo a lo previsto. Enseguida se analizarán el riesgo o la incertidumbre inherentes a algunos de los componentes del coste o de los beneficios. Lo que interesa resaltar en este momento es que la rentabilidad calculada depende de que las predicciones efectuadas se cumplan: si no es así, la rentabilidad cambiará. Las desviaciones que podrían aparecer son de muchos tipos: — Las previsiones de demanda no se cumplieron: apareció un nuevo competidor que capturó un segmento importante del mercado o un cambio repentino en la moda hizo que los zapatos fabricados no tuvieran salida. 6 La TIR tiene dos desventajas importantes frente al VPN: informa sobre la rentabilidad del último euro invertido, pero no garantiza que si se siguen invirtiendo euros en la misma alternativa, esa rentabilidad se mantendrá (está muy influida, pues, por el tamaño de la inversión); y una misma inversión puede tener varias TIR muy distintas entre sí (cuando a lo largo de su vida útil aparece algún año, además de los primeros, en que los beneficios son negativos).
186
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— Los precios, tanto de los productos vendidos como de los insumos y factores de producción adquiridos no fueron los esperados: una epidemia elevó el precio de la piel, la devaluación del tipo de cambio disparó el precio de la maquinaria de importación, las restricciones monetarias empujaron al alza los tipos de interés con los que hay que devolver el préstamo. — Aparecieron dificultades administrativas con las que no se contaba (la licencia de apertura se demoró más de lo previsto, lo mismo pasó con los permisos de importación de la maquinaria) o los proveedores no cumplieron con los plazos establecidos (el constructor no entregó las naves en la fecha acordada). Las desviaciones pueden aparecer, pues, por multitud de motivos. Ahora bien, ¿son todas igualmente relevantes? ¿Cómo afecta cada una de ellas a la rentabilidad de la inversión? Este es el tipo de preguntas que ayuda a responder el análisis de sensibilidad. Consiste éste, en efecto, en modificar el valor de una serie de variables y analizar cómo cambia la rentabilidad de la inversión de resultas de ello. El analista procedería, pues, de la siguiente forma: En primer lugar, toma todas y cada una de las variables relevantes del estudio de rentabilidad (todas las filas de la Tabla 6.1, y la duración de las distintas etapas reflejadas en las columnas), y modifica su valor en un porcentaje determinado (un 5 por 100, por ejemplo). A continuación observa cuál ha sido la variación porcentual de alguno de los indicadores de rentabilidad (el VPN, la TIR). Ello permite derivar la elasticidad de respuesta de la rentabilidad de la inversión ante cambios en los valores esperados de las variables: los cambios en algunas de ellas tendrán impactos despreciables, mientras que otros serán muy significativos. Esta operación ha permitido identificar las variables críticas, en el sentido de que la rentabilidad final de la inversión depende de que se cumplan las expectativas con respecto a ellas. Al mismo tiempo, da una idea de la consistencia de los indicadores de rentabilidad obtenidos, en función del número y la importancia de estas variables críticas. Hasta aquí, el analista no ha introducido ninguna información adicional a la que ya tenía. Simplemente ha simulado el efecto de introducir una serie de cambios aleatorios en el valor de todas (o algunas) variables. Una vez identificadas las variables críticas, sin embargo, el camino es distinto. Probablemente se justifique una inversión adicional para intentar obtener una mayor información sobre el rango y la probabilidad de cambios en su valor estimado: para transformar la incertidumbre en riesgo.
6.2.3. Riesgo e incertidumbre Es muy probable, por todo lo dicho anteriormente, que las expectativas no se cumplan, y las cosas no salgan enteramente como estaba previsto. En muchas ocasiones, además, las propias expectativas se han formado en un contexto probabilístico, ya que en la esencia de la variable analizada está su volatilidad. El analista se mueve, pues, en un mundo de información incompleta. Conviene comenzar el análisis de este fenómeno, no obstante, y aunque pudiera parecer paradójico, haciendo un inventario de la información que se tiene. El analista suele conocer, al menos, dos cosas muy relevantes: — Conoce, por lo general, los distintos estados de la naturaleza que pueden presentarse: los precios pueden subir o bajar, los plazos alargarse o acortarse, una empresa competidora se instala en el mercado o lo abandona.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
187
— Conoce, asimismo, las consecuencias que tiene sobre el objetivo buscado (la rentabilidad), que se presente uno u otro de estos resultados: ésta es la información que le ha proporcionado el análisis de sensibilidad. — En ocasiones, conoce también la probabilidad asociada a cada posible estado de la naturaleza: esto es lo que caracteriza una situación de riesgo. Cuando se desconoce la probabilidad que acompaña a cada posible escenario, se dice que la situación está caracterizada por la incertidumbre. Vale la pena analizar estas dos situaciones por separado (Zerbe y Dively, 1994, capítulo 15): a) Tratamiento del riesgo Cuando los resultados de una alternativa están sujetos a un riesgo, el analista puede calcular, como primera medida, el valor esperado (VEs) del rendimiento de dicha alternativa. Llamando Xi a los resultados netos del proyecto cuando el estado de la naturaleza es i (para todo i 1 ... n), y Pi a la probabilidad, conocida, de ocurrencia de dicho estado: VEs P1 X1 P2 X2 ... Pn Xn
(6.3)
El cálculo del valor esperado no es sino un primer paso para determinar la rentabilidad de una alternativa sujeta a riesgo. En efecto, las personas en general tienen aversión al riesgo: prefieren un resultado cierto a una combinación de dos sucesos probabilísticos que ofrezca el mismo valor esperado, siempre que la utilidad marginal del dinero disminuya con el nivel de renta (el supuesto del decrecimiento de la utilidad marginal del consumo). El problema aparece cuando dos alternativas arrojan el mismo valor esperado y, sin embargo, una de ellas incorpora una varianza mucho mayor: aunque su valor esperado sea idéntico, las personas no valoran igual una alternativa que consiste en una ganancia de cero, con una probabilidad del 50 por 100, y una ganancia de 1 millón, con esa misma probabilidad del 50 por 100, que una segunda alternativa que promete, con probabilidades del 50 por 100, una ganancia de 400.000 en un caso y 600.000 en el otro. Ambas tienen un valor esperado de 500.000, pero la mayoría de la gente probablemente prefiera la segunda. En este caso, el cambio en la utilidad esperada ($UE) que traerían consigo unas alternativas como las anteriores, que ofrecen dos beneficios posibles (Bx y By) con probabilidades p y (1 p), sería: $UE pBx U'(Wx) (1 p)ByU'(Wy)
(6.4)
siendo Wx y Wy (W o B) la renta en cada una de las dos situaciones, y U', la utilidad marginal del dinero7. Es necesario, por tanto, introducir el grado de aversión al riesgo del decisor, y la amplitud del riesgo que contiene cada alternativa. Con respecto a la primera de estas dos variables, el grado de aversión al riesgo (AR) suele medirse, en términos absolutos, como: 7 Lo anterior permite afirmar, por tanto, que una alternativa es arriesgada cuando su utilidad esperada es inferior a su valor esperado.
188
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
U'' (W) AR(W ) ________ U' (W)
(6.5)
expresión en la que U'(W) representa la utilidad marginal del dinero cuando el nivel de renta es W, y U'' es la derivada de dicha utilidad marginal (la segunda derivada de la utilidad: su tasa de cambio). El grado de aversión al riesgo relativa (ARR), también utilizado en multitud de ocasiones, se expresa como:
WU'' (W) ARR(W) __________ U' (W)
(6.6)
Con respecto a la segunda de las variables mencionadas, la amplitud del riesgo que acompaña a una determinada alternativa, la medida tradicional de la misma, cuando se contempla aislada es su varianza (S2): S2 VEs pi (ri r¯)2
(6.7)
expresión en la que r es el rendimiento esperado, tanto de la inversión contemplada, como del promedio de las inversiones en la economía (r¯). La desviación estándar (S), no es sino la raíz cuadrada de la varianza. Cuando el analista se enfrenta a un conjunto de alternativas para seleccionar (por ejemplo, está considerando añadir una opción nueva a un conjunto ya existente: a una cartera), lo importante es el grado de riesgo adicional que la recién llegada introduce en la cartera existente8. En este caso, el riesgo conjunto del nuevo paquete de alternativas se mide por su covarianza (R1, 2 S1 S2), siendo R1, 2 el coeficiente de correlación entre las dos alternativas. Una vez calculado el nivel de riesgo de una alternativa, y tomando en cuenta el grado de aversión al riesgo del decisor, la literatura especializada recomienda tres mecanismos para hacer operativa esta variable en el marco del ACB: — Introducir una tasa de descuento ajustada para tener en cuenta el riesgo. Este proceder, muy utilizado en el campo de la rentabilidad financiera, presenta, sin embargo, algunas dificultades importantes en el terreno del ACB social 9. 8 Hasta el punto de que una alternativa arriesgada puede reducir el riesgo de la cartera existente si sus resultados más favorables aparecen con el estado de la naturaleza (sequía) que lleva a las restantes a mostrar su peor cara. Ésta es, precisamente, la base de los seguros. 9 La justificación teórica de esta recomendación sería como sigue. Se denomina equivalente cierto (QEC) al pago de una alternativa segura que el decisor considera le reporta la misma utilidad que otra sujeta a riesgo. De acuerdo a los planteamientos de von Neumann y Morgenstern, toda alternativa arriesgada tiene un QEC. El VPN de este QEC sería [VPN QEC/(1 rf)], siendo rf la tasa de descuento libre de riesgo. Supongamos ahora que la alternativa arriesgada, que el decisor considera que le reporta la misma utilidad, tiene un rendimiento esperado de F (mayor, por definición que QEC). En este caso:
F QEC VPN ––––– ––––– 1 r 1 rf y r sería la tasa de descuento ajustada para incluir el riesgo. Naturalmente, el problema se complica sustancialmente cuando se toma en cuenta la variabilidad total de la cartera de inversiones y es necesario considerar las respectivas covarianzas, así como la tasa de rendimiento con la que se compara cada alternativa. En este último punto radica, de hecho, la mayor dificultad a la hora de aplicar este criterio a los proyectos públicos de inversión.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
189
— Calcular los precios de opción de los resultados arriesgados. El precio de opción es un concepto muy ligado al valor de opción que se introducía en el Capítulo 3, y no es más que la cantidad que una persona estaría dispuesta a pagar, hoy, por preservar su opción de consumir en el futuro un bien, cuando, en este momento, no sabe si podrá hacerlo. Si el excedente del consumidor esperado es el valor que la persona le otorga, hoy, al bienestar que le proporcionará disfrutar de dicho bien: Valor de opción precio de opción excedente del consumidor esperado El problema estriba, en este caso, en que, normalmente, se desconoce el valor de opción, y no se sabe siquiera si es positivo o negativo. — Utilizar la técnica de la dominancia estocástica para ordenar alternativas con base en su utilidad esperada, y descartar aquellas que resultan dominadas. Como puede comprobarse, no es sencillo hacer operativa la consideración del riesgo de las distintas alternativas contempladas. b) El tratamiento de la incertidumbre Si la introducción del riesgo en el ACB no es tarea sencilla, qué decir de la incertidumbre, que ni siquiera cuenta con información sobre las probabilidades de ocurrencia de los distintos estados de la naturaleza. Teniendo en cuenta esta dificultad de partida, tres han sido los mecanismos recomendados para tratar con este problema, y que se expondrán muy brevemente a continuación: — Análisis de sensibilidad. Como se pudo comprobar un poco más arriba, el análisis de sensibilidad permite identificar aquellas variables que tienen un papel crítico con respecto a la rentabilidad de la alternativa analizada. En el caso de la incertidumbre, el analista construye un número limitado de estados posibles de la naturaleza (lo normal son tres: esperado, optimista y pesimista) y, a continuación, estudia el comportamiento de la rentabilidad de la inversión en cada uno de ellos. Puede proceder analizando cada variable relevante de una manera secuencial, pero lo más indicado es agruparlas, sobre todo cuando existe algún grado de correlación entre ellas o con una tercera (el estado general de la economía, por ejemplo), y construir los escenarios correspondientes. Ello le facilitará, si es posible, descubrir los puntos débiles de la propuesta, y los beneficios de transformar una situación de incertidumbre en una de riesgo. — Simulación. La simulación no es, realmente, sino una extensión del análisis de sensibilidad que utiliza el poder de computación para ampliar el número de variables y posibles escenarios que se analizan conjuntamente. El analista le proporciona al ordenador el conjunto de variables que considera relevantes, así como las vinculaciones existentes entre ellas, y una hipotética función de probabilidad de ocurrencia de los distintos resultados, que puede modificar iterativamente. El programa correspondiente le ofrece como respuesta la función de probabilidad de los resultados. Como es bien conocido, el modelo de Monte Carlo de simulación es uno de los más utilizados. La gran ventaja de la simulación es que arroja con frecuencia resultados inesperados, producto de ciertas combinaciones de variables no previstas, que ayudan a profundizar en el estudio de los aspectos más débiles de cada alternativa.
190
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— Árboles de decisión. En este caso, el analista va representando gráficamente las distintas opciones de forma secuencial, abriendo diferentes ramas para los resultados dependientes de los distintos estados de la naturaleza que puedan presentarse. Esta técnica le permite identificar aquellos puntos en los que hay que tomar una decisión, y los posibles resultados de cada una de ellas. La gran ventaja de esta técnica es que hace explícitas y fácilmente comprensibles las distintas posibilidades. Permite, además, contemplar la conveniencia de una opción que no debería perderse de vista: abandonar el terreno y cerrar la alternativa. Y éstas son, a grandes rasgos, las recomendaciones que ofrece la literatura para tratar los problemas del riesgo y la incertidumbre.
6.3. ANÁLISIS COSTE BENEFICIO SOCIAL Supongamos ahora que la alternativa sobre la que el analista ha de aconsejar al decisor no es la de poner en marcha una fábrica de zapatos, sino que lo que tiene encima de la mesa es una solicitud de dictamen, por parte de un Ayuntamiento, sobre la conveniencia de una planta de tratamiento de Residuos Sólidos Urbanos. El decisor es, por tanto, el gerente de la empresa municipal encargada de la recogida de basuras. Para hacer más sencillo el argumento, y facilitar las comparaciones, puede suponerse que la estructura de la inversión es semejante a la que quedaba reflejada en la Tabla 6.1, con unas ligeras modificaciones: al fin y al cabo también se necesita un terreno, una obra civil, energía, mano de obra, etc. Las modificaciones apuntadas son las siguientes: — Los terrenos en los que se instalaría la planta son propiedad del Ayuntamiento, por lo que la empresa gestora de la planta, al ser municipal, no tendría que pagar por ellos. — La empresa gestora recibiría unos ingresos provenientes de las tasas de recogida de basuras (que ocuparían el lugar del producto A), y la venta de algunos de los productos recuperados por el tratamiento: plástico, vidrio, metal, cartones o compost (producto B). Sin embargo, en lugar de ingresar 380 unidades monetarias todos los años por el primero de los conceptos, se supone ahora que ese ingreso es únicamente de 180, mientras que la venta de compost le proporciona 120 unidades monetarias anuales. Todo lo demás permanece como estaba (lo que probablemente sea un poco forzado en el caso de los impuestos). El analista tiene ante sí, por tanto, un proyecto de construcción de una planta de tratamiento de basuras para resolver los problemas de RSU del municipio, cuya estructura de costes e ingresos es la que aparecería reflejada en la Tabla 6.2. Como puede fácilmente comprobarse, desde un punto de vista estrictamente financiero, esta propuesta no es rentable. La planta en cuestión tendría una pérdidas anuales cuyo VPN sería de 614,95 unidades monetarias: su TIR es de 22 por 100. Ahora bien, el propósito de poner en marcha una planta de tratamiento de residuos por parte del Ayuntamiento no es el de ganar dinero, sino el de resolver un problema cuya solución redundará en beneficio de los ciudadanos. La información sobre su rentabilidad financiera no puede ser por tanto decisiva a la hora de optar por llevar a cabo la propuesta. Lo relevante es si la alternativa contemplada (la planta de tratamiento) es la mejor opción para resolver un problema que, a su vez, es el más urgente para el mu-
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
191
Tabla 6.2. Años 0 Costes de inversión Obra civil Maquinaria
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
200
100
— —
— —
— —
— —
— —
— —
— —
— —
— —
100 —
300
—
—
—
—
—
—
—
—
—
100
—
10
20
10
— —
— —
— —
— —
— —
— —
— —
— —
20 10
TOTAL
10
30
—
—
—
—
—
—
—
—
30
Ingresos Tasas Producto B
— —
180 120
180 120
180 120
180 120
180 120
180 120
180 120
180 120
180 120
180 120
TOTAL
—
300
300
300
300
300
300
300
300
300
300
TOTAL Capital de trabajo Materias primas Caja
Costes de operación Materias primas Insumos Energía eléctrica Mano de obra cualificada Mano de obra no cualificada Gastos generales
— 180 180 180 180 180 180 180 180 180 180 — 40 40 40 40 40 40 40 40 40 40 — 10 10 10 10 10 10 10 10 10 10 —
20
20
20
20
20
20
20
20
20
20
—
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
30
10
290 290 290 290 290 290 290 290 290 290
TOTAL Margen de explotación
—
10
10
10
10
10
10
10
10
10
10
Gastos financieros Depreciación Intereses
— — —
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
20
15
—
35
35
35
35
35
35
35
35 —35
35
Beneficios brutos
—
25
25
25
25
25
25
25
25
25
25
Impuestos
—
30
30
30
30
30
30
30
30
30
30
310
85
55
55
55
55
55
55
55
55
75
TOTAL
BENEFICIOS NETOS
nicipio (entre aquellos sobre los que tiene competencias)10. En definitiva, en qué medida eleva el bienestar social del colectivo afectado. Definir el bienestar social no es, en 10 Ello no quiere decir que la información que proporciona el análisis de rentabilidad financiera sea irrelevante. En absoluto: el gestor público será el primer interesado en conocer cuál será la repercusión del proyecto sobre las finanzas municipales. Es más, un sencillo análisis de sensibilidad le permitiría saber hasta dónde tendría que subir las tasas de recogida de basura, por ejemplo, para que el proyecto no le costara dinero. Podría, asimismo, por ejemplo, analizar la rentabilidad financiera de la planta si el Estado se hace cargo de los costes de inversión (y el crédito correspondiente).
192
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
absoluto, tarea sencilla, ni es éste el momento para profundizar en un tema complejo. Baste señalar que, en el campo del ACB social, la práctica convencionalmente seguida es la de considerar que la utilidad que una persona recibe por la satisfacción de una necesidad, viene medida por la cantidad de dinero que dicha persona está dispuesta a pagar por ello (si es un beneficio), o por evitarlo (si es un coste)11. Una vez descubierto de esta forma el cambio en el bienestar individual que supone la alternativa, o alternativas, contemplada, el siguiente paso, no menos complicado, es el de agregar todos estos cambios individuales en un único cambio representativo para el colectivo. De nuevo, el ACB social acude a un atajo (discutible, como todos) para resolver el problema: si la suma neta es positiva, los beneficiados podrían eventualmente compensar a los perjudicados, y la alternativa es, en principio, aceptable (el lector familiarizado con el análisis económico habrá recordado que ésta es una forma sencilla de introducir el llamado criterio Kaldor-Hicks de compensación potencial mencionado en el Capítulo 4). Éste es pues el punto de partida del ACB social. Ahora bien, ¿por qué se afirma que la información proporcionada por los costes y los ingresos de la planta no es un buen indicador de la conveniencia de su construcción, desde una perspectiva social? Por una triple razón: — Porque algunos de los costes y de los ingresos recogidos en el análisis de rentabilidad financiera no tendrían que estar, ya que no representan ningún menoscabo, ni ninguna adición, al bienestar social. — Porque, por el contrario, algunos de los impactos positivos y negativos que tendría la construcción de la planta sobre el bienestar de los ciudadanos no aparecen entre los costes y los beneficios recogidos. — En tercer lugar, porque algunos de los costes y beneficios computados, que son relevantes, no están bien valorados. En definitiva: ni es todo lo que está, ni está todo lo que es, ni lo que es y está está bien valorado. Vayamos por partes.
6.3.1. Depuración de las partidas redistributivas Lo primero que tiene que hacer el analista, para descubrir la contribución de una alternativa cualquiera a un mejor bienestar social, es olvidarse del dinero: abandonar la perspectiva monetaria para adoptar un enfoque estrictamente real. Lo importante, en efecto, no es si las cosas cuestan o dejan de costar dinero, sino si consumen o proporcionan recursos reales que se podrían haber utilizado para satisfacer las necesidades de la gente12. En este sentido, algunos de los costes y beneficios recogidos en la Tabla 6.2 no representan un aumento o disminución de los recursos reales con que cuenta la sociedad para satisfacer sus necesidades, sino una simple redistribución del poder de compra (del acceso a los mismos) que no cambia su cuantía total. Lo anterior ocurre en tres casos: 11 Sobre el significado de estas y otras medidas del bienestar (compensación exigida), su aceptabilidad, y los contextos en que deberían utilizarse unas y otras, puede consultarse Azqueta (1994, Capítulo 2). 12 El dinero compra la satisfacción de necesidades porque permite controlar los recursos reales que lo posibilitan: el dinero sin más, sin este respaldo real (de productos o factores de producción), satisface más bien poco.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
193
— La devolución del préstamo contraído. La empresa gestora ha necesitado contratar un préstamo para financiar la inversión, y la devolución del mismo (principal e intereses) aparece convenientemente reflejada como uno de los costes del proyecto. Gracias a ese préstamo, se ha adquirido una maquinaria, y se han podido construir las instalaciones correspondientes para albergarla. Éstos son, sin duda, costes reales: la maquinaria utilizada (o los dólares necesarios para importarla), así como el cemento, los ladrillos, la energía y la mano de obra utilizados para levantar las naves, ya no se pueden emplear en nada más. Que la inversión se haya financiado con un préstamo, con ahorros previos o con un billete de lotería premiado es, desde el punto de vista del bienestar social, irrelevante. Lo importante son los recursos consumidos, y ésos ya han quedado reflejados en las partidas correspondientes. La devolución del préstamo no es más que una transferencia de poder adquisitivo en contra del gestor de la planta y a favor del banco: una simple redistribución de renta que, desde el punto de vista de los recursos reales utilizados o producidos, no cambia en nada las cosas. — Los impuestos y subvenciones. Lo mismo puede decirse con respecto a los impuestos pagados: ni aumentan ni reducen la rentabilidad real de la inversión, sólo obligan a compartir una parte con la Administración. Con respecto a las subvenciones recibidas, éstas pueden ser muy atractivas para quien las percibe, pero alguien ve reducido su poder adquisitivo en la misma medida. En el caso analizado, aparece una subvención encubierta muy clara: los terrenos son cedidos gratuitamente por ser municipales. El gestor no tendrá que pagar por ellos, pero eso no evita que se tengan que utilizar y que ya no se pueda hacer otra cosa con ellos (cultivarlos, construir viviendas): aparezca o no entre los costes financieros, es un coste real, y como tal tendrá que quedar reflejado. — Finalmente, está la partida correspondiente a la depreciación de los activos utilizados: obra civil y maquinaria. La razón de ser de este concepto no es otra que la de asegurar al inversor que, al final de la vida útil del proyecto, se encontrará en situación de volver a empezar si así lo desea: es una provisión de fondos que le permite sustituir la parte del capital fijo que se fue gastando con el paso del tiempo. Ahora bien, la depreciación se ha producido, efectivamente, y constituye una pérdida de recursos reales: así aparece reflejado al comparar el valor inicial de la maquinaria y los edificios con su valor de realización (el correspondiente al año 10). Ha quedado, pues, recogida: volver a computarla en una cuenta aparte sería incurrir en doble contabilización. El primer paso para descubrir la conveniencia social de la inversión ha de ser, por tanto, el de depurar el estudio de rentabilidad financiera de todas las partidas que no implican sino una mera transferencia de renta.
6.3.2. Introducción de las externalidades positivas y negativas Además de los costes y beneficios reflejados en la información anterior, la puesta en funcionamiento de una planta de tratamiento de RSU tiene una serie de efectos adicionales que también inciden sobre el bienestar de la población, que habrá que incluir con su valoración correspondiente. A modo de ejemplo:
194
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— La construcción de la planta permitiría sellar un vertedero que era un foco de insalubridad y malos olores para la población cercana, y que se encontraba próximo a la saturación. — Con una inversión adicional relativamente pequeña (que tendría que ser incluida en el estudio), el terreno ocupado por el antiguo vertedero, una vez sellado éste, podría recuperarse como parque natural, proporcionando los correspondientes servicios recreativos a la población de la localidad. — Alternativamente, estos mismos terrenos podrían facilitar la expansión urbanística del núcleo municipal (con la revalorización correspondiente). — Gracias al tratamiento de los RSU, y a su posterior valorización parcial, se reduciría el espacio necesario para depositar las basuras restantes, lo que «libera» un terreno que, en ausencia de la planta, hubiera tenido que dedicarse, en el futuro, a este menester. — Podría darse el caso de que, con la puesta en marcha del nuevo sistema de recogida y tratamiento de basura, un grupo marginal de población perdiera su fuente principal de sustento, con las consecuencias sociales correspondientes. En definitiva, una serie de impactos no reflejados en la contabilidad anterior, pero que tienen una incidencia indudable sobre el bienestar colectivo, y que han de ser identificados, computados y valorados en la medida de lo posible, para ser introducidos en pie de igualdad con los demás en el ACB social.
6.3.3. Introducción de los precios de cuenta de eficiencia Tanto los costes y beneficios que han permanecido después de la primera fase de depuración, como una parte de los que se han introducido en la etapa anterior, están valorados con ayuda de los precios de mercado. Si éstos precios fueran de equilibrio, es decir, si los precios de los bienes y servicios de consumo final reflejaran el coste marginal de producción y la utilidad marginal del consumo, y los de los factores de producción su coste de oportunidad, no habría en ello mayor problema. Sin embargo, en ocasiones esto no es así, y la valoración introducida con la utilización de los precios de mercado distorsiona la contribución de la opción contemplada al bienestar social. La desviación de los precios de mercado con respecto a los que aparecerían en un contexto en el que se dieran las igualdades anteriores, se debe a la existencia de una serie de desequilibrios: — En primer lugar, un desequilibrio en el mercado de bienes y servicios, por la existencia de distintas formas de competencia imperfecta e intervención pública. — En segundo lugar, un desequilibrio en el mercado de factores de producción, debido fundamentalmente a la existencia de desempleo. — En tercer lugar, un posible desequilibrio en el mercado de divisas, que impide que el tipo de cambio oficial refleje la verdadera escasez de moneda extranjera. — Finalmente, un tipo de interés que, en ocasiones, no recoge el coste de oportunidad del capital ni la preferencia social en el tiempo, tal y como se discutió en el capítulo anterior, reflejo del hecho de que la tasa de ahorro es subóptima. Es probable que estos factores de desequilibrio no sean muy relevantes en economías desarrolladas, pero adquieren una gran importancia en los países subdesarrollados. Es por ello que, desde la perspectiva de distintos organismos internacionales (fun-
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
195
damentalmente el Banco Mundial), se han construido una serie de precios de cuenta de eficiencia, para sustituir a los precios utilizados en los análisis convencionales de rentabilidad, de modo que el valor de cada partida se aproxime en mayor medida al cambio en el bienestar social que debería reflejar13. Los principales precios de cuenta son, por tanto: los correspondientes a las distintas mercancías, el tipo de cambio de cuenta, el salario de cuenta y la tasa social de interés. En función de los desequilibrios existentes, y la relevancia de las partidas afectadas, el analista deberá introducir los cambios necesarios en los precios utilizados. Podría aproximarse ahora, simplemente a efectos ilustrativos, lo que estas tres operaciones representarían para el proyecto de planta de tratamiento de basuras. Supongamos, por ejemplo, que: — Las dos externalidades fundamentales generadas por el proyecto son: la mejora en la salud de la población (externalidad A), y la recuperación de un terreno para la realización de actividades recreativas (externalidad B). La primera tiene un valor anual de 20 unidades monetarias (según el método del coste de tratamiento visto en el Capítulo 4) y la segunda un valor neto de 5 (de acuerdo a un ejercicio de valoración contingente, y descontados los costes de la inversión necesaria). — El único desequilibrio relevante en la zona es el del mercado de trabajo, reflejado en una alta tasa de desempleo entre los trabajadores no cualificados. Como el coste de oportunidad de estos trabajadores es nulo (la sociedad no pierde nada por darles trabajo ya que no dejan de producir nada), su salario de cuenta será cero. — La cuantía pagada en concepto de tasas de recogida de basura refleja la disposición a pagar marginal de las familias por resolver el problema de los RSU de una forma más ordenada e higiénica14. Introduciendo estas consideraciones, así como las anteriores, en los datos referentes a la rentabilidad financiera, el resultado final es el que se muestra en la Tabla 6.3 Como puede comprobarse en la misma: — Vuelve a aparecer la partida correspondiente a los costes del terreno, porque se trata de un coste real para la economía. Han desaparecido, por el contrario, las referentes a los impuestos pagados, la devolución del préstamo, la amortización del equipo y la provisión inicial de caja. — Se introducen las dos externalidades mencionadas, con su correspondiente valor monetario. — La partida correspondiente a los costes de mano de obra no cualificada se ha multiplicado por un factor de conversión igual a cero. 13
En realidad lo que estas instituciones proporcionan son unos factores de conversión que permiten pasar de los precios convencionales a los precios de cuenta a través de una simple multiplicación (Londero, 1992). El lector interesado en la problemática de estos precios de cuenta, su significado, procedimiento de cálculo y utilización, puede consultar Azqueta (1985). 14 Para evitar computar dos veces el mismo beneficio, es necesario suponer que las personas que tenían problemas de salud por la presencia del vertedero incontrolado son distintas a las que generan la basura y pagan las tasas correspondientes. Si no es el caso, no debería computarse el valor de la primera externalidad, ya que de no hacerlo así se estaría incurriendo en doble contabilización.
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Tabla 6.3. Años 0 Costes de inversión Terrenos Obra civil Maquinaria
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TOTAL Capital de trabajo Materias primas
Costes de operación Materias primas Insumos Energía eléctrica Mano de obra cualificada Mano de obra no cualificada Gastos generales TOTAL
Externalidades Beneficios salud Beneficios recreativos TOTAL
BENEFICIOS NETOS
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— Se ha utilizado como tasa social de descuento, para el cálculo del VPN, el valor recomendado por Weitzman, para el corto plazo, al final del capítulo anterior: 3 por 100. El resultado final es que un proyecto que financieramente no era rentable en absoluto, desde el punto de vista del bienestar social es bastante atractivo: su valor presente neto es de 268,27 unidades monetarias, y su tasa interna de rendimiento es del 17 por 100. No debe dársele a este ejercicio, en cualquier caso, más trascendencia que la que tiene: un simple ejemplo que intenta ilustrar sobre los motivos del cambio y su importancia.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
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6.3.4. El efecto multiplicador La construcción (y operación) de una planta de tratamiento de basura genera puestos de trabajo y éstos, a su vez, un impacto positivo sobre la renta de la zona y los propios ingresos del sector público (se pagan más impuestos). Lo mismo podría decirse de la construcción de una represa (con mayor razón), una carretera o un parque eólico. ¿Por qué no se incluyeron estos impactos multiplicadores entre los beneficios sociales de la planta, si tenían una clara incidencia sobre el bienestar social? La razón es sencilla: cualquier inversión pública hubiera tenido estos efectos multiplicadores sobre las rentas y el empleo. Si no se hubiera construido la planta de tratamiento, el Ayuntamiento hubiera empleado ese presupuesto para rehabilitar el mercado municipal, construir un nuevo polideportivo o ampliar la central de autobuses. Todos estos proyectos alternativos también generan un impacto multiplicador y lo importante es comparar la situación con planta con la situación sin planta (pero con polideportivo), no la situación antes de tener la planta con la situación después de construida. En el caso de algunos proyectos ambientales, sin embargo, la situación puede ser diferente. En ocasiones, en efecto, lo que se plantea es la posibilidad de introducir un recurso natural o ambiental en el circuito económico, y poner en marcha una serie de actividades productivas apoyándose en él. Sería el caso, por ejemplo, de la explotación turística de un espacio natural o un tramo del litoral costero. Si esta explotación no se lleva a cabo, porque no se construye la infraestructura de acceso necesaria o se impide por ley, estas actividades no se desarrollan y el impacto multiplicador no se habría producido. La explotación económica de algunos recursos naturales no sólo proporciona, pues, una corriente de bienes y servicios netos que aumentan el bienestar social, sino que puede tener un indudable impacto dinamizador sobre la economía. En otras palabras: genera un impacto multiplicador derivado de sus efectos directos, indirectos e inducidos. Tres son las variables macroeconómicas clave con respecto a este impacto y su valor social: a) El valor social del impacto multiplicador sobre las rentas El incremento inducido en las rentas de una comarca determinada como resultado de la puesta en marcha de una serie de actividades económicas relacionadas con la explotación de los recursos naturales es el reflejo del aumento paralelo en la dotación de bienes y servicios en el mismo entorno. Ahora bien, en una economía en equilibrio, el precio de estos bienes (la disposición marginal a pagar por una unidad adicional de los mismos, y, por tanto, el valor del aumento en el bienestar individual que proporciona su consumo) es igual al coste marginal incurrido en su producción: el coste de oportunidad de los factores utilizados, reflejo a su vez de la disposición marginal a pagar de los consumidores por los bienes y servicios que se hubieran obtenido de su utilización en empleos alternativos. En estas condiciones, salvo que la puesta en marcha de las actividades económicas ligadas a la explotación del recurso tuviera un impacto tal que modificara las condiciones de equilibrio existentes en los mercados de los bienes y servicios producidos, y suministrados, el impacto multiplicador sobre las rentas de la zona no debería ser tenido en cuenta. b) El valor social del impacto multiplicador sobre el empleo En una economía con desempleo, la creación de puestos de trabajo eleva el bienestar social, no sólo porque lleve aparejada un incremento en la producción de bienes y ser-
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
vicios (véase el apartado anterior), sino porque constituye un mecanismo que puede facilitar la reducción de la desigualdad social, la eliminación de problemas de pobreza absoluta y relativa, así como un mecanismo de elevación de la autoestima e integración y participación social de los beneficiarios (en el extremo, de reducción de la exclusión social). Al ser los anteriores objetivos sociales compartidos por la mayoría de la población, la creación de puestos de trabajo adquiere las características de un bien público. No es fácil determinar el valor económico de la mejora en el bienestar social que se origina con ello, y que dependerá de las características socioeconómicas de los beneficiarios. Como primera aproximación a la cuantía de este valor, podría efectuarse un análisis de los recursos financieros que la Administración pública dedica, directa e indirectamente, a fomentar la contratación de trabajadores en paro, en general, o de personas pertenecientes a grupos específicos, en particular. Los recursos dedicados tanto a facilitar esta inserción laboral del desempleado (formación profesional, reciclaje), como a incentivar su contratación por parte de las empresas (subvenciones, exenciones fiscales, reducción de las cuotas a la Seguridad Social), constituirían de esta forma un exponente del sacrificio (coste de oportunidad de los fondos públicos) que la sociedad está dispuesta a soportar, para conseguir estos otros objetivos. c) El valor social del impacto multiplicador sobre los ingresos del sector público Por último, las actividades económicas inducidas por la explotación de los recursos naturales y ambientales tienen un impacto positivo sobre los ingresos del sector público en general, y de las autoridades locales en particular, gracias a los impuestos que devengan. Establecer el impacto neto de estas actividades sobre el presupuesto del municipio en el que se enclavan, pongamos por caso, presenta ciertas dificultades, puesto que si bien es cierto que pagan impuestos, también lo es que pueden propiciar un incremento en la demanda de determinados servicios públicos (transporte, centros educativos y de salud, suministro de agua), con la consiguiente presión sobre el presupuesto de gastos. En cualquier caso, no ha de perderse de vista que todos estos impactos positivos y negativos sobre el presupuesto público no son sino simples transferencias de renta de unos sectores a otros, importantes desde el punto de vista de la distribución de la renta, pero irrelevantes desde la perspectiva de la eficiencia económica. Únicamente en el caso de que la tasa de ahorro de la economía fuese subóptima, y pudiera probarse que la rentabilidad social de las inversiones públicas es superior a la de las inversiones privadas, debería tomarse en cuenta este efecto: tal y como se vio en el capítulo anterior cuando se introdujo el precio de cuenta de la inversión. En definitiva, únicamente en condiciones excepcionales deberán ser tenidos en cuenta los efectos multiplicadores de la explotación de los recursos naturales cuando la alternativa no hubiera generado ninguna actividad económica.
6.4. RENTABILIDAD FINANCIERA, RENTABILIDAD ECONÓMICA Y RENTABILIDAD SOCIAL Quizá valga la pena, al final de este pequeño recorrido, volver sobre el concepto de rentabilidad que se introducía al comienzo de este capítulo, y sus distintas manifestaciones: financiera, económica y social. Los distintos conceptos y herramientas introducidos a lo largo del mismo, permiten ahora distinguir las tres con mayor claridad.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
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6.4.1. Rentabilidad financiera La rentabilidad financiera es aquella que se manifiesta como un flujo de caja positivo (o la reducción de un flujo de caja negativo), en favor del propietario del activo que la genera, o de la persona que tiene reconocido el derecho a su uso y disfrute. Repercute por tanto sobre un agente individualizado (persona física o jurídica, representante de intereses privados o colectivos), y viene determinada por la valoración explícita del mercado con respecto a las funciones desarrolladas por el activo en cuestión, apropiables con exclusividad por su propietario o usufructuario. Ello hace que el activo, o el acceso a su uso y disfrute, si es susceptible de apropiación privada, adquiera un precio que refleja el valor presente neto de este flujo de rentabilidad, y si pertenece al dominio público, pero es susceptible de ser explotado en régimen de concesión, también alcance un precio de equilibrio (el fijado por el coste de la concesión en una eventual subasta competitiva) que refleja esta misma rentabilidad. En el caso de un espacio natural concreto, por ejemplo, esta rentabilidad financiera recaería sobre: — Los propietarios de los terrenos situados en el mismo, pero no incluidos dentro de la categoría de dominio público. — Aquellas personas que, sin ser propietarias del suelo, tienen reconocido el derecho al uso y disfrute de algunas de las funciones del espacio: caza, pesca, extracción de madera y de productos no maderables, etc. — La Administración, que regula el acceso al uso de los servicios del espacio, y cobra un precio por permitir su explotación. Cualquier cambio en la reglamentación relativa a los usos y actividades permitidas en dicho espacio se traducirá en una modificación de la rentabilidad financiera y, tarde o temprano, en un cambio del precio correspondiente como reflejo del mismo. Desde el punto de vista del bienestar social, si el mercado en el que se regula el precio del activo es competitivo, y la información perfecta, lo que ese precio refleja no es sino el valor que la sociedad, a través de la lógica del mercado, otorga al flujo de servicios generados por el recurso ambiental. Cualquier cambio sobrevenido en su calidad supondrá un cambio en las rentas ricardianas del recurso privado que las capitaliza parcialmente, reflejo de la disposición a pagar de la población por el acceso a estas funciones.
6.4.2. Rentabilidad económica La rentabilidad económica hacía referencia al impacto que el activo en cuestión, en el desempeño de sus distintas funciones, tiene sobre el bienestar de la sociedad como un todo, cuando en la función de bienestar social que recoge estas modificaciones, todas las personas tienen la misma consideración. La rentabilidad económica trasciende la rentabilidad financiera porque incluye todas las externalidades que la presencia del recurso genera sobre los agentes económicos distintos de su propietario. En el caso mencionado de un espacio natural, por ejemplo, un espacio natural protegido particularmente atractivo (un bosque, una playa, un lago) cabría mencionar entre las principales manifestaciones de esta rentabilidad: — El impacto sobre el precio de aquellos activos muebles e inmuebles (tierras, infraestructuras) que generan un flujo de servicios, cuyo valor depende de la
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
presencia del activo en cuestión, los servicios que ofrece, su accesibilidad y su calidad. Estos servicios pueden referirse tanto a insumos de la función de producción de los distintos agentes productivos, como a argumentos de la función de producción de utilidad de las unidades familiares. — El impacto multiplicador que sobre las rentas y el empleo de la zona tienen las actividades económicas cuyo soporte es este espacio. Este impacto, como se ha mencionado, puede ser directo, indirecto o inducido, y tiene, al menos, dos componentes. Por un lado, los empleos generados, tanto directa como indirectamente. Por otro, la actividad económica generada puede suponer la mejora en la consecución de algunos equilibrios macroeconómicos que los precios prevalecientes no permiten alcanzar: la tasa óptima de ahorro, y el equilibrio de la balanza de pagos. — El impacto sobre la función de bienestar de las personas que disfrutan del uso de algunos de los servicios del espacio natural, incluyendo su mera contemplación, sin ser dueños del mismo. Este efecto viene reflejado por la cuantía del excedente del consumidor que capitaliza la persona que disfruta de estos servicios recreativos o culturales: la diferencia entre lo que paga por el acceso a los mismos, y lo que hubiera estado dispuesto a pagar por ello (por el acceso, no por la existencia de este valor).
6.4.3. Rentabilidad social La rentabilidad social hace referencia al impacto que la presencia del activo en cuestión tiene sobre el bienestar de todos los miembros de la sociedad, cuando el bienestar individual de cada uno de ellos tiene una ponderación distinta, en función de algunas características particulares consideradas relevantes. En este sentido, el administrador discrimina en la función de bienestar social el peso de cada persona o grupo social, en función de variables tales como su poder adquisitivo, su residencia geográfica, su pertenencia a un grupo étnico o cualquier otra característica valorada por el decisor social, con ayuda de los correspondientes factores de ponderación redistributivos. En cualquier caso, vale la pena recordar que el cálculo de la rentabilidad social de una determinada alternativa con respecto, por ejemplo, a la priorización o prohibición de determinadas actividades, sólo debe llevarse a cabo cuando existan poderosas razones para justificar esta discriminación, positiva o negativa, con respecto a un determinado grupo social. Si este es el caso, se requiere de una elaboración ulterior de la información procesada en el cálculo de la rentabilidad económica, para averiguar el cambio en el bienestar experimentado por el grupo en cuestión, directa e indirectamente, y aplicarle los mencionados factores de ponderación. Cabe señalar, por último, que estas tres facetas de la rentabilidad de un activo cualquiera, o de modificaciones propuestas en cuanto a su utilización, no recogen sino los valores de uso (directos e indirectos), de opción y, parcialmente, ciertos valores de existencia. No pueden recoger la generación de valores considerados superiores por parte de sus componentes (culturales, históricos), por lo que serán siempre estimaciones parciales del valor total de la misma para la sociedad. No obstante, el cálculo del valor económico total, aún cuando excluya este último componente, será siempre de utilidad cuando, o bien las modificaciones planteadas no afecten a dichos valores, o bien permitan descubrir el valor crítico de los mismos que decantará la decisión en uno u otro sentido.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
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Normalmente se producirá un conflicto entre la potenciación de la rentabilidad financiera del activo (que tiende a primar su explotación y transformación) y su rentabilidad económica y social (en general asociada a su preservación). Si las segundas superan a la primera, el decisor social debería proteger el espacio para maximizar el bienestar social, sacrificando la rentabilidad financiera de los colectivos afectados, a favor de una mayor rentabilidad económica y social para la colectividad. Aquí aparecerá el primer conflicto. El segundo, quizá más importante, se deriva del hecho de que la rentabilidad financiera puede tener unos resultados tangibles para la Administración (impuestos pagados, divisas generadas), mientras que sólo una parte de la económica tendrá estos efectos (turismo de la naturaleza, por ejemplo), y éste no será el caso con muchas otras (diversidad biológica, equilibrio climático).
6.5. ANÁLISIS COSTE BENEFICIO Y DESARROLLO SUSTENTABLE La aplicación del Análisis Coste Beneficio al campo ambiental choca con una dificultad añadida. En efecto, no sólo se trata de conseguir maximizar el bienestar social de los afectados por la alternativa o alternativas que se están contemplando, sino que también hay que asegurarse de que con ello no se ponga en peligro la viabilidad de todo el proceso. Como se afirmaba además en el Capítulo 3, la Economía Ambiental parte de la base de que todas las personas tienen el mismo derecho a disfrutar de los recursos de la biosfera, con independencia del instante del tiempo en el que les toque vivir. En otras palabras, el ACB tiene que asegurarse de que las alternativas finalmente seleccionadas respetan este principio de equidad intergeneracional. Todo lo anterior queda recogido bajo el término de desarrollo sustentable, tal y como lo entiende, por ejemplo, el Informe Brundtland: «el desarrollo que satisface las necesidades del presente sin comprometer la habilidad de generaciones futuras de satisfacer sus propias necesidades» (WCED, 1987, página 43). Si de lo que se trata es de garantizar a las generaciones futuras el mismo conjunto de oportunidades de bienestar de que goza la presente, el problema radica en legarles un stock de capital que permita derivar del mismo lo que la generación presente ha obtenido, ya que es a partir de este conjunto de activos del que se producirán los bienes y servicios que permiten satisfacer necesidades. Ahora bien, el concepto de capital es multifacético, y está compuesto, al menos, de tres subconjuntos distintos: — Capital producido. Es el que convencionalmente ha sido considerado como tal, y está constituido por bienes de equipo e infraestructuras. Son los bienes de producción producidos. — Capital humano. Recoge las mejoras en la productividad de la mano de obra que son producto de la educación, la formación profesional y la experiencia en el trabajo. — Capital natural. Es el que proporciona la base de recursos naturales y ambientales de la biosfera, y el que resulta de interés en este momento15. 15 El lector observará la inexactitud que incorpora la denominación anterior: también el capital humano, y una parte del capital natural son «producidos».
202
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Al mismo tiempo, la biosfera puede proporcionar utilidad directamente, a través del consumo de algunos de sus servicios, por lo que también tendría que contemplarse esta segunda posibilidad. Planteado así el problema, la variable clave para conseguir de una u otra forma la equidad intergeneracional es la existencia o no de sustituibilidad entre unas formas y otras de capital (y entre los servicios de la biosfera y los bienes de consumo producidos, en la función de producción de utilidad). Precisamente alrededor de la misma se han articulado los dos paradigmas más representativos en este campo.
6.5.1. Sustentabilidad fuerte y sustentabilidad débil En efecto, las principales posturas existentes en la literatura han tendido a agruparse alrededor de uno de estos dos paradigmas. a) Sustentabilidad débil (SD) El principio de la SD se suele relacionar con el trabajo de Robert Solow y John Hartwick, y se basa en la afirmación de que la equidad intergeneracional queda respetada si la generación presente deja a las generaciones siguientes un stock global de capital al menos igual al que recibió16. En este sentido, se podrían utilizar los recursos y servicios de la biosfera, siempre y cuando una parte de sus rendimientos se invirtiera en capital producido, para así compensar la pérdida de capital natural que ello acarrearía. En otras palabras, siempre que se produzca un ahorro genuino, para utilizar la terminología del Banco Mundial (1997) que se analizará con más detalle en el Capítulo 8. Desde el punto de vista del ACB, el analista sólo tendría que preocuparse de incluir entre los costes de una alternativa que reduzca el stock de recursos naturales el llamado coste del usuario, que incluye la inversión necesaria para sustituir el flujo de bienestar que la utilización de los recursos extraídos hubiera proporcionado en el futuro. Se supone que los costes de la contaminación ya estarán incluidos entre las externalidades negativas de la opción analizada. Esta defensa de la necesidad de contemplar únicamente el stock total de capital, y no cada uno de sus componentes en particular, se basa en una doble creencia: — En la existencia de una sustituibilidad casi perfecta entre las funciones y servicios del capital natural y los del capital producido. — En el funcionamiento del sistema de precios: conforme se vaya haciendo escaso un determinado recurso, su precio tenderá a elevarse, haciendo rentables tecnologías alternativas, la utilización y el reciclaje del mismo, la exploración de nuevas reservas o la explotación de las ya conocidas. No es de extrañar que los defensores de esta postura hayan sido calificados de optimistas. Como de excesivamente optimistas17. 16 De hecho, lo que Hartwick (1977) mostró es que, si se explotan los recursos naturales eficientemente siguiendo la Regla de Hotelling (Gómez, 1994a), y se mantiene constante el valor del stock de capital, el nivel de consumo alcanzado se puede sostener en el tiempo. Véase también Solow (1974). 17 También suelen ser identificados como neoclásicos, aunque vale la pena señalar que la SD rechaza uno de los principios más representativos de esta escuela de pensamiento, el principio de la compensación potencial, o principio de Kaldor Hicks: la SD exige que la compensación sea efectiva. Para una crítica más
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
203
b) Sustentabilidad fuerte (SF) El principio de SF parte de una premisa radicalmente diferente a la anterior: el capital natural no se puede sustituir por capital producido. Existen sin embargo, dos vertientes distintas dentro de esta misma familia: — Por un lado están aquellos autores que, como David Pearce y sus colaboradores del CSERGE, consideran que el capital natural es insustituible y, por tanto, debe legarse a las generaciones futuras un valor equivalente al recibido. En este caso, lo que debe permanecer constante es el stock total del capital natural, aunque pueden producirse cambios en su composición: se podría reducir en un ámbito siempre que sea estrictamente compensado en otro. Es por ello que estos autores recomiendan, dentro del marco del ACB, la introducción de los denominados proyectos-sombra, que son precisamente los llamados a sustituir el capital natural consumido en la alternativa analizada y cuyo coste ha de incluirse en el estudio de rentabilidad de esta última. La compensación verde, que se analizará en el Capítulo 9, también participa de esta idea. — Por otro lado, autores como Herman Daly adoptan una postura más radical, y consideran que determinados componentes del capital natural son físicamente insustituibles, por lo que deben de preservarse en su integridad. Como resulta evidente, las fronteras entre la SD y la SF no son muy precisas: todo el mundo está de acuerdo en que determinados recursos naturales y ambientales son susceptibles de ser sustituidos sin mayor problema, bien sea por capital producido, bien sea por capital natural de otro tipo, y que, por el contrario, existen otros que son insustituibles. Máxime en un mundo en el que lo que se plantea, generalmente, son cambios marginales en la dotación de los mismos, no su desaparición pura y simple. Las diferencias realmente radican en los activos naturales y ambientales que cada autor considera incluidos en cada uno de estos tres subconjuntos.
6.5.2. El principio de máxima precaución y los estándares mínimos de seguridad No sería conveniente finalizar la discusión anterior sin introducir la variable más relevante en toda ella: la incertidumbre. En efecto, si se conocieran las repercusiones de toda índole que tiene la alteración del medio natural, no sería tan difícil llevar a cabo la asignación mencionada un poco más arriba. El problema es que no se conocen. Ahora bien, aunque no se conozcan con precisión, se sospecha que las consecuencias de determinadas alteraciones del medio natural pueden ser muy graves. Como se mostraba en el epígrafe correspondiente al tratamiento del riesgo, cuando la varianza es muy grande, y puede reducir sustancialmente los niveles de renta alcanzados, la penalización que recibe en términos de la utilidad esperada que una alternativa de esta naturaleza proporciona, también es muy alta. No debe sorprender, por ello, que en estos casos se acuda al principio de máxima precaución o a la necesidad de garantizar un estándar mínimo de seguridad 18. El principio de máxima precaución fue reconocido como funcompleta al concepto de sustentabilidad débil véase, por ejemplo, Krautkraemer (1998). 18 Common y Perrings (1992) intentan combinar el concepto ecológico de estabilidad (un prerrequisito en su opinión del desarrollo sustentable), con el concepto de eficiencia.
204
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
damental en la Cumbre de Río: «Para proteger el medio ambiente, el principio de máxima precaución debe ser ampliamente utilizado por los distintos Estados de acuerdo a sus posibilidades. Cuando existe la amenaza de un daño serio o irreversible, la falta de certidumbre científica total no debe ser utilizada para posponer medidas coste eficientes que prevengan la degradación ambiental». El principio como tal se apoya, pues, en dos premisas. En primer lugar, la necesidad de prevención, aun cuando no exista plena certidumbre científica: como señalaba Rajendra Pachauri, presidente del IPCC, uno se vacuna contra la malaria cuando visita determinadas zonas, aún cuando no tenga la certeza de contraerla. En segundo lugar, en la inversión de la carga de la prueba: es quien puede provocar un riesgo ambiental quien tiene que probar que no se producirá el daño, y no al revés. En 1998 fue completado con la Declaración de Wingspread, adquiriendo un perfil más proactivo: se amplía el foco de análisis y, junto a las tradicionales medidas de prevención y remediación, se analizan también formas distintas de hacer las cosas (evaluación de alternativas) que excluyan de raíz la aparición del problema (Tickner y Geiser, 2004). En esta misma línea es en la que adquiere sentido el valor de cuasi-opción que se mencionaba en el Capítulo 3, y que trata de descubrir el valor social de posponer una decisión en tanto se despejan algunas incertidumbres. Son, en definitiva, mecanismos de sentido común que invitan a no someter a las generaciones futuras a un riesgo que no desearíamos para nosotros. Una vez decidida la relevancia de este planteamiento, aparecerá el problema subsiguiente de cómo repartir los costes de la seguridad: quién debería pagar la factura correspondiente a la aplicación del principio de precaución. Pero éste es ya otro problema.
6.6.
ANÁLISIS COSTE EFICIENCIA (RIESGO COSTE) DE UNA PROPUESTA DE REGULACIÓN AMBIENTAL PARA EL CASO DEL ARSÉNICO19
Chile presenta altos niveles de arsénico en el aire y en el agua, en particular en la Región de Antofagasta en el norte del país. Esto se debe tanto a las altas concentraciones que existen en forma natural en el suelo y ríos, como a las emisiones de las múltiples fundiciones de cobre del país. En total, aproximadamente 370.000 personas reciben el impacto de las emisiones de arsénico al aire y 300.000 en agua. El arsénico inorgánico ha sido catalogado como una sustancia cancerígena por la Agencia Internacional de Investigaciones del Cáncer, en particular del cáncer de pulmón20 y este daño sería independiente de la vía de ingesta. En la Región de Antofagasta, la tasa de mortalidad por este cáncer supera en 2,6 veces el promedio nacional. Por esto surge la interrogante de qué forma regular esta contaminación y a través de qué instrumento específico. A comienzos de los años ochenta del siglo pasado se fijó una norma de calidad para el agua potable para esta sustancia de 0,5 mg/l. Sin embargo en aire no se había actuado y por ello, desde comienzos de los años noventa, el Ministerio de Salud, venía proponiendo una norma de calidad muy estricta de 0,05 µg/m3 como promedio anual para el arsénico en aire. Ello generó una aguda polémica con el Ministerio de Minería y las empresas afectadas (cinco de las siete, y las más grandes, son estatales) que veían que ello afectaría de manera negativa al desarrollo del sector, obligando incluso a cerrar 19
Este epígrafe se basa en O’Ryan y Díaz (2000). Disponible en www.dii.uchile.cl/progea/pub-en.htm. Existe alguna evidencia en el sentido de que el arsénico en agua produce además cáncer en otros órganos tales como los riñones, hígado y vejiga. 20
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
205
importantes minas. El conflicto finalmente llevó a la puesta en marcha, a fines de 1993, de un proyecto liderado por la Universidad de Chile21 para examinar el tema y hacer propuestas concretas. Aun así, en marzo de 1994, a través del Decreto 477, el Ministerio de Salud publicó una norma de calidad que tuvo que ser derogada a los pocos meses por la oposición de las empresas y el Ministerio de Minería. Como veremos, esta oposición tenía fundamento. El proyecto, en definitiva, trataba de descubrir si sería más adecuado aplicar una norma de calidad, que habría de ser uniforme para todo el país, o una norma de emisión, que podría ser diferenciada según el número de afectados y las emisiones de cada fundición; y qué valor de norma aplicar.22 Adicionalmente el proyecto proporcionaba información para analizar si era más apropiado regular el arsénico en aire, o ser más exigente en la norma aplicada al agua potable.
6.6.1. Metodología de análisis Para llevar a cabo el análisis se propuso utilizar una metodología de evaluación riesgocoste, en realidad una variante del Análisis Coste Eficiencia, como la que se presenta esquemáticamente en la Figura 6.1. Esta metodología se aplica a cada fuente emisora. En primer lugar se identifica un rango de valores posibles para la concentración de arsénico. Acto seguido, cada uno de estos valores se relaciona con un nivel de emisión (cuadrante III). Para ello es necesario utilizar un modelo de dispersión o factores de transferencia. Es fundamental conocer el nivel base natural (Bo), ya que la concentración resultante de las emisiones es la suma de este nivel base y el aporte respectivo de la fuente. Este nivel de emisión es la meta para la fundición, que permitiría cumplir con la calidad ambiental que se evalúa. Para lograr este nivel de emisión, cada fuente debe aplicar opciones de reducción e incurrir en un coste (cuadrante II). Finalmente, la concentración-objetivo determina, por medio del riesgo unitario, un riesgo individual para cada localidad afectada por cada fuente (cuadrante I). Ello permite estimar, a partir de la población expuesta a cada nivel de concentración, las muertes evitadas al aplicar el estándar. De esta forma se obtiene, para cada nivel de concentración, un riesgo implícito y muertes evitadas por localidad, y el coste en que incurre cada fundición para lograr esa calidad del aire.
6.6.2. Resultados de la evaluación Los resultados muestran que hay opciones que logran significativas mejoras en salud a muy bajo coste, incluso con beneficios netos para las fundiciones involucradas (opciones win-win). Sin embargo los costes aumentan rápidamente al hacerse más restrictiva la norma de calidad, mientras que los beneficios adicionales en salud son cada vez más bajos. De la Figura 6.2 se desprende que es posible imponer valores de la norma entre 2,5 µg/m3 y 0,3 µg/m3 con un beneficio neto para las firmas si cumplen con ella23. A 21
Proyecto FONDEF 2-24. En el Capítulo 9 se analizarán con más detalle estos instrumentos. 23 Esto se explica por el hecho que algunas de las opciones permiten una mayor recuperación de cobre y de ácido sulfúrico del proceso, lo que incrementa los ingresos de las fundiciones, además de una reducción 22
206
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Coste de reducción ($/año)
(II)
(I)
Emisión de arsénico (Tm/día)
Riesgo individual (muertes/pobl. expuesta)
Bo
(III)
(IV) Concentración de arsénico (Mg/m3)
Figura 6.1. Curva de evaluación riesgo-coste.
4,00
Coste anual (MMUS$/año)
Riesgo asociado (Mortalidad)
3,50 3,00 2,50 2,00 1,50 1,00 0,50 0,00 2,6
2,4
2,2
2
1,8
1,6
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
3
Concentración (Mg/m ) Riesgo asociado
Coste anual
Figura 6.2. Costes de reducción para distintos valores de norma de calidad de arsénico.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
207
partir de valores de la norma menores a 0,3 µg/m3 y hasta 0,15 µg/m3, los costes anuales de cada nivel toman valores positivos intermedios entre 35 y 38 millones de dólares. Para una norma inferior a 0,15 µg/m3, los costes crecen significativamente y se llegan a elevar por encima de los 100 millones anuales24. Las muertes estadísticas evitadas cada año decrecen al imponer una norma más exigente, pero ya no varían para valores de calidad menores a 0,15 µg/m3 . Luego una norma de calidad más exigente no tiene sentido económico. ¿Tiene sentido una norma de calidad única? Al examinar el impacto sobre cada fundición de diferentes normas, se concluye que el impacto sobre cada una es bastante diferente. En efecto, la Tabla 6.4 presenta el coste, las emisiones y la concentración que se logra en el punto de máximo impacto para cada fundición para diferentes niveles potenciales de la norma. Como se aprecia en esta tabla, en muchas localidades, niveles naturales altos de arsénico hacen muy costoso, o simplemente imposible, alcanzar estándares muy exigentes. Los resultados obtenidos sugieren la necesidad de regular caso a caso cada fuente, por medio de una norma de emisión, en lugar de utilizar un instrumento único (norma de calidad), ya que una reglamentación uniforme o bien es extremadamente cara, o deja sin protección suficiente a zonas importantes. Cabe destacar que para el valor propuesto por el Ministerio de Salud (0,05 µg/m3), cuatro de las siete fundiciones no serían capaces de cumplirla ni siquiera dejando de operar. Estos resultados convencieron a las autoridades de la conveniencia de establecer normas de emisión diferenciadas para cada fundición, que hoy están en plena vigencia. Finalmente, cabe preguntarse si sería más conveniente tratar de reducir las concentraciones de arsénico en el aire o en el agua. Para ello se comparó el coste de imponer una reducción en las emisiones al aire de una de las fuentes, con el coste de hacer más exigente la norma para el agua. La Tabla 6.5 permite concluir que el esfuerzo de reducir descargas de arsénico al agua es más rentable socialmente. El coste de reducir en 1,76 la pérdida de vidas estadísticas anuales (v.e.) al reducir las concentraciones de arsénico en agua a 0,2 mg/l es de cerca de 500 mil dólares al año, lo que es muy inferior a los más de 40 millones que cuesta reducir en sólo 1,36 las v.e. perdidas al aplicar una norma en aire. Por ello se ha estado estudiando la opción de cambiar la norma aplicada en aguas. Algunas de las lecciones más interesantes del trabajo aparecieron, sin embargo, en el campo de la economía política. La industria minera hizo una gran presión, primero para evitar la discusión del tema y, posteriormente, para lograr una norma poco exigente. Por su parte, la preocupación del Ministerio de Salud era la de proteger la salud de la población, sin preocuparse en exceso por los costes. Asimismo, las autoridades del ministerio estaban convencidas de que el problema era fundamentalmente de emisiones hacia el aire. Por ello, una norma de calidad exigente parecía lo deseable. Sin embargo, al poco de haber comenzado con la investigación se vio claramente que las normas de calidad para este tipo de contaminantes tóxicos peligrosos se aplicaban de manera exigente en países en que estas sustancias no eran un problema, y se aplicaban así con el fin de que éste no apareciera. En aquellos países donde las sustancias tóxicas eran ya de los costes de operación. Con ello, a una tasa de descuento del 12 por 100, las opciones aplicadas permiten un valor presente positivo. Es probable que las empresas tengan mejores usos alternativos para sus recursos de inversión, que les reportan una tasa de retorno superior al 12 por 100. 24 Esto se explica fundamentalmente por el hecho que, con estas normas, algunas de las fundiciones más grandes del país deben cerrar su operación, ya que el valor de concentración exigido es inferior al nivel base natural.
208
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Tabla 6.4. Impacto en fundiciones de diferentes niveles de norma de calidad para el arsénico Norma de calidad (µg/m3) Fundición 0,70
0,30
0,1
0,09
0,07
0,05
Fundición 1
C. anual (MUS$) Emis. (Tm/día) Conc. (µg/m3)
0,4 0,63 0,35
6,9 0,49 0,29
37,4 0,63 0,10
44,2 0 No cumple
44,2 0 No cumple
44,2 0 No cumple
Fundición 2
C. anual (MUS$) Emis. (Tm/día) Conc. (µg/m3)
–8,9 0,18 0,08
–8,9 0,18 0,08
-8,9 0,18 0,08
–8,9 0,18 0,08
6,4 0 No cumple
6,4 0 No cumple
Fundición 3
C. anual (MUS$) Emis. (Tm/día) Conc. (µg/m3)
0 0,83 0,11
0 0,83 0,11
1,3 0,76 0,1
2,6 0,41 0,06
2,6 0,41 0,06
3,3 0,34 0,05
Fundición 4
C. anual (MUS$) Emis. (Tm/día) Conc. (µg/m3)
0 0,12 0,24
0 0,12 0,24
5,7 0,03 0,10
9,6 0 0,08
9,6 0 No cumple
9,6 0 No cumple
Fundición 5
C. anual (MUS$) Emis. (Tm/día) Conc. (µg/m3)
0 0,24 0,09
0 0,24 0,09
0 0,24 0,09
0 0,24 0,09
1,2 0,16 0,06
3,6 0,05 0,03
Fundición 6
C. anual (MUS$) Emis. (Tm/día) Conc. (µg/m3)
0 0,07 0,15
0 0,07 0,15
1,5 0,03 0,06
1,5 0,03 0,06
1,5 0,03 0,06
7,9 0,02 0,04
Fundición 7
C. anual (MUS$) Emis. (Tm/día) Conc. (µg/m3)
0 0,81 0,55
1,9 0,27 0,27
15,3 0 0,08
15,3 0 0,08
15,3 0 No cumple
15,3 0 No cumple
Nota: Se presentan sombreados aquellos casos en que las fundiciones deben cerrar para el valor de norma de calidad propuesta.
Tabla 6.5. Costes y beneficios de reducir los niveles de arsénico en aire y agua Agua
Concentración As (mg/l)
Coste anual (miles de dólares)
0,04
0
0,03
Aire Muertes estadísticas evitadas (personas por año)
Concentración As (µg/m3)
Coste anual (miles de dólares)
Muertes estadísticas evitadas (personas por año)
0
0,40
383
1,13
10
0,88
0,15
37.000
1,17
0,02
440
1,76
0,10
37.383
1,33
0,01
10.910
2,64
0,08
44.243
1,36
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
209
un problema, las normas tendían a ser más flexibles, intentando equilibrar costes y beneficios, y tratando de evitar conflictos judiciales, costosos y lentos, que finalmente producían la completa inacción. Por ello el papel de la Universidad, como entidad independiente y sin conflictos de interés, fue muy importante. Permitió establecer en forma seria y objetiva, con modelos rigurosos e información apropiada, que era posible tomar una decisión razonable para las emisiones al aire. Sin embargo, transcurridos 10 años, aún no se ha cambiado la norma para agua potable, al perder el tema prioridad una vez aprobada la normativa para el aire. Se puede concluir, pues, que la generación de una norma ambiental es un proceso complejo, que exige de modelos sofisticados, en el que intervienen múltiples intereses, y cuyo resultado es más eficiente en la medida en que se utilizan instrumentos más flexibles. Por otra parte, se ha podido evaluar una política, en primera instancia, sin necesidad de valorar en términos monetarios los beneficios. Específicamente, el Análisis Coste Eficiencia (enfoque riesgo coste) permite comparar distintas alternativas asociándolas a los niveles de riesgo resultantes, que aparecen de esta forma como las metas que se pueden lograr. Al comparar estas metas con sus respectivos costes, la autoridad correspondiente puede comenzar a tomar una serie de decisiones de política ambiental que descarten alternativas dominadas y permitan centrar el análisis en aquéllas realmente relevantes.
6.7.
RESUMEN
Se ha analizado, a lo largo de este capítulo, una de las herramientas más utilizadas a la hora de incorporar las consideraciones ambientales en la toma de decisiones, sobre todo del sector público: el Análisis Coste Beneficio. El objetivo fundamental de esta práctica, en efecto, es el de proporcionar un marco adecuado en el que comparar la conveniencia de distintas alternativas, tomando en consideración todos los efectos relevantes para el decisor. A pesar de las apariencias en contrario, la gran utilidad de esta herramienta no estriba en proporcionar una serie de indicadores cuantitativos que permiten ordenar y comparar distintas alternativas: un recetario, en definitiva, que asigna un valor unívoco a cada opción, un puntaje. Lo que hace realmente útil al ACB es, por el contrario, el hecho de que exige al analista una reflexión rigurosa sobre todos los aspectos relevantes a la hora de tomar una decisión: sobre sus pros y sus contras, directos e indirectos, sobre los beneficiados y los perjudicados, los beneficios y los perjuicios de la misma. Obliga, pues, a buscar una gran cantidad de información, y proporciona un marco riguroso en el que procesarla. En este sentido, y una vez presentados los elementos más importantes del ACB, se ha procedido a distinguirlo de otras dos herramientas próximas y, normalmente, complementarias. En primer lugar, el Análisis Coste Eficiencia, que se utiliza cuando el decisor considera que el objetivo buscado tiene unos beneficios que superan a sus costes y, por tanto, basta con descubrir la forma más barata de alcanzarlo. Esta economía de medios (no hay que analizar más que una de las dos caras de la alternativa) es a menudo ilusoria, sobre todo cuando existen distintas formas de alcanzar el mismo objetivo, en términos generales, que difieren en cuanto a su calidad. En segundo lugar, se ha introducido una breve referencia a las técnicas de decisión multicriterio. En este caso, el ACB no se puede desarrollar completamente porque algunos de los objetivos perseguidos, o impactos relevantes, no son susceptibles de ser reducidos a un numerario común que permita su comparación. Estas técnicas ayudan al decisor a establecer su función de preferencia con respecto a los factores de ponderación de los distintos
210
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
objetivos, y establecen un marco de análisis en el que hacer más eficiente la elección. Una vez sentados los rudimentos básicos del ACB y sus compañeros más próximos, se ha centrado el estudio en el ACB social, es decir, aquel que tiene como objetivo el bienestar social de un determinado colectivo, y que es el que debe aplicarse en el campo ambiental, sea para valorar las implicaciones de un proyecto, programa o normativa ambiental, o el impacto ambiental de un proyecto convencional. El punto de partida, esencial, en el ACB social es el de abandonar el mundo de las magnitudes financieras (el mundo del dinero), para centrar la atención en el campo de la economía real: en el terreno de las necesidades humanas y su satisfacción. Cuando el ACB informa de que el coste de suprimir el amianto y sus derivados de la esfera de la producción es de 6.000 millones de dólares no está informando del coste que para las empresas tendrá sustituir este producto por otro, sino del valor social que tienen las necesidades humanas que se hubieran podido satisfacer con los recursos reales (mano de obra, materiales, tecnología, investigación, energía, etc.) que la economía tiene que dedicar a esta transformación tecnológica, y que ya no pueden utilizarse para otra cosa25. Para poder trascender el mundo estrecho de la rentabilidad privada y entrar en el contexto de la rentabilidad social, el analista se verá obligado a eliminar todos aquellos efectos que no suponen sino una redistribución del poder adquisitivo, pero que no modifican la cantidad total de recursos con los que se cuenta. Tendrá, asimismo, que añadir aquellos efectos reales, entre los que los impactos ambientales tienen un protagonismo indudable, que por carecer de una contraparte monetaria no han sido incluidos en el balance de costes y beneficios financieros. Finalmente, se verá obligado a modificar algunos de los valores utilizados para corregir los desequilibrios existentes en algunos mercados fundamentales: mercado del trabajo, del tipo de cambio, tipos de interés, etc. Este ha sido el objeto de estudio del tercer epígrafe. Finalmente el capítulo ha realizado una breve incursión en el terreno del desarrollo sustentable, intentando descubrir las implicaciones para el ACB de este objetivo social. Ello ha llevado a presentar los dos grandes paradigmas que pretenden hacer operativo este concepto: los de sustentabilidad débil y sustentabilidad fuerte. Se ha intentado mostrar que la diferencia entre ambos radica, fundamentalmente, en el grado de sustituibilidad que se cree existe entre el capital convencional y el capital natural, cuestión que no parece estar definitivamente resuelta. Es por ello que, a la vista de esta incertidumbre, y de la magnitud de las consecuencias de un error en este terreno, recomendaciones como la de asegurar un Estándar Mínimo de Seguridad, o el principio de Máxima Precaución, resultan muy pertinentes.
Nota para consultas adicionales Son muy numerosos los textos existentes sobre el Análisis Coste Beneficio. Desde el punto de vista estrictamente financiero, el lector interesado puede consultar, por ejemplo, Chain y Chain (1998) o Coss Bu (1996). Menos numerosos son los que ofrecen una panorámica completa del ACB desde una perspectiva social. A los textos ya clásicos de Pearce y Nash (1981), imprescindi25 El beneficio de hacerlo, por supuesto, es el de evitar una serie de muertes por cáncer en el corto y medio plazo: en concreto, y para el caso mencionado, que se refiere a Estados Unidos, 266 (Arnold, 1994, Capítulo 2). El ACE llevaría al decisor a preguntarse si eso es lo mejor que se puede hacer, en términos de vidas humanas salvadas, con una inversión de 7.000 millones de dólares. Sin embargo, la pregunta es incompleta, porque el decisor no puede perder de vista que a los ciudadanos en general también les interesa precisar la vida de quién.
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
211
ble, Campen (1986), Misham (1988), Ray (1984), Schmid (1989), Sugden y Williams (1978), se une el muy completo de Zerbe y Dively (1994). Sencillo y recomendable en castellano es el texto de de Rus (2004). En Calero (1995) el lector encontrará también una aproximación crítica muy interesante. Como consecuencia de la obligación legal de llevar a cabo un Análisis Coste-Beneficio para determinados proyectos de inversión, algunas instituciones públicas han elaborado guías tremendamente útiles para su elaboración, entre las que destacan la debida a la Agencia Norteamericana de Protección Ambiental (EPA, 2000), y la de la Comisión Europea (2003). Dentro del conjunto de textos que aplican el ACB social a los problemas ambientales, sigue destacando el de Dixon et al. (1994), por su operatividad y riqueza de casos prácticos (aunque referidos a la realidad asiática). También resultan de gran interés los de Winpenny (1995), Weiss (1994), Hanley y Spash (1993) y Johansson (1993), este último para el lector que busque un tratamiento riguroso y formalizado del problema en el marco de la teoría neoclásica del bienestar. Desde un punto de vista más aplicado, el Instituto Latinoamericano y del Caribe de Planificación Económica y Social (ILPES) edita unas guías para la preparación y evaluación de proyectos de inversión, sobre todo de ámbito local, de gran utilidad: en Leal y Rodríguez Fluxia (1998) encontrará el lector la referida a los impactos ambientales de los proyectos de desarrollo local. Por su parte Arnold (1995) ilustra con ayuda de casos reales la aplicación del ACB a la normativa ambiental, lo que hace su libro enormemente atractivo. Una aplicación sencilla e interesante que muestra las diferencias entre la rentabilidad financiera y la rentabilidad económica (incluyendo sus impactos ambientales) de una opción, en este caso la utilización de energía solar para el calentamiento de agua en las viviendas, se encuentra en Diakoulaki et al. (2001). En el mismo terreno, aunque ahora aplicado a la energía eólica, puede consultarse Kennedy (2005). Un buen ejemplo de la utilidad del ACB como herramienta para mejorar los proyectos ambientales, más que como elemento último de decisión, se encuentra en Thomas y Blakemore (2007). Con respecto a las técnicas de decisión multicriterio la referencia obligada es la de Pomerol y Barba-Romero (2000). Un interesante ejemplo de la aplicación de esta técnica para resolver el problema de disposición de lodos provenientes de depuradoras y su posible utilización para mejorar la fertilidad del suelo aparece en Tarrasón et al. (2007). El libro de Neumayer (2003) ofrece una discusión muy completa, interesante y bien formalizada, sobre las implicaciones del desarrollo sustentable y sus dos paradigmas conexos, la sustentabilidad débil y la sustentabilidad fuerte. En la misma línea se encuentra el texto de Facheux et al. (1996) y, desde una perspectiva latinoamericana, el de Enkerlin, del Amo y Cano (1997). Hacer operativo el concepto de desarrollo sustentable no es fácil, como podrá comprobar el lector si consulta los ensayos contenidos en Atkinson et al. (1997). El paradigma de la sustentabilidad fuerte y sus implicaciones se encuentra muy bien desarrollado en Jansson et al. (1994) y, de forma más sencilla, en Goodland et al. (1997). Finalmente, el criterio de Kaldor-Hicks, que se encuentra en la base del ACB social, ha sido muy criticado por obviar consideraciones tanto morales como de equidad. El lector encontrará una buena revisión de estas críticas, así como una atractiva propuesta para superarlas, introduciendo en el mismo valores de existencia asociados al altruismo no paternalista, en Zerbe, Bauman y Finkle (2006).
CAPÍTULO
SIETE INDICADORES AMBIENTALES
A lo largo de las páginas precedentes se ha podido observar la complejidad de relaciones que se establecen entre el mundo de la economía y el de la naturaleza. La necesidad de tomar en cuenta las repercusiones sobre el medio ambiente de la actividad económica ha llevado a tratar de introducir estos impactos en el proceso de toma de decisiones de los agentes individuales. El capítulo anterior mostraba un marco de análisis en el que hacer operativa esta internalización de los impactos ambientales. Sin embargo, es probable que el analista requiera también información sobre las relaciones entre el medio ambiente y la economía a un nivel más agregado: trascendiendo el mundo de la microeconomía (de las decisiones de los agentes individuales) y entrando en el terreno de la macroeconomía (el campo de los grandes agregados). No puede olvidarse, asimismo, que la creciente importancia de las negociaciones internacionales con respecto a los problemas ambientales obliga a contar con una base de datos e información común, que haga operativas las discusiones y los eventuales acuerdos alcanzados entre los distintos países. El presente capítulo es el primero de los dos que dedicaremos al análisis de esta problemática. Se pretende, a lo largo del mismo, explorar los mecanismos existentes para facilitar la presentación de los datos relativos a la situación ambiental, de manera que el decisor público cuente con una información sencilla y precisa con respecto al estado del medio ambiente y sus vinculaciones con la evolución general de la economía. De esta forma se analizarán, en primer lugar, algunas propuestas relevantes para la organización de la información ambiental, que gozan de una creciente aceptación, y que consisten en la utilización de una serie de indicadores ambientales. Entre ellas destaca el modelo estado-presión-respuesta de la OCDE. Ahora bien, como estos indicadores ofrecen una información muy relevante sobre la evolución de los problemas ambientales, pero no informan sobre los límites del proceso, sobre si la situación es sostenible o no, es necesario completarlos con algún tipo de información que conecte esta evolución con las limitantes que la naturaleza impone sobre el sistema económico. El concepto de capital natural, así como el cálculo correcto de su tasa de depreciación, es una buena base de partida, y a ello van encaminados los esfuerzos que
214
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
realiza el Banco Mundial desde hace algunos años, y que se presentan en el segundo epígrafe. Con base en él es posible calcular tanto la riqueza real de un país como su verdadera tasa de ahorro: su ahorro genuino. Ahora bien, únicamente aceptando la perfecta sustituibilidad entre el capital natural y las demás formas de capital, sería posible derivar del análisis anterior algún tipo de información sobre la sostenibilidad, cosa que, por supuesto, no hacen los responsables del Banco Mundial. Se hace necesario, por tanto, introducir algún tipo de indicador adicional que relacione las demandas de la sociedad con respecto a la naturaleza, con las posibilidades de ésta, de forma que sea posible analizar si existe equilibrio entre ellas o, por el contrario, la especie humana está demandando al sistema natural más de lo que éste puede ofrecer. El tercer epígrafe de este capítulo analiza el más popular de esta familia de indicadores: la denominada huella ecológica. El análisis de este indicador vendrá acompañado, como es natural, de una presentación crítica sobre sus principales ventajas e inconvenientes, así como de algunos ejemplos. Ha parecido oportuno incluir a continuación un cuarto epígrafe dedicado a un concepto que está adquiriendo una creciente importancia en un mundo en el que el agua es un bien cada vez más escaso, el concepto de agua virtual, precisamente por su cercano parentesco con el de la huella ecológica. Finalmente, el capítulo se cerrará, como es habitual, con un resumen y una nota para consultas adicionales.
7.1.
INDICADORES AMBIENTALES
El primer requisito para introducir las variables ambientales de una forma operativa en el proceso de toma de decisiones a nivel agregado, así como para comprender su incidencia en el acontecer económico, es contar con la información relevante en un formato que facilite su comprensión, el análisis y las eventuales comparaciones de la situación, tanto desde una perspectiva trasversal (entre países o regiones), como histórica. A resolver este primer problema van dirigidos los distintos sistemas propuestos de indicadores ambientales. El reto fundamental al que se enfrentan los distintos sistemas de indicadores ambientales es el de lograr un difícil equilibrio entre dos grandes tipos de requerimientos. Por un lado, y en función de la complejidad de los distintos problemas ambientales relevantes, no resulta fácil la tarea de identificar una serie de indicadores físicos que muestren de manera completa y fehaciente el estado del problema y de su evolución. El científico especializado en el tema tenderá a enfatizar la necesidad de contar con un muestrario muy amplio de indicadores que recojan, tanto la situación del activo ambiental objeto de estudio, como su evolución en el tiempo, y su interrelación dinámica con otros activos ambientales o ecosistemas. Esta necesidad de precisión y exhaustividad se ve reforzada cuando se trata de integrar la información anterior en el marco del funcionamiento del sistema económico, para tratar de descubrir las relaciones de dependencia mutua que pueden establecerse en las dos direcciones, y obrar en consecuencia. Atender a estos requerimientos, sin embargo, choca con una doble limitación: — En primer lugar, el hecho de que una información excesivamente precisa y detallada, se escapa de la comprensión del no especialista, lo que dificulta su utilización fuera de los circuitos más profesionalizados. — En segundo lugar, tampoco puede perderse de vista el hecho de que la información, y el campo del medio ambiente no constituye una excepción, es en oca-
INDICADORES AMBIENTALES
215
siones un bien muy costoso de adquirir. Completar la información demandada por el experto sectorial correspondiente es un proceso que consume recursos, tanto financieros como humanos (cuantitativa y cualitativamente) y tiempo. Tomando en cuenta, pues, esta doble limitación (información comprensible y, a ser posible, ya existente o fácil de conseguir), los indicadores ambientales deberán tratar de satisfacer las exigencias que, en función de su propia relevancia para el problema objeto de atención, plantea el especialista, sin por ello convertirse en una utopía irrealizable e incomprensible.
7.1.1. El modelo presión-estado-respuesta Los indicadores presión-estado-respuesta (PSR) son uno de los primeros intentos de controlar sistemáticamente en qué medida la actividad económica degrada el sistema biofísico del que depende, y se derivan de una adaptación y simplificación llevada a cabo por la OCDE del modelo estrés-respuesta propuesto en el trabajo pionero de Rapport y Friend (1979). En contraste con el modelo original, que intentaba establecer vínculos uno a uno entre diferentes fuentes de estrés, modificaciones ambientales y respuestas de la sociedad, el modelo de la OCDE no intenta especificar la naturaleza o la forma de las interacciones entre las actividades humanas y el estado del medio. Por el contrario, simplemente verifica que las actividades humanas están detrás de una diversidad de presiones sobre el medio que pueden inducir cambios en la calidad ambiental y que, debido a ello, la sociedad, consciente de la interrelación entre las presiones y sus consecuencias ambientales, responde a esos cambios en las fuentes de presión o en la calidad ambiental a través de políticas de todo tipo. La propuesta de la OCDE agrupa los indicadores ambientales en tres grandes bloques, cuya estructura de relaciones está resumida gráficamente en la Figura 7.1 (OECD, 2002, página 109): — Indicadores de presión: como su nombre indica, describen las presiones que ejercen las actividades humanas sobre el medio ambiente. Reflejan intensidades de emisión de residuos y de uso de recursos a lo largo de períodos temporales que permiten analizar la evolución del proceso de degradación. Puede tratarse de presiones subyacentes o indirectas (la actividad en sí misma) o de presiones próximas o directas (como el uso de recursos o la generación de residuos, vertidos y emisiones). Así, por ejemplo, en el apartado de cambio climático, se proponen como indicadores de presión indirecta el crecimiento demográfico y económico, o la variación en el consumo de energía primaria, y como indicadores de presión directa, las emisiones de gases de efecto invernadero. — Indicadores de estado (o de condiciones ambientales): están relacionados tanto con la calidad del medio ambiente (entendido aquí como recursos ambientales en los que la calidad es el parámetro descriptor: calidad del agua, del aire, etc.), como con el stock disponible de recursos naturales. Reflejan los objetivos últimos de la sociedad con respecto al medio ambiente, contenidos parcialmente en las políticas ambientales. Ejemplos de estos indicadores son: la concentración de contaminantes en diferentes medios, los excesos en cargas críticas, la exposición de la población a ciertos niveles de contaminación, la situación de conservación de la diversidad biológica y de los recursos naturales. En el caso del
216
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
cambio climático, un indicador de presión sería la variación en la concentración global de gases de efecto invernadero. — Indicadores de respuesta social: muestran hasta qué punto la sociedad da respuesta a sus preocupaciones ambientales. Se refieren a acciones colectivas e individuales encaminadas a mitigar, adaptar o prevenir efectos negativos sobre el medio ambiente provocados por el ser humano, detener o reparar el daño ambiental ya infligido, y preservar o conservar la naturaleza y sus recursos. Ejemplo de este tipo de indicadores de respuesta social son aquellos que recogen información sobre gastos defensivos ambientales, impuestos y subsidios relacionados con cuestiones ambientales, estructuras de precios, participación de bienes y servicios con algún tipo de certificación ambiental en los diversos mercados, tasas de disminución de la contaminación, tasas de reciclaje de los residuos, etc. Siguiendo con el ejemplo del cambio climático, un indicador de respuesta social en este sentido sería el porcentaje del gasto público empleado en acciones que estén directa o indirectamente encaminadas a reducir las emisiones de gases de efecto invernadero. Los indicadores PRS forman parte de un sistema. Esto significa que el análisis de la situación de un área ambiental determinada no termina en el estudio de sus indicadores específicos. Por otro lado, la lista de indicadores ambientales no es final ni es exhaustiva, sino que está sujeta a una evolución paralela a la mejora en la disponibilidad de datos y al avance en los conceptos y definiciones. Una modificación sustantiva y muy interesante del esquema PSR busca analizar el grado de desmaterialización o desvinculación (decoupling) de los valores de los indicadores del modelo PSR con respecto a las variables de tamaño del sistema económico (población o PIB). Esta nueva tipología de indicadores parte de la premisa de que hay
PRESIÓN
ESTADO
RESPUESTA
Información
Presiones indirectas – – – – –
Consumo de recursos
energía transporte industria agricultura otras
Estado del medio ambiente y de los recursos naturales
Información
– administraciones – hogares – empresas
Condiciones/tendencias – aire/agua – tierra/suelo – fauna – recursos naturales Generación de residuos
Agentes económicos y ambientales
– nacional – internacional Decisiones Acciones
Decisiones Acciones
Fuente: OECD (1998).
Figura 7.1. Sistema de indicadores presión-estado-respuesta de la OCDE.
INDICADORES AMBIENTALES
217
que establecer una distinción entre las consecuencias negativas del crecimiento económico, en este caso los procesos de degradación ambiental, y las consecuencias positivas del mismo. El fenómeno de la desvinculación aparece cuando la tasa de crecimiento de un tipo de presión ambiental es menor que la tasa de crecimiento de la fuerza motriz económica que la dirige (como la tasa de crecimiento de la población o la tasa de crecimiento económico). La desvinculación puede ser absoluta si la variable ambiental relevante es estable o decreciente a lo largo del tiempo, mientras que la fuerza motriz económica que la dirige sigue una trayectoria creciente. Por el contrario, es relativa si la tasa de crecimiento de la presión ambiental es positiva pero menor que la de la fuerza motriz, que se considera como la tasa de crecimiento del PIB. En términos económicos, este enfoque mide la elasticidad en el uso de recursos naturales y servicios ambientales respecto de las variaciones (predominantemente positivas) en las dimensiones del sistema económico. Los indicadores PRS y de desvinculación han sido diseñados para analizar a escala de nación los cambios de las presiones ambientales y las fuerzas económicas que las dirigen en el tiempo. A la hora de comparar los resultados entre distintos países, sin embargo, las circunstancias propias de éstos deben ser consideradas: tamaño, densidad de población, dotación de recursos naturales, perfil energético, cambios en la estructura económica, grado de desarrollo, etc. En cualquier caso, estas medidas presentan limitaciones considerables: — En primer lugar, no tienen en cuenta los flujos transfronterizos de externalidades ambientales, que no están consideradas en la mayoría de los indicadores a escala nacional, a pesar de que existen metodologías diseñadas a tal efecto, como el análisis de flujo de materiales y la huella ecológica (que se analizará enseguida). Un ejemplo normalmente citado a este respecto es el que se refiere a las emisiones de gases de efecto invernadero, en las que la influencia del punto de emisión es irrelevante a la hora de considerar sus efectos globales, o el caso de los bancos pesqueros cuando sus límites no coinciden con las fronteras internacionales y son explotados por flotas extranjeras. — En segundo lugar, la relación existente entre las fuerzas motrices económicas y las presiones ambientales es, en muchas ocasiones, compleja. La mayoría de estas fuerzas motrices presentan múltiples efectos ambientales adversos, de igual manera que la mayoría de las presiones ambientales tiene su origen en diferentes fuerzas motrices, que además están sujetas a la respuesta de la sociedad frente a las diferentes presiones ambientales. La complejidad de las relaciones entre las fuerzas motrices y las presiones correspondientes necesita de un marco más completo, desde el punto de vista analítico, que complemente este modelo de indicadores PSR y sus derivados. — Por último y más importante, estos indicadores no informan sobre la capacidad de provisión de recursos y absorción de residuos del subsistema natural del que depende y en que se sustenta el sistema económico objeto de análisis. Es destacable, sin embargo, su importancia para la medición de las mejoras en la eficiencia del uso de los recursos naturales y servicios ambientales proporcionados por la biosfera. El uso de estos indicadores para la definición de objetivos a cumplir por las políticas ambientales es inmediato, ya que pueden ser utilizados para definir los niveles deseados de mejora de eficiencia en el uso de determinados recursos y sumideros ambientales, con carácter de estándar normativo.
218
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
La metodología básica de los indicadores PSR ha sido ampliamente validada, a pesar de sus limitaciones, por su aplicación en los distintos países miembros de la OCDE para el seguimiento de los procesos de degradación y conservación ambiental, así como por las ampliaciones del modelo propuestas por la Comisión de Desarrollo Sostenible de las Naciones Unidas y por diversas instituciones de la Unión Europea (EUROSTAT y Agencia Europea de Medio Ambiente). Estas ampliaciones del esquema PSR han venido caracterizadas por la introducción de dos nuevos elementos conceptuales que complementan a los de presión-estado-respuesta y matizan el ciclo de degradación-conservación del medio ambiente: las fuerzas motrices, que ya habían sido introducidas por la OCDE y utilizadas por la Comisión de Desarrollo Sostenible de las Naciones Unidas, y los indicadores de impacto. Todos ellos dan lugar a la aparición de los indicadores DPSIR (driving force–pressure–state–impact–response) de la Agencia Europea de Medio Ambiente: fuerza motriz-presión-estado-impacto-respuesta. En el contexto de los indicadores DPSIR, las fuerzas motrices son los desarrollos sociales, demográficos y económicos que se producen en las sociedades, estilos de vida y niveles de consumo y producción. Las más importantes son el crecimiento de la población y los cambios en las necesidades y actividades de los individuos. Estas fuerzas provocan cambios en los niveles generales de producción y consumo y, consecuentemente, hacen variar la intensidad (normalmente, elevándola) de las presiones sobre el medio ambiente, que se manifiestan de distintas formas: uso excesivo de recursos naturales, cambios en el uso del suelo, emisiones de residuos materiales e inmateriales (ruido, radiactividad), etc. (Shah, 2000, página 6). El significado de estas fuerzas motrices en relación con el esquema PSR es el de señalar que existen procesos que operan a escalas más amplias y que impulsan y dirigen las presiones ambientales. Estas fuerzas se pueden considerar en términos cuantitativos (crecimiento de la población y del tamaño de las economías), que son perceptibles y mensurables con mayor facilidad, así como en términos cualitativos (cambio de los hábitos de consumo de las sociedades y evolución de su sistema de preferencias), de naturaleza más sutil. Ejemplos de indicadores de fuerzas motrices utilizados por la Agencia Europea de Medio Ambiente son el consumo de energía, la capacidad de transporte según las infraestructuras disponibles, los gastos incurridos por la Política Agraria Común (PAC), o la intensidad turística de las regiones. La variable de impacto informa del cambio del estado del medio ambiente con respecto a las tres componentes anteriores: fuerzas motrices, presiones y respuestas. En realidad, su sentido es el de diferenciar el cambio objetivo en el estado del medio ambiente del cambio subjetivo, percibido por las personas cuyo bienestar se ve modificado por la variación de las condiciones ambientales. Por esta razón, se encuentra muy asociado al concepto de externalidad ambiental, en el sentido de que ésta sólo puede ser calculada cuando un problema ambiental conduce a la pérdida de bienestar de ciertas personas. Algunos ejemplos de indicadores de impacto que recoge la Agencia Europea de Medio Ambiente son, por ejemplo, los costes externos del transporte, la exposición de la población a niveles de calidad del aire por debajo de los estándares de la Unión Europea, y la exposición al ruido de tráfico y sus molestias asociadas. A diferencia del PSR, el DPSIR es un esquema cíclico mucho más marcado, en el que a las variaciones de la calidad ambiental les siguen la respuesta de la sociedad sobre los otros cuatro componentes del ciclo, con el fin de minimizar los efectos negativos de las actividades humanas en cada una de las fases del proceso. Este modelo ha sido aceptado por la OCDE como extensión del esquema PSR (EUROSTAT, 1999a).
INDICADORES AMBIENTALES
219
La elaboración y actualización de los indicadores del modelo DPSIR se ha repartido de la siguiente manera: EUROSTAT se centra en los componentes de respuesta (especialmente en el apartado de gastos defensivos ambientales gracias al modelo SERIEE, que se presenta más adelante), fuerzas motrices (en el sentido de tendencias sectoriales con relevancia ambiental) y presión, dejando los indicadores de estado e impacto bajo el dominio de la Agencia Europea de Medio Ambiente. Este sistema de indicadores recoge información sobre un número de áreas relevantes para la gestión ambiental del territorio: contaminación del aire, cambio climático, pérdida de biodiversidad, zonas costeras y marinas, destrucción de la capa de ozono estratosférico, dispersión de sustancias tóxicas, problemas ambientales urbanos, residuos y contaminación del agua y recursos hídricos. Al igual que en el caso de los indicadores PSR, existe una tendencia hacia el objetivo de conseguir un número cada vez más reducido de indicadores sintéticos. Por ello, la lista de indicadores de la Agencia Europea de Medio Ambiente se encuentra en continua actualización.
7.1.2. El sistema español de indicadores ambientales El sistema español de indicadores ambientales está organizado en torno a áreas y subáreas que pretenden recoger de forma exhaustiva los aspectos biofísicos y socioeconómicos de los sistemas ambientales del país, tal y como muestra la Tabla 7.1, que resume la lista de indicadores ambientales propuesta para el grupo de usuarios de la red EIONET de España (MMA, 2000). El proceso de elaboración de indicadores ambientales comenzó a mediados de la década de los años noventa del siglo pasado (MMA, 1996a) con las subáreas de biodiversidad y bosques (MMA, 1996b). En un primer momento estaba basado en el esquema PSR, como es el caso del primer ejercicio de aplicación mencionado (biodiversidad y bosques) y de las subáreas de agua y suelo (MMA, 1998) y atmósfera y residuos (MMA, 1999). La adopción del marco extendido DPSIR por la Agencia Europea de Medio Ambiente ha inducido un cambio de planteamiento para ajustarlo a este avance conceptual y metodológico. Los indicadores ambientales de medio urbano (MMA, 2000b), costas y medio marino (MMA, 2001) y turismo (MMA, 2003) ya han incorporado esta modificación del marco conceptual. De igual manera que en la OCDE, la tendencia general del proceso de selección y elaboración de indicadores ha sido la reducción del número de indicadores y la incorporación de variables socioeconómicas con el fin de tener en cuenta las fuerzas motrices subyacentes que explican las presiones sobre el capital natural. El sistema de indicadores presión-estado-respuesta, en definitiva, obedece a una estructura fundamentalmente lineal: las actividades humanas degradan el medio de distintas maneras, y los indicadores correspondientes (de presión) recogen las principales; ello se traduce en una situación inaceptable, expresada en los indicadores de estado; y, como resultado, se adoptan distintas medidas correctoras, que quedan reflejadas en los indicadores de respuesta. Con ello se cierra el círculo, puesto que esta intervención sobre el medio corrige o neutraliza las fuentes de presión, modificando positivamente el estado del medio. En todo el proceso se supone, por tanto, una correspondencia lineal entre el indicador, o familia de indicadores, y la situación que pretenden reflejar. Ésta es tanto su gran virtud, ofrecen una visión sintética y fácilmente comprensible de la situación y su tendencia, como su gran debilidad: invitan a pensar en unas relaciones causa-efecto muy simples y unidireccionales. Normalmente, sin
220
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Tabla 7.1. El sistema español de indicadores ambientales. Áreas temáticas Sector
Tipo de indicador
Atmósfera
Calidad del aire. Cambio climático. Acidificación. Agotamiento de la capa de ozono.
Residuos
Eliminación de residuos.
Medio ambiente urbano
Contaminación atmosférica Deterioro urbanístico Biodiversidad
Pérdida de especies y de ecosistemas
Bosques
Calidad y extensión del bosque
Costas
Cambios en los usos del medio Contaminación
Medio marino
Sobreexplotación Contaminación
Suelo
Pérdida de suelo
Agua
Calidad del agua Cantidad de agua
Recursos naturales
Fuente: MMA (1996a).
embargo, las relaciones entre las variables que afectan al medio y, dentro de éste, las que se establecen entre sus distintos componentes, son bastante más complejas: las influencias son en ocasiones recíprocas, se manifiestan sobre distintas variables interrelacionadas simultáneamente, afectan procesos complejos con multitud de ramificaciones, que difícilmente son susceptibles de ser reducidos a un modelo lineal y uniecuacional. Por ello, los autores de la propuesta advierten de que las relaciones de causalidad que se establecen entre los indicadores y las variables representadas, así como en la secuencia de estas últimas, son meramente funcionales, no científicas: funcionales, en el sentido de que son las que se establecen lógicamente en el proceso de decidir el mejor curso de acción posible. Ahora bien, con las cautelas mencionadas, la información contenida en los indicadores ambientales es muy útil para llevar a cabo el diagnóstico de la situación ambiental en distintas áreas. Conecta el estado del medio ambiente con una serie de actividades humanas, tanto negativas como positivas, que ayudan a comprender asimismo su eventual tendencia. Se conoce, al mismo tiempo, la importancia que las actividades analizadas tienen a la hora de explicar la situación ambiental, pero dado su carácter local, no informan sobre los límites que la biosfera impone a la actividad económica, y la cercanía o lejanía a la que se encuentran dichos límites.
INDICADORES AMBIENTALES
221
7.2. CAPITAL NATURAL, AHORRO GENUINO Y RIQUEZA Si se desea obtener una medida fidedigna del grado de sostenibilidad de la actividad económica, es necesario trascender el sistema anterior de indicadores, e introducir alguna variable que relacione la actividad económica, y sus consecuencias ambientales, con la base sobre la que se apoyan: la capacidad de la biosfera. Desde la perspectiva puramente económica, existe un concepto que establece inmediatamente esta relación entre lo que se está haciendo en el presente, y lo que podrá seguir haciéndose en el futuro: el capital. El capital no es sino un conjunto de activos de todo tipo que proporcionan un flujo de renta (y, por tanto, de posibilidades de consumo), a lo largo del tiempo. Ahora bien, teniendo en cuenta que la biosfera proporciona una parte de estos activos, pero también recibe de parte del ser humano una serie de deshechos que los deterioran, es necesario ampliar el concepto de capital más allá del capital producido, e introducir el denominado capital natural: la sociedad también obtiene rentas a partir de los activos naturales y ambientales (rentas de explotación de recursos minerales, forestales, pesqueros, etc.) y, al igual que en el caso del capital producido, éste también se deprecia con el uso. Con el objetivo de integrar las consideraciones relativas al capital natural, y su depreciación, en el cálculo de los principales indicadores macroeconómicos, han surgido dos propuestas muy interesantes: por un lado, el indicador del ahorro genuino, que se analizará a continuación, y por otro, el desarrollo de las cuentas de los recursos naturales, que se abordará en el próximo capítulo.
7.2.1. El ahorro genuino El ahorro de una economía nacional representa la cantidad de producción que se reserva para el futuro, ya sea en forma de préstamos al extranjero, o inversión en capital productivo. Como el capital se deprecia con el uso, se puede afirmar que una economía con una tasa de ahorro negativa persistente no es sostenible. A medio o largo plazo, dicha economía no dispondrá del capital necesario para seguir generando las rentas que sostienen el nivel actual de consumo. Tradicionalmente, el ahorro de una economía se calcula como la diferencia entre el nivel de producción nacional (es decir, el Producto Nacional Bruto) y el consumo, a lo largo de un período de tiempo. Para que el indicador informe realmente del grado de sostenibilidad de dicha economía, es necesario descontar el valor de la depreciación del capital, para obtener un indicador de ahorro neto. Sin embargo, hasta muy recientemente, sólo se consideraba la depreciación del capital producido, dejando de lado las consideraciones relativas a otras formas de capital (como el capital natural o el capital humano). El indicador de sostenibilidad promovido y utilizado por el Banco Mundial, conocido como el ahorro genuino1, incorpora en el cálculo contable de la depreciación dos nuevas partidas: por un lado, la pérdida del stock de recursos naturales y, por otro, la degradación de la calidad ambiental. Asimismo, también contempla las variaciones producidas en el stock de capital humano. 1 El término en inglés es genuine savings, por lo que resulta discutible realizar una traducción tan literal como la de ahorro genuino, debiendo quizá el lector entender por tal el «ahorro verdadero» o «ahorro auténtico». Sin embargo, en este trabajo apostamos por este término, siguiendo las propias recomendaciones de traducción del Banco Mundial (como puede comprobarse en Banco Mundial, 2000, capítulo XVI).
222
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Para valorar estas partidas se utiliza la siguiente serie de aproximaciones: — Los recursos naturales considerados en la estimación del valor de la depreciación son de tres tipos: energéticos, minerales y forestales. En la valoración de los recursos forestales no se considera el flujo de los servicios ambientales proporcionados por los bosques (fijación de dióxido de carbono, regulación del régimen hídrico, etc.). La pesca queda excluida, por ahora, de los cálculos de depreciación del capital natural, al igual que la erosión del suelo, por razones de índole práctica: fundamentalmente la falta de datos y la dificultad de medir un stock móvil (la biomasa pesquera). La depreciación de los recursos naturales contemplados se mide a través del valor de las rentas obtenidas a partir de la explotación comercial de dichos recursos, es decir, como la diferencia entre los ingresos obtenidos por la venta del recurso y el coste de obtención del mismo. A través de esta aproximación se calcula el valor presente neto de un flujo constante de rentas obtenidas mediante la explotación de los recursos a lo largo de un período de tiempo que, en el caso de los recursos no renovables, se estima con base en las reservas existentes. En el caso de los recursos renovables (en esta categoría figuran únicamente los bosques), el agotamiento se produce si la explotación del recurso en cuestión (es decir, la extracción de madera) supera la tasa de crecimiento natural del mismo, y su valor se calcula como la diferencia entre el valor del rendimiento financiero que se está obteniendo del activo, y el del crecimiento natural del mismo. — La degradación ambiental se mide a partir del valor presente neto del daño producido por las emisiones de dióxido de carbono (CO2) sobre distintos activos. Los datos utilizados para los cálculos se basan en las estimaciones, un tanto antiguas, realizadas por Fankhauser (1995), según los cuales el daño marginal de la contaminación asciende a 20 dólares por tonelada métrica emitida. La integración de cuestiones relativas a la degradación ambiental de los gases de efecto invernadero es un primer paso muy relevante y en la dirección adecuada, pero no debe olvidarse que sería necesario seguir avanzando hacia medidas capaces de incorporar el daño producido por otro tipo de contaminantes con efectos, no sólo regionales (partículas en suspensión, óxidos de azufre y nitrógeno, etc.), sino también globales (como los gases que contribuyen a la destrucción del ozono estratosférico). — Con respecto a la estimación de la formación de capital humano existe una gran controversia porque parece evidente que el gasto corriente en educación no implica un aumento del capital humano de la misma cuantía (tal y como demostraron Jorgensen y Fraumeni, 1992) pero, por otro lado, es indiscutible que el gasto en educación no debe ser contabilizado como consumo a la hora de calcular el ahorro neto ajustado. Por tanto, a priori se admite que los ahorros genuinos netos se pueden calcular al alza partiendo de los datos de los gastos corrientes en educación (Bolt et al., 2002). La UNESCO dispone de este tipo de información expresada en el valor de la moneda de cada país. Esta base de datos es la utilizada para calcular el porcentaje que representa el gasto en educación frente a la producción nacional. En la Tabla 7.2 pueden encontrarse las distintas partidas que han sido utilizadas para el cálculo del ahorro genuino, en este caso para España, durante el período 19802001. Como puede observarse, en todos los años este indicador es mayor que el ahorro
Tabla 7.2. Partidas para el cálculo de los ahorros genuinos en España, 1980-2001 Partidas Inversión Nacional Bruta Depreciación del capital fijo Ahorro Nacional Neto
Ahorro genuino
21,6 19,8 19,9 19,8 21,5 22,1 23,0 22,7 23,6 23,0 23,0 22,4 20,7 20,5 20,3 22,4 22,2 22,8 22,8 22,5 22,5 22,8 12,9 13,8 14,0 14,3 14,5 14,6 13,7 13,3 13,2 12,8 12,7 12,6 12,5 13,1 13,3 13,0 13,1 13,1 13,3 12,9 12,9 12,9
8,7
5,9
5,9
5,5
7,0
7,4
9,3
9,4 10,5 10,2 10,3
9,8
8,1
7,4
7,0
9,3
9,1
9,7
9,5
9,6
9,6
9,9
2,4
2,4
2,4
2,4
2,4
2,4
2,4
3,4
3,5
3,6
3,9
4,0
4,1
4,3
4,6
4,5
4,6
4,6
4,6
4,6
4,6
4,6
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,1
0,1
0,1
0,2
0,2
0,1
0,1
0,1
0,3
0,2
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0 0,3
0,0 0,4
0,0 0,4
0,0 0,5
0,0 0,4
0,0 0,5
0,0 0,3
0,0 0,3
0,0 0,2
0,0 0,2
0,0 0,2
0,0 0,2
0,0 0,2
0,0 0,2
0,0 0,2
0,0 0,2
0,0 0,2
0,0 0,2
0,0 0,2
0,0 0,3
0,0 0,3
0,0 0,3
10,2
7,3
7,2
6,7
8,4
8,8 11,1 12,4 13,4 13,3 13,9 13,5 12,0 11,5 11,3 13,6 13,5 14,0 13,8 13,9 13,9 14,2
Nota: Todas las partidas están expresadas en porcentaje con respecto al PIB. Fuente: Elaboración propia a partir de datos del Banco Mundial.
INDICADORES AMBIENTALES
Gasto en educación Depreciación neta de bosques Depreciación mineral Depreciación energética Daños del CO2
1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001
223
224
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
nacional neto, fundamentalmente porque la inversión en capital humano resulta claramente superior a la depreciación del capital natural y la degradación de la calidad ambiental. Las tendencias ponen de manifiesto que la inversión en capital humano va en aumento, frente a la degradación de la calidad ambiental (medida a través de los daños producidos por las emisiones de dióxido de carbono), que se mantiene en unos niveles inferiores a los de comienzos de la década de los ochenta. La crisis de principios de los noventa, en el siglo pasado, supuso una reducción significativa de las tasas de ahorro, tanto del ahorro nacional neto como del ahorro genuino. A pesar de la recuperación económica, las tasas de ahorro nacional neto no recuperaron el nivel previo a dicha crisis mientras que los niveles de ahorro genuino recobraron dicho nivel en la década mencionada. El Banco Mundial ofrece este indicador para la gran mayoría de los países. Los datos se estiman anualmente para la serie de años 1970-2001. Las Tablas 7.3 y 7.4 recogen el valor del ahorro genuino para distintas regiones a nivel mundial y para distintos períodos de tiempo. El resultado final de estas operaciones pone de manifiesto la gran importancia de la inversión en capital humano frente a la depreciación del capital natural en prácticamente todas las regiones del mundo, y la mayor importancia de la depreciación del capital natural (especialmente en el caso de los recursos energéticos) con respecto al capital producido en las regiones más atrasadas. No es difícil llegar a la conclusión de que aquellas economías que presentan de forma persistente tasas de ahorros muy bajas o negativas, acabarán experimentando una reducción en el nivel de bienestar de su población. Sin embargo, el hecho de poseer tasas de ahorro positivas no constituye una garantía para la consecución del objetivo de sostenibilidad, aunque contribuya a aumentar la probabilidad de alcanzar el mismo (World Bank, 1997, página 104). No debería relacionarse, en efecto, este indicador con la sostenibilidad, ya que para ello sería necesario asumir la perfecta sustitución entre el capital natural y el producido, algo ciertamente alejado de la realidad. Las tasas de ahorro positivas, por tanto, no implican un comportamiento ambientalmente respetuoso, puesto que es posible la coexistencia de altos niveles de degradación ambiental, con altos niveles de inversión en capital producido. La interpretación de estos resultados debe realizarse además, sin olvidar que este indicador presenta ausencias relevantes (como ocurre, en el caso de los recursos pesqueros, la degradación de los suelos, la diversidad biológica, la calidad del agua o las áreas de alto valor ecológico), dada la dificultad de obtener mediciones fiables acerca de la evolución y el estado de los mismos (Hanley, 2001, página 19). A modo de conclusión podría decirse que el indicador de ahorro genuino contribuye esencialmente a lanzar señales de alerta, capaces de concienciar a los gobiernos de la necesidad de corregir sus sendas de crecimiento y orientar respecto a las prioridades de actuación, gracias al diagnóstico que el indicador realiza del equilibrio existente entre el sistema económico y el natural. Sin embargo, el alto nivel de síntesis de este indicador y los fundamentos de la metodología empleada para su cálculo, limitan la contribución del mismo al diseño de medidas concretas destinadas a lograr los objetivos de las políticas públicas necesarias para corregir la situación actual, siendo necesario recurrir a enfoques más exhaustivos, como los que se presentarán en el siguiente capítulo.
Tabla 7.3. Ahorros genuinos por regiones y niveles de renta Consumo de capital fijo
Ahorro neto
Gasto en educación
Depreciación energética
Depreciación mineral
Depreciación forestal neta
Daños del CO2
Ahorro genuino
Mundo Rentas bajas Rentas medias Rentas altas
22,2 17,0 26,2 21,4
11,7 8,0 9,2 12,4
10,5 9,1 17,0 9,0
5,0 3,4 3,5 5,3
1,2 4,2 3,8 0,5
0,1 0,6 0,5 0,0
0,1 1,8 0,2 0,0
0,4 1,2 1,1 0,3
13,6 4,8 15,0 13,5
Asia Oriental y Pacífico Europa y Asia Central Latinoamérica y Caribe África del Norte y Oriental África del Sur África Subsahariana
38,3 21,4 20,5 24,1 18,2 16,8
6,9 13,7 8,3 8,8 9,1 9,1
31,4 7,9 12,2 15,3 9,1 7,8
2,1 4,2 3,6 5,2 3,8 4,5
0,9 4,9 2,7 19,7 2,1 5,9
0,5 0,1 0,7 0,1 0,4 1,4
0,7 0,0 0,0 0,0 2,0 0,5
1,7 1,6 0,3 0,9 1,3 0,9
29,7 5,6 12,1 0,3 7,1 3,4
Fuente: Hamilton (2000).
INDICADORES AMBIENTALES
Ahorro bruto
225
226
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Tabla 7.4. Tabla de ahorros genuinos por regiones, como porcentaje del PNB Promedio 1970-1979
Promedio 1980-1989
1990
1991
1992
1993
7,3 10,4 15,1
3,2 1,9 12,6
3,8 5,5 18,6
1,2 4,1 18,7
0,6 4,7 18,7
1,1 6,1 21,3
8,9 7,2 15,7
7,7 6,5 12,4
8,8 7,6 15,7
10,8 6,3 14,5
6,6 7,1 14,0
1,8 6,4 13,9
9,8 7,2 15,2
3,3 2,9 12,3
5,7 10,0 15,9
7,5 9,7 14,6
9,0 7,8 14,1
10,5 8,1 14,1
Región África Subsahariana América Latina y Caribe Asia del Este y Pacífico Oriente Medio y África del Norte Sur de Asia Ingresos elevados OCDE Categoría de ingreso Bajo Medio Alto
Fuente: World Bank (1997, página 15).
7.2.2. Capital natural y riqueza La riqueza de un país está determinada por el valor del capital que posee en todas sus formas, y es la base sobre la que se apoya su desarrollo económico y social. En otras palabras, informa sobre las posibilidades de la misma en el futuro. En este sentido, valdría la pena obtener una primera aproximación de la riqueza que poseen los distintos países del mundo, y a ello va también encaminado el trabajo del Banco Mundial que se acaba de presentar. Esta propuesta, en efecto, no se limita a medir el ahorro genuino de un país determinado (que en definitiva es una variable flujo), sino que también se encamina a redefinir la riqueza de cada uno de ellos (una variable fondo), incluyendo nuevos componentes en la misma (el capital natural y capital humano), y calculando su importancia cuantitativa. Para ello procede, muy sintéticamente, de la siguiente manera: — El capital natural se estima siguiendo la metodología utilizada para el cálculo del ahorro genuino, como la suma del valor de los recursos minerales y combustibles fósiles, los recursos forestales, la tierra de cultivo y los pastos (destaca de nuevo la ausencia de los recursos hídricos y los pesqueros). Para calcularlo se utiliza el método del valor presente de la corriente de beneficios netos que su explotación podría proporcionar a perpetuidad, utilizando una tasa de descuento del 4 por 100. A ello se añade el valor de las áreas protegidas, calculado de acuerdo a su coste de oportunidad como tierras de pasto, y el de los recursos no maderables del bosque, suponiendo que un 10 por 100 de la superficie forestal generará una corriente perpetua de beneficios derivados del turismo, la caza y los servicios recreativos, con un valor que oscila entre los 112 y los 145 dólaresaño, dependiendo de si se trata de un país subdesarrollado o desarrollado. — Con respecto al valor del capital humano, el procedimiento seguido es el de calcular el valor presente neto de la producción no agrícola, añadirle los salarios
227
INDICADORES AMBIENTALES
pagados en la agricultura, y restarle las rentas derivadas de la explotación de los recursos no renovables más la depreciación del capital producido. Esta cifra se reevalúa, posteriormente, tomando en cuenta la Paridad del Poder Adquisitivo para traducirla a dólares. El resultado final de estas operaciones es el que aparece recogido en la Tabla 7.5, en la que puede comprobarse la gran importancia del capital humano en prácticamente todas las regiones del mundo, y la mayor importancia relativa del capital natural con respecto al capital producido, en las regiones menos desarrolladas. Con respecto a la composición del capital natural, la Tabla 7.6 desagrega las cifras anteriores para algunos países. Como puede comprobarse, las diferencias en la dotación de capital natural por persona entre ellos son notables, así como la distribución del mismo entre sus distintos componentes. A la vista de estos datos, no puede decirse, desgraciadamente, que países con una elevada dotación de capital natural hayan sido siempre capaces de aprovecharlo en beneficio de sus ciudadanos. Ahora bien, sea como fuere, y debido a que al agregar los distintos componentes del capital en un solo indicador se presupone sustituibilidad perfecta entre el capital natural y el capital producido, o el capital humano, el indicador de ahorro genuino no puede ser utilizado para analizar la sostenibilidad de un determinado proceso de desarrollo, y así lo reconocen los propios responsables del Banco Mundial. Se hace necesario, por tanto, algún tipo de indicador que relacione la capacidad de la biosfera como oferente de bienes y servicios (incluyendo su capacidad de absorción de residuos y deshechos), con las demandas que la sociedad hace de la misma. A ello va dedicado, precisamente, el indicador que analizaremos a continuación.
Tabla 7.5. La riqueza y su composición, por regiones (dólares per cápita) Porcentaje de la riqueza total Riqueza América del Norte Pacífico OCDE Europa Occidental Oriente Medio América del Sur África del Norte América Central Caribe Asia del Este África del Este y del Sur África Occidental Asia del Sur
Recursos Capital humanos producido
Capital natural
Recursos Capital humanos producido
Capital natural
326.000 302.000 237.000 150.000 95.000 55.000 52.000 48.000 47.000
249.000 205.000 177.000 65.000 70.000 38.000 41.000 33.000 36.000
62.000 90.000 55.000 27.000 16.000 14.000 8.000 10.000 7.000
16.000 8.000 6.000 58.000 9.000 3.000 3.000 5.000 4.000
76 68 74 43 74 69 79 69 77
19 30 23 18 17 26 15 21 15
5 2 2 39 9 5 6 11 8
30.000 22.000 22.000
20.000 13.000 14.000
7.000 4.000 4.000
3.000 5.000 4.000
66 60 65
25 18 19
10 21 16
Fuente: World Bank (1997).
228 Tabla INTRODUCCIÓN LA ECONOMÍA 7.6. CapitalAnatural por país:AMBIENTAL dólares per cápita (porcentaje del total) País Arabia Saudí
Capital natural 71.880
Argentina
9.850
Bolivia
6.060
Brasil
7.060
Chile
14.440
China
2.670
Colombia
6.100
Costa Rica
7.860
República Dominicana Ecuador
8.380
España Estados Unidos
11.330 5.740 16.500
El Salvador
1.150
Filipinas
2.730
Francia
8.120
Guatemala
1.720
Haití
840
Honduras
3.380
México
6.630
Nicaragua
3.690
Panamá
6.300
Paraguay
6.990
Perú
4.630
Portugal
4.040
Uruguay
14.810
Venezuela
20.820
Pastos
Tierras de cultivo
330 (0) 3.270 (33) 690 (11) 1.070 (15) 1.100 (8) 100 (4) 1.160 (19) 1.480 (19) 560 (7) 1.160 (10) 940 (16) 2.570 (16) 250 (22) 50 (2) 1.350 (17) 300 (18) 110 (13) 410 (12) 810 (12) 540 (15) 930 (15) 1.490 (21) 350 (8) 280 (7) 6.040 (41) 860 (4)
3.600 (5) 5.200 (53) 2.520 (42) 2.740 (39) 4.910 (34) 2.010 (75) 2.490 (41) 5.690 (72) 7.310 (87) 4.880 (43) 3.690 (64) 7.210 (44) 890 (77) 2.400 (88) 5.210 (64) 930 (54) 720 (86) 1.610 (47) 1.520 (23) 2.110 (57) 3.960 (63) 3.590 (51) 2.770 (60) 2.140 (53) 8.530 (58) 3.130 (15)
Nota: n.d.: dato no disponible. Fuente: World Bank (1997, páginas 34-38).
Madera n.d. 280 (3) 160 (3) 1.200 (17) 1.560 (11) 90 (3) 390 (6) 180 (2) 90 (1) 440 (4) 430 (8) 1.730 (10) 10 (1) 140 (5) 700 (9) 170 (10) — — 820 (24) 200 (23) 580 (16) 270 (4) 1.150 (16) 220 (5) 1.140 (28) 160 (1) 40 (0)
Productos Áreas no protegidas maderables 20 (0) 480 (5) 1.820 (30) 960 (14) 180 (1) 30 (1) 410 (7) 100 (1) 30 (0) 270 (2) 140 (3) 410 (2) 10 (0) 30 (1) 90 (1) 110 (6) — — 210 (6) 140 (2) 360 (10) 310 (5) 650 (9) 800 (17) 110 (3) 60 (0) 570 (3)
20 (0) 100 (1) 240 (4) 190 (3) 1.110 (8) 10 (1) 270 (4) 410 (5) 280 (3) 2.610 (23) 390 (7) 1.400 (8) — — 30 (1) 700 (9) 150 (9) — — 230 (7) 110 82) 90 (2) 830 (13) 100 (1) 50 (1) 190 (5) 10 (0) 1.270 (6)
Activos del subsuelo 67.910 (94) 520 (5) 640 (11) 910 (13) 5.580 (39) 420 (16) 1.380 (23) n.d. 100 (1) 1.970 (17) 140 (3) 3.180 (19) n.d. — 80 (3) 60 (1) 60 (4) — — 100 (3) 3.860 (58) — — n.d. n.d. 430 (9) 190 (5) n.d. 14.960 (72)
INDICADORES AMBIENTALES
229
7.3. LA HUELLA ECOLÓGICA Entre aquellos indicadores que han tratado de establecer una relación entre las actividades humanas y los límites que establece la capacidad de carga2 de la biosfera, destaca, en efecto, la llamada «huella ecológica». El concepto de huella ecológica (ecological footprint) fue introducido por Rees (1992) y formalizado, tanto en su vertiente conceptual como metodológica, por Wackernagel y Rees (1996). Según sus creadores, la huella ecológica correspondiente a una población determinada equivale a «la superficie de tierra productiva y agua (ecosistemas acuáticos) necesaria para producir los recursos que la sociedad consume, y asimilar los residuos que produce, dondequiera que se encuentren dicha tierra y dicha agua» (Rees, 2000, página 371)3.
7.3.1. El cálculo de la huella ecológica La huella ecológica pretende estimar, como se ha apuntado, la cantidad de recursos naturales y ambientales necesarios, dada la tecnología disponible, para sostener el nivel de consumo de una persona, región, país, o cualquier otro grupo social, así como para asimilar los desechos que produce. El reto que trata de enfrentar, por tanto, es el de reducir todos estos componentes a un único indicador común, cuantificable y comparable, tanto transversalmente, como en el tiempo. El procedimiento seguido para ello es el de agrupar las distintas presiones sobre el medio, y traducirlas a un único numerario común: la superficie biológicamente productiva (Wackernagel y Rees, 1996; Wackernagel et al., 1999). Esta medida da una idea del grado de dependencia de dicha unidad social respecto del territorio explotado para el consumo de recursos y la emisión o vertido de residuos, y al confrontarla con el área real disponible, permite obtener una medida del déficit ecológico. A pesar de su vocación original de exhaustividad en cuanto a las categorías de impacto ambiental, las dificultades que impone la reducción a la unidad común de superficie productiva han restringido en la práctica el número de presiones a las siguientes: producción de alimentos, producción de madera y otras materias primas, generación de energía y espacio construido, incluyendo vías de transporte. Adicionalmente, también se contempla la necesidad de sumar al conjunto anterior 2 El concepto de capacidad de carga proviene de la ecología: es el tamaño máximo de la población de una especie que un ecosistema en unas condiciones dadas puede soportar. 3 Es difícil sustraerse a la tentación de recordar las reminiscencias que guarda este indicador con el intento, por parte de Sir William Petty (1623-1687), de encontrar una medida invariable del valor de las cosas. A partir de su afirmación de que «el trabajo es el padre y la tierra la madre del valor» propuso una contabilidad-tierra que utilizara las hectáreas de tierra de calidad promedio como numerario al que todas las demás magnitudes deberían referirse. Así, por ejemplo, una hora de trabajo se traduciría en términos de tierra computando la superficie necesaria para mantener vivo al trabajador durante esa hora. Como es bien sabido, los autores clásicos posteriores invirtieron el proceso utilizando el trabajo como numerario. Por otro lado, parece claro que el malthusianismo es, probablemente, uno de los referentes ideológicos clave del concepto y método de la huella ecológica. Esta línea de pensamiento toma su nombre del economista y clérigo Thomas Malthus (1766-1834), cuyas ideas se caracterizaban por una actitud pesimista en cuanto a la capacidad de autorregulación de la sociedad para impedir que la población superase la capacidad de carga impuesta por la disponibilidad de tierra. El hecho de que el cálculo de la huella ecológica se haga, en una buena parte, estimando la cantidad de tierra necesaria para satisfacer las necesidades nutricionales de la población evidencia esta estrecha relación. Estas ideas reaparecerían en la década de los setenta del siglo pasado con las tesis neo-malthusianas del informe sobre los Límites del crecimiento del Club de Roma (Meadows et al., 1972).
230
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
una parte dedicada a la conservación de la diversidad biológica, que se estima en un 12 por 100 respecto de la suma de las áreas mencionadas (Wackernagel et al., 1997). El impacto inducido por la satisfacción de la demanda de alimentos y materias primas en general (madera, fibras, etc.) se asocia a la cantidad de tierra necesaria para producirlos, atendiendo a su productividad media. Como los distintos productos requieren también de distintos tipos de superficie (tierra agrícola, pastos, bosques, pero también superficie del mar), y la productividad por hectárea difiere entre unas y otras, se introducen unos factores de equivalencia, que multiplican los distintos tipos de superficie utilizada por un escalar que refleja su productividad con respecto al promedio de la superficie del globo (la tierra agrícola, por ejemplo, tiene asociado un factor 2,8). De esta forma, todos los requerimientos materiales que el consumo de estos productos conlleva quedan reducidos a una cantidad de hectáreas de superficie biológicamente productiva, con un rendimiento promedio. Sin embargo, el cómputo no acaba aquí: para calcular la huella ecológica del consumo de un determinado producto en un país cualquiera (i), a la producción interna (Qi) se le suman las importaciones (Mi) y se le restan las exportaciones (Xi). Este numerador se divide por el rendimiento promedio de la tierra en la producción de dicho cultivo (Yi), siendo el resultado la huella ecológica correspondiente: huella(i) =
Qi Mi Xi Yi
Por otra parte, la superficie necesaria para la producción de energía requiere de un análisis más sofisticado, con una serie de conversiones no inmediatas, pero también apoyadas en argumentos científicos. Wackernagel et al. (1999) distinguen cinco tipos distintos de energía: combustibles fósiles líquidos, sólidos y gaseosos, energía nuclear y energía hidroeléctrica. En los casos en que la energía se obtiene mediante la quema de combustibles fósiles, el procedimiento consiste en estimar la superficie que sería necesario reforestar para capturar las emisiones de CO2 originadas, reconociendo además el papel de los océanos en la absorción de este gas de efecto invernadero (se asume que capturan el 35 por 100 de estas emisiones a escala global). El supuesto implícito en esta metodología es que cualquier incremento en concentración atmosférica sobre los niveles existentes debería reflejarse en un aumento de la superficie forestal suficiente para evitar el aumento de las concentraciones de estos gases. En el caso de la energía hidroeléctrica el cómputo es sencillo: se suma la extensión de terreno ocupada por el embalse a la superficie que queda inutilizada por los tendidos eléctricos. Para la energía nuclear se tienen en cuenta tanto los terrenos agrícolas perdidos por el establecimiento de zonas de exclusión alrededor de cada central, como las pérdidas resultantes de los desastres nucleares habidos hasta la fecha. El resultado que se obtiene de esta manera es que su huella supera a la de las centrales térmicas convencionales, por lo que los autores recomiendan la adopción de este último valor4. El resto de tecnologías de ge4 Independientemente de estas consideraciones, lo cierto es que para el cálculo de la superficie dedicada a producción de energía también se hace necesaria una corrección para tener en cuenta el comercio internacional, dado que la energía también se utiliza en la producción de bienes y servicios intercambiados en los mercados internacionales. Esto requiere que las exportaciones e importaciones de los diversos sectores de la balanza comercial estén ponderadas por las intensidades energéticas de dichos sectores, con el fin de hallar una cifra neta de energía consumida, de manera análoga a como se hace con los factores de equivalencia en el cálculo de la superficie agraria y pesquera. McDonalds y Patterson (2003), en cualquier caso, consideran incorrecto que la energía nuclear sea tratada de la misma manera que las basadas en los combustibles fósiles, dado que los recursos que utilizan, los residuos que generan y los riesgos que inducen son de naturaleza bien diferente.
INDICADORES AMBIENTALES
231
neración de energía (fundamentalmente renovables) se consideran irrelevantes y no son incluidas en el cálculo: la huella ecológica, con buen criterio, favorece siempre los supuestos que infravaloran el cómputo total (McDonalds y Patterson, 2003). Existen, siguiendo la metodología general anterior, dos modalidades básicas para el cálculo de la huella ecológica (EU, 2001): — Enfoque de compuesto (compound approach), que coincide básicamente con el planteamiento original propuesto por los creadores del concepto. Un ejemplo de este enfoque es el seguido por el Fondo Mundial para la Naturaleza (WWF, 2000; 2002) que, utilizando datos de las diferentes agencias de Naciones Unidas sobre producción agrícola y forestal, superficie construida y comercio, ha ofrecido valores de huella ecológica de las distintas naciones del mundo desde el año 2000. En definitiva, este enfoque de compuesto ofrece resultados relativamente sencillos de obtener comparables por países, pero poco sensibles a las condiciones de cada una de las unidades territoriales analizadas. — Enfoque de componente (component approach), que utiliza escalas de mayor detalle, como son las demarcaciones administrativas de una nación, e incluso se aplica al análisis de productos o empresas. Es más exigente en cuanto a la información de base que necesita, ya que las estadísticas raramente se encuentran organizadas en el formato de flujos de materia y energía (en el caso de productos o empresas, los datos de partida clave son los de compras y producción). La principal aportación y fortaleza de este enfoque consiste en que se basa en una metodología «de abajo arriba» (bottom-up) que establece el nivel de actividad de la unidad analizada, y lo convierte en unidades de superficie biológicamente productiva. Además, incluye una mayor variedad de categorías de impacto susceptibles de ser convertidas en unidades de tierra productiva equivalentes (transporte de personas y materiales por diversos medios de locomoción, reciclaje de materiales, etc.). Por todo ello, este enfoque permite un análisis de la huella ecológica más preciso, que integra un mayor número de componentes de impacto ambiental, pero de mayor dificultad en su elaboración por el grado de desagregación de los datos (EU, 2001). Los resultados, sin embargo, permiten únicamente la comparación con valores de la huella ecológica obtenidos mediante supuestos y fuentes de información similares, lo que restringe en gran medida esta posibilidad.
7.3.2
La huella ecológica como indicador de sustentabilidad: ventajas e inconvenientes
No cabe duda de que la huella ecológica ha tenido una amplia acogida por una diversidad de actores e instituciones con intereses ambientales, desde algunos ámbitos académicos hasta los medios de comunicación de masas. A pesar de su juventud, la idea se ha difundido y diversificado de forma rápida y fecunda. Desde su aparición se ha aplicado en numerosos casos y a muy diferentes escalas, como se verá enseguida. Sin embargo, este éxito ha ido acompañado de un interesante y, en ocasiones, intenso debate, del que es una buena muestra el que se recoge en el número 32:3 de la revista Ecological Economics (2000). Existe un elevado grado de consenso con respecto a la utilidad de la huella ecológica como elemento de sensibilización ambiental (Moffat, 2000; Opschoor, 2000). En
232
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
este sentido, McDonald y Patterson (2003) afirman que la huella ecológica permite difundir información y promover el debate en torno a cuestiones clave del desarrollo sostenible, tales como las limitaciones que la biosfera impone a la actividad humana; los recursos y funciones del ecosistema claves para la sostenibilidad del mismo; el papel del comercio en la distribución de los recursos y las presiones ambientales; y la necesidad de elaborar indicadores que midan el progreso en la dirección del desarrollo sostenible. Los padres del indicador, así como sus defensores, argumentan, adicionalmente, que la huella ecológica es, a pesar de sus evidentes limitaciones, el indicador de sostenibilidad más sofisticado de los existentes. En este sentido, se pueden identificar los siguientes puntos fuertes de la huella ecológica como medida de la sostenibilidad: — El concepto y procedimiento de cálculo de la huella ecológica es consistente con un modelo de relaciones entre el sistema económico y la biosfera en el que existe un límite máximo que se define como capacidad de carga del planeta (Wackernagel, 2001) o escala de la economía (Daly, 1996), que no debe ser superada para evitar la entrada en una fase de sobreexplotación (superación de las capacidades de provisión de recursos naturales y servicios ambientales del planeta). De hecho, sus creadores argumentan, basándose en el hecho de que estimaciones de la huella ecológica global superan la superficie biológicamente productiva del planeta, que la humanidad ya ha entrado en esta fase de sobreexplotación5. — Se trata de un índice sintético, expresado en unidades físicas, fácilmente comprensible por parte de un público no especializado y que permite, con muchas cautelas, las comparaciones entre distintas situaciones y países. Por todo ello, la capacidad de este indicador para despertar la conciencia social sobre la naturaleza agregada de los distintos impactos ambientales es grande. Sus conclusiones, por otro lado, son inmediatas: la humanidad está viviendo por encima de sus posibilidades, y los países ricos están disfrutando de una huella ecológica muy superior a la que su naturaleza les permitiría, gracias al comercio internacional con los países subdesarrollados, lo que introduce elementos de injusticia y explotación en el sistema. La crítica se extiende, por las mismas razones que en el comercio internacional, a los medios urbanos, unidades que muestran un elevado consumo de materiales y energía a costa de la superficie productiva que los sustenta. Igualmente simples son las recomendaciones sugeridas para reducir la huella sin comprometer los niveles de vida alcanzados: aumentar la productividad de la naturaleza por unidad de superficie y utilizar mejor los recursos obtenidos, por un lado, y reducir los niveles globales de consumo, bien sea a través de la reducción del consumo per cápita, bien mediante la reducción de las tasas de crecimiento de la población, por otro (Wackernagel et al., 1999). — Se trata de una medida que demanda relativamente poca información que, además, es de libre acceso: los datos necesarios se pueden obtener fácilmente de 5 En valores correspondientes al año 1999, tomando en cuenta la población mundial existente (seis mil millones de personas), a cada habitante del planeta le corresponderían 0,25 ha equivalentes de tierra agrícola; 0,6 ha de pastizales; 0,9 ha de bosque; 0,06 ha de terreno construido y 0,5 ha de mar; lo que suma un total de 2,3 ha equivalentes por persona. Si a ello le restamos un 12 por 100 necesario para la preservación de la diversidad biológica, el resultado son 2 ha por persona. La huella ecológica promedio en el planeta es de 2,8 ha: de ahí el déficit agregado (Wackernagel et al., 1999).
INDICADORES AMBIENTALES
233
las publicaciones oficiales de las Naciones Unidas, la FAO, las oficinas de estadísticas nacionales, etc. En realidad, en función de la escala a la que se esté calculando la huella ecológica, y del enfoque empleado (de componente o de compuesto), la información demandada variará en cantidad y disponibilidad. Los defensores de este indicador son conscientes de que hay algunos elementos fundamentales para la sustentabilidad del sistema que no se encuentran contemplados en él. Se trata, fundamentalmente, de la capacidad del medio para reciclar residuos (entendidos en su sentido amplio: emisiones a la atmósfera, vertidos a las masas de agua y deposición de residuos sólidos) más allá del CO2, ya que parece claro que se trata de un indicador con un sesgo claro hacia las funciones de provisión de recursos. En palabras de Rapport (2000, página 369): «la supervivencia de la humanidad en el siglo XXI depende de algo más que de la demanda de recursos que le planteemos a la biosfera. Depende de que seamos capaces de mantener y restaurar la salud de los ecosistemas». Por ello, la huella ecológica, tal y como se calcula en la actualidad, no puede ser contemplada más que como una simplificación que subestima la dimensión de los problemas. Esto último, a pesar de que pueda percibirse como una crítica, también constituye un aspecto positivo del método de cálculo: el hecho de que los supuestos que permiten estimar la huella ecológica subestimen su valor, la convierten en una aproximación más robusta que cualquier estimación menos conservadora. No es la falta de exhaustividad, sin embargo, lo que ha motivado la mayoría de las críticas que este indicador ha recibido como indicador de sustentabilidad: — En la diversidad de métodos y enfoques de cálculo de la huella ecológica, Vegara (2000) ha señalado dos errores. En primer lugar, el impacto relevante es el referido a los niveles de producción y no sólo a los del consumo, lo que implica una subestimación del valor real del impacto. En segundo lugar, con referencia a la proposición metodológica básica de la huella ecológica, según la cual el consumo se calcula sumando las importaciones a la producción final y sustrayendo las exportaciones, se está incurriendo en un error conceptual: en realidad esta proposición sólo es cierta cuando no existe consumo intermedio, lo que no ocurre en el caso de ninguna economía (sería necesario un modelo insumo-producto para la estimación del impacto real). Con respecto al primer error, los propios creadores del método han señalado que los valores de la huella se obtienen utilizando los supuestos más conservadores. El segundo es más relevante, si bien se pueden encontrar desarrollos metodológicos que sugieren que podría subsanarse con facilidad, y que de hecho se está haciendo (Bicknell et al., 1998; Ferng, 2001). — La huella ecológica enfatiza, asimismo, la responsabilidad de los países más industrializados que, sistemáticamente incurren en un déficit ecológico (su huella ecológica es mayor que su superficie biológicamente productiva) que pueden mantener gracias a las importaciones de materiales y energía de terceros (países de menor renta pero mayor dotación de recursos). En el Capítulo 12 volveremos sobre este tema. Puede, sin embargo, matizarse esta oposición genérica al comercio internacional de naturaleza que se hace desde la perspectiva de la huella ecológica: al fin y al cabo, el comercio internacional puede conseguir una mayor eficiencia en la forma en que la humanidad utiliza sus recursos para satisfacer las necesidades de las personas. No tendría mucho sentido tratar de que cada país equilibrara su huella ecológica con su biocapacidad, si con ello han
234
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
de alterarse (por ejemplo, para su cultivo) ecosistemas valiosos6. Es probable que esta búsqueda de la eficiencia ambiental (producir aquello que necesita el ser humano allí donde el daño ambiental es menor) entrañe un elemento de inequidad en aquellos casos en los que la eficiencia ambiental identifica a los países subdesarrollados como aquellos en los que el coste ambiental de la producción de alimentos (por ejemplo), es más pequeño. Es muy probable, por otro lado, que algunos países subdesarrollados no decidan libremente el tipo de relaciones comerciales que desean establecer, y que no dediquen estos intercambios a mejorar el bienestar de sus ciudadanos, sino a enriquecer a una élite corrupta. Pero en este caso, es todo su comercio internacional el que queda bajo sospecha, con independencia del balance neto que en el mismo se dé con respecto a la huella ecológica. — Asimismo, esta metodología parte del supuesto de que la actual distribución de la superficie terrestre biológicamente productiva es óptima cuando, en realidad, es muy probable que esto no sea así, y que un cambio en la distribución de la misma podría elevar su productividad promedio y reducir el déficit aparente. Por otra parte, es muy posible que la huella ecológica sólo esté teniendo en cuenta de forma muy elemental cuestiones de eficiencia dinámica. La huella ecológica lleva a cabo una evaluación instantánea de la que es difícil derivar tendencias, y que se calcula tomando como factor constante la tecnología de producción prevaleciente en un momento del tiempo7. — Como argumenta Ayres (2000) la captura de CO2 por medio de plantaciones destinadas específicamente a este fin no es la única forma de capturar el carbono atmosférico, y probablemente ni siquiera la más eficiente. De hecho, la afirmación de que la huella ecológica global del sistema supera la superficie geográfica real del planeta está relacionada con la distorsión que introduce este elemento: el área destinada a la captura de CO2 supone prácticamente la mitad de la huella ecológica global (WWF, 2000), lo que probablemente explica por qué la huella ecológica supera la superficie geográfica real del planeta. — Finalmente, es necesario abordar una cuestión de equidad en términos de acceso a los recursos naturales: de forma implícita, el concepto de huella ecológica estaría asumiendo que cada habitante del planeta tendría derecho a consumir una cantidad de recursos (medida como superficie biológicamente productiva) determinada por el lugar geográfico al que dicha persona estuviese adscrita, lo que otorgaría a la persona nacida en Canadá, por ejemplo, una situación de partida que para sí quisiera el nacido en El Salvador. No parece ser ésta una conclusión muy acorde con la idea de que el planeta Tierra es un bien de todos. Volveremos sobre este punto en el Capítulo 12. 6 No parecen ser los humanos, por otra parte, los únicos seres vivientes que utilizan eficientemente el intercambio para optimizar su huella ecológica. Obsérvese el siguiente texto de Aldo Leopold sobre las migraciones de los gansos salvajes: «Por medio de este comercio internacional de los gansos, el grano sobrante de Illinois es llevado entre las nubes hasta las tundras árticas, para asociarse allí a la luz sobrante de un junio sin noches y criar polluelos de ganso para todas las tierras que hay en medio. Y en este trueque anual de comida por luz, y de calor invernal por soledad estival, todo el continente recibe como ganancia neta un poema salvaje que cae de los tenebrosos cielos sobre los lodos de marzo» (Leopold, 1999, página 59). 7 Existen, sin embargo, ejemplos de análisis dinámicos de la huella ecológica. El más relevante es probablemente el llevado a cabo por la plataforma Redefining Progress en colaboración con el Fondo Mundial para la Naturaleza (WWF, 2000), que ha estimado cómo ha variado la huella ecológica del planeta entre las décadas de los años sesenta y los noventa del siglo pasado.
INDICADORES AMBIENTALES
235
En definitiva, la huella ecológica es un indicador muy compacto y útil como señal de alarma. Sin embargo, el uso de la superficie biológicamente productiva como numerario para expresar las presiones que un sistema de producción ejerce sobre la biosfera, al hacer desaparecer el valor como indicador de la estructura de preferencias, imposibilita el descuento del futuro, uno de los instrumentos que el análisis económico utiliza para el análisis cuantitativo de las transferencias intertemporales de capital, es decir, del desarrollo sostenible. Por ello, se puede decir que, si bien la utilización de esta unidad física produce resultados agregados muy intuitivos, también da lugar a un sistema de cálculo muy rígido, que no distingue, por ejemplo, entre usos del suelo sostenibles y no sostenibles, ni permite que una unidad de superficie cumpla varias funciones simultáneamente (por ejemplo, un bosque cumple funciones de protección de la diversidad biológica y de captura de CO2).
7.3.3
Experiencias en el cálculo de la huella ecológica
La huella ecológica es una metodología que ha sido aplicada en muy diversas escalas, bajo los mismos principios, pero con diferencias metodológicas en función de la información de base y el grado de detalle que se pretenda alcanzar. Probablemente, el esfuerzo más relevante para calcular la huella ecológica media de un habitante del planeta, y de un habitante de cada uno de los países que lo componen, sea el informe, ya mencionado, que regularmente publica el Fondo Mundial para la Naturaleza (WWF), en el que también se ofrecen estimaciones de la evolución del índice del planeta viviente que se analizará enseguida. La huella ecológica se ha calculado para 152 países y para el período comprendido entre 1961 y 1999 siguiendo los supuestos metodológicos más básicos y con datos de productividad media de la superficie del planeta (enfoque de compuesto). Según este estudio, la huella ecológica media ha variado desde un 70 por 100 de la capacidad biológica del planeta en 1961, hasta el 120 por 100 de la misma en 1999. En el mismo período, el índice del planeta viviente descendió un 35 por 100. Escenarios basados en el crecimiento de la población, el desarrollo económico y el progreso tecnológico futuro auguran un crecimiento de la huella ecológica continuado hasta alcanzar entre un 180 y un 220 por 100 de la misma en 2050. En 1997, la huella ecológica de los distintos estados miembros de la Unión Europea estaba comprendida entre las 5 ha per cápita de Portugal y las 9,4 de Irlanda (WWF, 2000). La huella ecológica de España alcanzó en 1999 cerca de 5 ha por año y habitante. De esta manera España se situaría en el rango de países denominados de renta media, cuya huella ecológica está significativamente por debajo de países de renta más elevada, como los países anglosajones (Estados Unidos, Reino Unido, Australia, Canadá), escandinavos (Noruega, Suecia, Finlandia, Dinamarca), algunos miembros de la Unión Europea (Francia, Italia, Grecia, Luxemburgo, etc.) y algunos países árabes (Emiratos Árabes Unidos y Kuwait). De acuerdo también con este informe, la capacidad biológica media de la Tierra no llega a las 2 ha por habitante y año, lo que significa que España estaría acumulando un déficit de cerca de 3 ha por habitante y año (WWF, 2002). Existen varios ejercicios de estimación de la huella ecológica a escala de región, país y otras demarcaciones administrativas de menor nivel. Uno de los ejemplos más recientes, que destaca por la utilización de modelos insumo-producto, es la huella ecológica de Nueva Zelanda y de sus regiones administrativas (que, en este caso, coinciden con las cuencas hidrográficas) (McDonald y Patterson, 2003). Otros ejemplos reseñables en esta misma línea incluyen estimaciones de la huella ecológica de Escocia y Países Bajos
236
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
(Moffat, 1996), que llegaron a la conclusión de que la superficie productiva demandada era superior, entre 6 y 15 veces respectivamente, a su territorio administrativo. Las ciudades han sido objeto de análisis de huella ecológica preferente por el hecho de ser espacios geográficos cuya superficie biológicamente productiva de la que dependen, supera ampliamente al espacio físico ocupado por sus habitantes. El ejercicio llevado a cabo por Rees (1999) en la ciudad canadiense de Vancouver y en la cuenca del Lower Fraser, es pionero en este campo. En él se llegaba a la conclusión de que los habitantes de ese territorio estaban ocupando entre 12 y 207 veces el área geográfica del mismo. De entre las aplicaciones de la huella ecológica al sector privado destaca el proyecto llevado a cabo por la consultora inglesa especializada en huella ecológica Best Foot Forward, en el que se realizó un análisis comparativo de la huella ecológica de diversos tipos de envases y recipientes (Lewis et al., 2000): vidrio reutilizable, vidrio reciclable, PET reutilizable, PET reciclable y latas de acero y de aluminio.
7.3.4
Otros indicadores de sostenibilidad: el índice del planeta viviente
El índice del planeta viviente (living planet index) es un indicador de la evolución del estado de los ecosistemas naturales. Fue propuesto por el Fondo Mundial para la Naturaleza y se construye a partir de tres indicadores diferentes de significado eminentemente ecológico (WWF, 2000; 2002): — las poblaciones de 282 aves, mamíferos y reptiles presentes en los ecosistemas forestales del planeta, — las poblaciones de 195 especies de aves, mamíferos, reptiles, anfibios y peces de los ecosistemas dulceacuícolas (lagos, ríos y humedales) del planeta, y — las poblaciones de 217 especies de aves, mamíferos, reptiles y pájaros de ecosistemas marinos del planeta. A la hora de llevar a cabo su cálculo, hay que tener en cuenta que el peso relativo de los tres indicadores es el mismo, lo que significa que la pérdida de capital natural registrada por cada uno de ellos contribuye en la misma proporción que el resto al valor final del índice. Dado que se trata de una medida de la evolución de los ecosistemas naturales, y no de estado, cada uno de los indicadores recibe un valor de 100 para el año 1970, que se toma como el nivel de base para observar la evolución de estas variables. Por ello, el hecho de que este índice haya perdido un 37 por 100 de su valor entre 1970 y 2000 significa que el planeta se sigue alejando de las condiciones de naturalidad originales en los tres ámbitos que recoge esta medida: en el período 1970-2000, el índice de especies forestales disminuyó en un 15 por 100, el índice de especies marinas cayó en torno a un 35 por 100 y el índice de población de especies de agua dulce, un 55 por 100. Esta pérdida ha sido especialmente acusada en los ecosistemas subtropicales y templados del hemisferio Sur, mientras que las regiones menos afectadas han sido las zonas templadas del hemisferio Norte. Esto indica, de acuerdo con WWF (2002, página 1), que «las tendencias generales que marca el índice planeta viviente constituyen una confirmación cuantitativa de que el mundo está experimentando una pérdida de biodiversidad muy rápida y comparable a los eventos de extinciones masivas que han ocurrido tan sólo 5 ó 6 veces en la historia geológica del planeta».
INDICADORES AMBIENTALES
237
El Fondo Mundial para la Naturaleza combina este indicador con el de huella ecológica siguiendo una lógica presión-respuesta. De hecho, ambos indicadores se presentan conjuntamente en los informes periódicos que esta organización publica sobre el estado de la diversidad biológica del planeta, lo que da a entender que el aumento cuantitativo registrado en la huella ecológica es responsable de alguna manera de la pérdida de riqueza de especies registrada con el índice planeta viviente. En este contexto, la pérdida de especies se interpreta no sólo como una pérdida de capital natural intrínseca, sino también como indicador del hecho de que está teniendo lugar una degradación del medio ambiente de tal magnitud que «es improbable que la Tierra pueda atravesar un período de otros 50 años de sobreexplotación ecológica sin que dichos ecosistemas no reaccionen de forma violenta ni pongan en peligro los crecimientos económicos y demográficos previstos en el futuro» (ibid.). De esta manera, el índice de planeta viviente constituye un indicador complementario a la huella ecológica, con el que comparte la cercanía a las ideas de capacidad de carga y sobreexplotación de los ecosistemas.
7.4. EL AGUA VIRTUAL El concepto de agua virtual guarda un cierto parentesco con el de la huella ecológica, y por ello ha parecido oportuno incluirlo dentro de este apartado. Como se apuntó en el primer capítulo, la escasez de agua a nivel territorial, así como la degradación de su calidad, es uno de los problemas ambientales fundamentales de la humanidad. No tendría sentido, por tanto, que aquellas regiones que sufren de estrés hídrico, o están amenazadas por este fenómeno, exporten agua a aquellas otras en las que ésta sobra. Y, sin embargo, es lo que está ocurriendo en muchos casos a través del comercio internacional. El concepto de agua virtual trata, precisamente, de ilustrar este fenómeno. El concepto fue introducido por Allan a mediados de la década de los noventa del siglo pasado, y su objetivo no es otro que descubrir el intercambio indirecto de agua que se produce en el comercio internacional, fundamentalmente de productos agrícolas, mediante el cálculo de la cantidad de agua que se requiere, directa e indirectamente, para producir una unidad de cada uno de ellos (Allan, 1998; Bouwer, 2000). La Tabla 7.7 proporciona, a modo de ejemplo, los requerimientos de agua para producir distintos bienes en Oriente Medio y Norte de África. Con este tipo de información, el analista puede comprobar dos cosas. En primer lugar, si el país está exportando o importando agua en el intercambio: paradójicamente, muchos países que sufren estrés hídrico, exportan agua de esta forma. En segundo lugar, las ganancias en términos de eficiencia que se obtendrían si un país, deficitario de agua, importara un determinado producto intensivo en su uso, en lugar de producirlo localmente. Tabla 7.7. Cantidad de agua requerida (m3) para distintos productos (Mg) Legumbres....................................... Cítricos ............................................ Tubérculos ....................................... Cereales ...........................................
1.000 1.000 1.000 1.500
Fuente: Qadir et al. (2003), página 168.
Aceite de palma ............................ 2.000 Carne de ave.................................. 6.000 Carne de cordero ........................... 10.000 Carne de res .................................. 20.000
238
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
La ineficiencia económica que supone el que países deficitarios de agua no importen productos intensivos en ella, sino que los produzcan localmente e incluso los exporten, se explica por la importancia de conceptos como independencia nacional y soberanía alimenticia. Únicamente en un contexto en el que el comercio internacional de alimentos no pudiera ser utilizado en ningún caso como un arma política, podría caminarse hacia una mayor eficiencia económica y ambiental (Wichelns, 2001).
7.5.
RESUMEN
Desde hace ya bastante tiempo, la sociedad es consciente de que sus relaciones con la biosfera no son adecuadas: cada vez se encienden más luces de alarma al respecto. El analista, sin embargo, y no digamos el decisor político, necesita de una información más depurada y rigurosa a este respecto. Necesita saber dónde se están produciendo las mayores presiones sobre el medio natural, qué las origina, hasta qué punto está amenazada la sostenibilidad del sistema. Para tratar de dar respuesta a esta inquietud, se han desarrollado una serie de indicadores ambientales. En este capítulo se han analizado varios de ellos: — El sistema de indicadores presión-estado respuesta, de la OCDE. — El concepto de capital natural, del Banco Mundial, así como el ahorro genuino de los distintos Estados, y su riqueza. — La huella ecológica. — El agua virtual. Todos ellos ponían de relieve algún aspecto clave de las relaciones entre la esfera económica y la capacidad de carga de la biosfera. En cualquier caso, y más allá de su utilidad, falta por conocer el otro extremo de la cadena. La degradación ambiental es el resultado de una serie de actividades económicas. Ahora bien, ¿qué importancia tienen las actividades que aparecen como responsables de la situación ambiental, en el conjunto de la economía?, ¿son actividades fundamentales o son, por el contrario, marginales? Por otro lado, los propios recursos naturales y ambientales afectados por los procesos de degradación también inciden en el desarrollo de la actividad económica: una parte de la misma se apoya en ellos, ¿hasta qué punto son relevantes estos activos para el desarrollo y mejora del bienestar de la sociedad? Se hace necesario, por tanto, tratar de establecer un puente más directo entre los cambios en la situación ambiental y la evolución del sistema económico. Para ello, habrá de comenzarse por analizar los modelos y herramientas más comúnmente utilizados para el estudio del funcionamiento del sistema económico en términos agregados. Este será el objeto de estudio del siguiente capítulo.
Nota para consultas adicionales El concepto de ahorro genuino ha sido, ciertamente, controvertido. Pillarisetti (2005), por ejemplo, lo somete a una muy dura, y a veces injusta, crítica. Arrow et al. (2003), por su parte, analizan las implicaciones de introducir el crecimiento de la población en dicha medida.
INDICADORES AMBIENTALES
239
Con respecto a la huella ecológica y su cálculo, y completando lo ya indicado en el epígrafe correspondiente, vale la pena añadir que, en el continente europeo, es especialmente reseñable el estudio que examina la huella ecológica de 29 ciudades con una población superior a 250.000 habitantes en la cuenca del mar Báltico entre 1989 y 1992 (Folke et al., 1997). Los autores llegaron a la conclusión de que la huella ecológica de estos centros urbanos era 200 veces su área política. A escala regional destaca el esfuerzo que ha hecho Navarra para estimar la huella ecológica de su Comunidad Foral, teniendo en cuenta seis tipos de superficies biológicamente productivas diferentes (campos de cultivo, pastos, bosques, océano, terreno construido y superficie de absorción de CO2) y que ha arrojado un resultado de 3,47 ha por habitante y año, que si se compara con la capacidad de carga de este territorio (2,15 ha por habitante y año) significa un déficit de 1,32 ha por habitante y año (Gobierno de Navarra, 2001). También a esta escala destacan las estimaciones de la huella ecológica de Andalucía y de la provincia de Sevilla (Calvo y Sancho, 2001). La metodología utilizada en este caso estaba más cercana al enfoque de componente ya que se utilizaron datos de productividad locales en vez de globales y se incluyeron categorías de impacto como el terreno necesario para la producción de energía hidroeléctrica y nuclear, la deposición de residuos (vertederos de residuos sólidos urbanos y escombreras) y la provisión de agua (embalses). Otras aplicaciones de la huella ecológica también se han realizado en núcleos urbanos. La huella ecológica de San Sebastián, calculada con factores de equivalencia corregidos para la productividad biológica local, resultó ser de 3,6 ha por habitante y año (4,44 ha por habitante y año si se incluye el 12 por 100 para la conservación de la diversidad biológica), (Ibáñez, 2001), mientras que la de Barcelona, también calculada con factores de equivalencia corregidos con valores locales, arrojaba resultados similares para el año 1996 (3,23 ha por habitante y año), (Relea y Prat, 1999). La literatura sobre el agua virtual es reciente, pero está creciendo sustancialmente en los últimos años. El lector encontrará de interés Hoekstra y Hung (2005), que contiene un detallado cálculo del agua intercambiada en el comercio internacional por productos, países y regiones del mundo; Qadir et al. (2003), trabajo en el que los autores, basándose en este concepto, proponen una serie de medidas para mejorar la gestión del agua; y Wichelns (2004), donde utilizando el modelo ricardiano de ventajas comparativas se simulan las ganancias de la especialización en productos relativamente intensivos en agua, bajo diferentes supuestos tecnológicos. A caballo entre el concepto de agua virtual y el de la huella ecológica se encuentra el trabajo de Jenerette et al. (2006), en el que se comparan las huellas ecológicas de agua entre las ciudades chinas y norteamericanas.
Algunas páginas web de interés Sobre la huella ecológica: http://www.rprogress.org/ de Redefining Progress (Wackernagel). www.csf.concord.org/esf del Centre for a Sustainable Future. www.bestfootforward.com del Best Foot Forward Ltd. http://www.esb.utexas.edu/drnrm/WhatIs/ecofootprint.htm de la Universidad de Texas. http://www.wwfcanada.org/cgi-bin/database-cgi/ecofoot.pl de WWW Canadá.
CAPÍTULO
OCHO CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
Se mencionaba al finalizar el capítulo anterior, la necesidad de, no sólo analizar las presiones que la actividad económica implica sobre la biosfera, sino de conocer asimismo la importancia que este elenco de actividades tiene dentro del propio sistema económico, en un doble sentido: tanto desde el punto de vista de la degradación en sí misma, como de las medidas que se toman para combatirla o atenuarla. La sociedad, en efecto, también reacciona frente al deterioro ambiental, tratando de prevenirlo, combatirlo y atenuar sus consecuencias, medidas todas ellas que implican una actividad económica. Este es el objeto de estudio del presente capítulo. El análisis económico proporciona un marco conceptual en el que analizar las distintas interrelaciones que se producen dentro del sistema económico, así como su evolución en el tiempo: es el denominado Sistema de Contabilidad Nacional. El primer epígrafe, por tanto, estará dedicado a recordar los rudimentos de la Contabilidad Nacional. En segundo lugar, y una vez adentrado el lector en esta herramienta básica, se presentarán los principales problemas que supone la práctica ausencia de consideraciones ambientales en su elaboración, y las distorsiones que ello supone tanto para el diagnóstico de la situación económica, como en el diseño de medidas de política económica y social, general o sectorial. A partir de aquí, en el tercer epígrafe, se irán introduciendo, secuencialmente, las distintas propuestas aparecidas y, en su caso, ensayadas, para superar estos problemas. Así, se abordará en primer lugar la necesidad de depurar las cifras de la Contabilidad Nacional para que éstas reflejen con mayor precisión el bienestar social derivado del flujo de bienes y servicios producidos en el sistema económico, detrayendo del mismo aquellos que únicamente responden a una degradación ambiental previa. A continuación, y centrando la atención en la sustentabilidad de los patrones de consumo obtenidos a lo largo del tiempo, se retomará el concepto de capital natural y, de la mano del mismo, se abordará el estudio de las cuentas de los recursos naturales, incluidas las denominadas cuentas satélite, como herramienta capaz de recoger aquel daño que la sociedad soporta como consecuencia del impacto ambiental provocado por los distintos sectores de la economía. Estas cuentas pueden
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
considerarse aproximaciones periféricas, es decir no afectan al núcleo básico de los sistemas de Contabilidad Nacional y, por otra parte, exigen un nivel de desarrollo institucional y científico similar. El penúltimo epígrafe aborda el análisis de un esquema mucho más ambicioso: la propuesta de Sistema de Contabilidad Ambiental y Económica Integrada (SCAEI) de Naciones Unidas. El ejemplo de las cuentas ambientales en México ilustra algunos de los puntos anteriores. Como es habitual, el capítulo se cerrará con un resumen y una nota para consultas adicionales.
8.1. CONTABILIDAD NACIONAL Y MEDIO AMBIENTE El conjunto de herramientas básicas que el análisis económico utiliza para abordar el estudio agregado de una determinada realidad económica es el derivado de la llamada Contabilidad Nacional. Con el paso del tiempo y el agravamiento de los problemas ambientales, se ha ido acumulando una abrumadora evidencia sobre la incapacidad de estos instrumentos para proyectar una imagen fiable con respecto a la situación de la economía que pretenden representar. Se analizarán por tanto, en primer lugar, las bases conceptuales de la Contabilidad Nacional para pasar, en un segundo momento, a identificar los principales problemas que supone la no consideración de las variables ambientales.
8.1.1. Las bases conceptuales de la Contabilidad Nacional La Contabilidad Nacional, en términos generales, es un conjunto de herramientas que tratan de reflejar, de manera sintética y agregada, la realidad de un determinado sistema económico, en un momento dado. El punto de partida conceptual de la misma lo constituye el llamado flujo circular de la renta que, como el lector recordará, es una de las primeras construcciones analíticas que se encuentran en cualquier libro de introducción a la economía. La Figura 8.1 reproduce uno de los más sencillos. La información contenida en la misma es fácil de interpretar. La economía está compuesta únicamente por economías domésticas (familias) y empresas. No existe pues gobierno, ni sector exterior. Las relaciones de estos dos grandes grupos sociales
Bienes y servicios
Compras a las empresas
Economías domésticas
Empresas
Pagos a los factores
Factores de producción
Figura 8.1.
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
243
son muy simples: las empresas producen bienes y servicios que las familias adquieren (línea quebrada superior). Por otro lado, las familias, que son las propietarias de los medios de producción que utilizan las empresas en el proceso productivo, les alquilan éstos (línea quebrada inferior): trabajan para ellas, arriendan terrenos, locales e instalaciones, etc. Las dos flechas discontinuas recogen estos flujos llamados reales: el de arriba representa una corriente de bienes y servicios que va de las empresas a las familias, y el de abajo, una serie de factores productivos (trabajo, tierra) que va de las familias a las empresas. A cambio, las familias pagan una cantidad de dinero por los productos que han comprado a las empresas, flujo monetario representado por la línea continua de la parte superior de la figura (compras). A su vez, reciben de las empresas otro flujo monetario a cambio de los servicios de sus factores productivos (pagos a los factores: salarios, alquileres, rentas del capital). Esto último es lo que proporciona a las economías domésticas el poder de compra necesario para adquirir los bienes y servicios que adquieren en el mercado. El modelo, pues, queda cerrado. Nótese que el flujo real representado en la parte superior de la figura incluye únicamente bienes y servicios de uso final: es decir, todos los insumos intermedios que se han producido, y utilizado o almacenado, no aparecen reflejados allí, son transacciones reales (con su contraparte monetaria) que nacen y mueren dentro del bloque «Empresas», sin salir del mismo. Esta es la razón por la que se afirma que el flujo real que recoge el valor de la producción de bienes y servicios que las empresas ponen a disposición de las familias es el valor añadido generado por el sistema económico durante el período: valor añadido que sirve para remunerar a los propietarios de los factores de producción1. Analizando la cuantía de estos flujos se obtienen las principales magnitudes macroeconómicas de un país: el Producto Nacional Bruto (PNB), el Producto Nacional Neto (PNN) y la Renta Nacional 2. Dada la igualdad existente en el valor de todas las flechas representadas en la Figura 8.1, la Renta Nacional, por ejemplo, podría estimarse sumando el valor de la producción de bienes finales de las empresas; sumando el valor de las compras de las economías domésticas a las empresas; o sumando las remuneraciones (salarios, rentas del capital) pagadas por las empresas a las economías domésticas. La Contabilidad Nacional, por tanto, presenta, de forma ordenada, las interrelaciones que se producen entre los distintos sectores de la economía, y los flujos (monetarios y reales) que conectan unos con otros. El punto de partida para la construcción de estas cuentas nacionales, son las denominadas matrices insumo producto (o tablas input-output), que representan las relaciones que se establecen entre los diferentes sectores productivos de la economía, y entre éstos y los demandantes finales, mediante unas tablas de doble entrada como la que aparece representada en la Tabla 8.1. En ella están representados los sectores productivos de la economía: en este ejemplo muy sencillo, cuatro. Cada fila recoge el destino de la producción del sector considerado: producción que adquieren tanto los otros sectores económicos, como el propio sector considerado y las economías domésticas (demanda final). Cada columna, a su vez, informa de los requerimientos de dicho sector con respecto a los demás: lo que necesita de la producción de los otros, de sí mismo, y de los factores de producción 1 La Contabilidad Nacional incluye también, como es lógico, los bienes y servicios que ofrecen las Administraciones públicas, computados de acuerdo a su coste monetario. 2 Al tratarse de una economía cerrada, no existe diferencia entre el Producto Nacional y el Producto Interior, bruto o neto, distinción que es irrelevante para los propósitos de este texto.
244
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Tabla 8.1. Ejemplo de una tabla input-output Sectores
Agricultura
Minería
Energía
Industria
Demanda final
Producción total
Agricultura Minería Energía Industria Pagos a los factores
30 20 15 25
15 20 15 20
10 5 10 30
15 10 10 40
45 30 40 90
115 85 90 205
25
15
35
130
205
115
85
90
205
495
propiedad de las economías domésticas (mano de obra, recursos naturales, capital). Por ejemplo, en este caso hipotético, el valor total de la producción del sector Energía sería de 90 unidades monetarias, de las que 15 estarían destinadas al sector Agricultura, 15 a la Minería, 10 al propio sector Energía, 10 a la Industria y 40 para la Demanda Final (economías domésticas). Para producir estas 90 unidades ha necesitado productos de la Agricultura por valor de 10, de la Minería por valor de 5, del sector de Energía, como ya se ha dicho, por valor de 10, de la Industria por valor de 30, y ha contratado servicios de los factores de producción por valor de 35. Como puede comprobarse fácilmente, la suma de las remuneraciones de los factores (205) es idéntica a la suma del valor añadido generado en cada sector, y que aparece en la columna correspondiente a la Demanda Final. Esta cifra es el Producto Nacional Neto (o Renta Nacional) si se ha computado correctamente la depreciación del stock de capital. El cuerpo central de la tabla (sombreado) está constituido, pues, por las transacciones que se establecen entre los distintos sectores productivos, los requerimientos de unos con respecto a la producción de otros. El desarrollo y perfeccionamiento de los sistemas de Contabilidad Nacional ha supuesto una ayuda inestimable para el mejor conocimiento de la estructura y evolución de las distintas economías. A pesar de que en un principio estuvo orientada a proporcionar un marco teórico que permitiera conocer con mayor precisión la evolución de la economía, y facilitar la intervención del sector público dirigida a combatir las crisis coyunturales del sistema, poco a poco fue ampliándose el elenco de problemas económicos para los que la Contabilidad Nacional ofrecía una información relevante. Tres han sido los campos específicos en los que la información proporcionada por la Contabilidad Nacional permitía responder algunos interrogantes: — La determinación del nivel de actividad económica. En efecto, al cuantificar el tamaño del flujo de bienes y servicios producidos por la economía a lo largo del año, ofrece una primera información sobre cómo va evolucionando en el tiempo una magnitud clave: la economía va elevando su nivel de producción, éste se mantiene estancado, da muestras de desaceleración, etc. — El nivel de consumo sustentable. El stock de capital utilizado en el período de referencia para producir el correspondiente flujo de bienes y servicios sufre un proceso de desgaste a lo largo del mismo: se deprecia. Una parte de la producción, por tanto, debería dedicarse a sustituir este porcentaje del capital gastado, de modo que al final del período, la economía mantenga la misma ca-
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
245
pacidad de producción que al principio. Ésta es la partida que se denomina depreciación (D), y que permite pasar del Producto Nacional Bruto, al Producto Nacional Neto (PNN PNB D) o Renta Nacional. Si las tasas de depreciación del capital en todas sus manifestaciones están bien calculadas y reflejadas, el analista puede concluir que el nivel de consumo que permite el valor añadido producido en el año, se puede mantener en períodos sucesivos. Esto es así porque ya se han descontado del valor total de la producción final, todos los requerimientos de materias primas, energía, insumos intermedios en general, y el desgaste de instalaciones y equipo. En este sentido, el Producto Nacional Neto sería el nivel de consumo que la sociedad podría permitirse durante un período cualquiera, sabiendo que su riqueza seguirá siendo la misma al comienzo que al final. Precisamente éste era el sentido de introducir la discusión sobre el capital natural y su depreciación que se vio en el capítulo anterior3. — El nivel de bienestar de la sociedad. El concepto de bienestar no es ciertamente sencillo, pero no cabe duda de que se tiende a establecer una asociación positiva entre el mismo y la Renta Nacional: a mayor producción de bienes y servicios, a mayor Renta Nacional, mayor bienestar. Los países que disfrutan de una renta per cápita elevada, «están mejor» que los que tienen una baja renta per cápita. Si la renta per cápita de un país está subiendo de forma sostenida, los responsables económicos muestran satisfechos este indicador de «desarrollo». Las cifras de la Contabilidad Nacional, por tanto, ayudan a diagnosticar el estado de la economía; permiten determinar el nivel de producción que puede aspirarse a mantener en el futuro; y orientan con respecto al nivel de satisfacción que deriva la población del uso de los recursos de que se dispone. Sin embargo, todo ello se ha elaborado sin tener en cuenta el medio ambiente.
8.1.2. Los problemas que la ausencia de las variables ambientales implica en la Contabilidad Nacional En efecto, las actividades de producción, distribución y consumo de bienes y servicios que constituyen una parte fundamental de la esfera de lo económico, no pueden entenderse de forma autocontenida, como parecía desprenderse de la Figura 8.1: no se encuadran en el vacío. La esfera de la economía está incrustada dentro de otra, la biosfera, que no sólo la contiene, sino que la nutre por un lado, y la limita por otro. La Figura 8.2 se acerca más a la realidad. En ella lo único que se ha hecho ha sido introducir las funciones que proporciona la biosfera en el flujo circular de la renta, y lo que la actividad económica devuelve a cambio. Así se observa cómo empresas y economías domésticas captan recursos naturales y ambientales, que utilizan directa o indirectamente, y devuelven a cambio residuos y entropía. La actividad económica se nutre, por tanto, de la base de recursos de todo tipo que proporciona la biosfera, y deposita en ella, 3 De la misma forma que el nivel de consumo de una persona que gasta todo su sueldo, más una parte de la herencia que ha recibido, no es sustentable indefinidamente (al final la herencia termina por agotarse), si el stock de capital no se mantiene, el nivel de producción alcanzado no puede sostenerse. Como demostrara Weitzman, el nivel de consumo sustentable es el sentido que tiene la definición de renta en el pionero trabajo de Hicks.
246
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
BIOSFERA
Recursos
Economías domésticas
Empresas
Residuos
Recursos
Residuos
Figura 8.2.
como retorno, unos residuos no queridos y una mayor entropía. Buscando una mayor aproximación a las categorías de la Contabilidad Nacional, podría afirmarse que: — En primer lugar, la biosfera proporciona una serie de recursos naturales, renovables y no renovables, producidos o no producidos, que son utilizados en los procesos de producción de bienes y servicios de forma que su cantidad se ve disminuida. Forman parte, como ya se vio, del llamado capital natural. — En segundo lugar, las personas y las empresas utilizan los servicios de algunos activos ambientales sin modificarlos cuantitativamente, no hay pues una disminución de su cantidad, pero que sí pueden verse alterados cualitativamente, produciéndose un proceso de degradación. En este segundo caso estaríamos frente a los servicios ambientales o recursos ambientales de la biosfera, que también forman parte del capital natural. La base natural impone, por tanto, una doble limitación. Por un lado, proporciona el conjunto de recursos en cuya transformación (valorización) se apoya la actividad económica. Por otro, mantiene el equilibrio del sistema, introduciendo una serie de restricciones a su funcionamiento. Desde el punto de vista de la utilización de la Contabilidad Nacional para los fines antes apuntados, la presencia de esta dependencia no reflejada con respecto a las variables ambientales, se traduce en la aparición de serias desviaciones: — En primer lugar, la Contabilidad Nacional no refleja el hecho de que la actividad económica, el nivel de producción de bienes y servicios, no depende únicamente de lo que ocurra en la propia esfera económica, sino que depende de los recursos que proporciona la biosfera. Como se analizó en el capítulo anterior, si el capital natural consumido no se sustituye (no se sustituyen sus servicios),
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
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las tasas de crecimiento de la producción reflejadas en la Contabilidad Nacional son ilusorias: no podrán mantenerse indefinidamente y el nivel de gasto que permite la posesión de una herencia tarde o temprano comenzará a caer. Se estaría produciendo un proceso de depreciación del capital natural no corregido. No sólo eso: muchos de los indicadores macroeconómicos del estado de salud de una economía (relación deuda externa-PNB, o déficit público-PNB, por ejemplo) tendrían que ser modificados en consecuencia, una vez que se revisaran las cifras del PNB para tener en cuenta esta pérdida de capital natural. — La forma en que se calculan los indicadores macroeconómicos estaría introduciendo, además, incentivos perversos para una estructura económica poco sostenible en la que la solución a los problemas ambientales pasa por medidas de fin de tubería antes que por la prevención en origen de los problemas ambientales (Leipert y Simmonis, 1989). Si no se corrige esta anomalía «la renta de un país podría ser mayor cuando una cierta cantidad de bienes y servicios fuese producida por medio de tecnologías contaminantes [...] que en el caso de que se produjera la misma cantidad de bienes por medio de tecnologías limpias» (Cullino, 1996, página 255). — En tercer lugar, la generación de residuos se suma al proceso de depreciación del capital natural, al dificultar la provisión normal de servicios de la biosfera, provocando un doble problema. Por un lado, contrae en términos cualitativos y cuantitativos la base natural sobre la que se apoya el sistema productivo, reduciendo las posibilidades de producción directa e indirectamente (la contaminación reduce la productividad de los factores de producción al afectar a la vida útil de maquinaria e infraestructuras, así como a la salud de los trabajadores). Por otro, reduce el bienestar global que la sociedad deriva de los frutos de este proceso, en tanto en cuanto incide negativamente sobre las funciones de producción de utilidad de las economías domésticas: la contaminación del aire, el aumento del nivel de ruido o la degradación del paisaje, disminuyen el bienestar de la gente. Al no quedar este extremo reflejado en las magnitudes de la Contabilidad Nacional, ésta ofrece una imagen distorsionada sobre el nivel de bienestar social alcanzado. — Por último, y abundando en lo anterior, resulta que una parte de los bienes y servicios finales producidos, y recogidos en las cifras correspondientes a la Renta Nacional, no son sino el resultado del proceso de degradación anterior: se producen como consecuencia de la degradación ambiental y como respuesta a la misma. Es el caso, por ejemplo, de las ventanas con doble cristal que se fabrican porque la gente quiere protegerse del ruido. Esta parte de la producción no representa un incremento del bienestar total, sino un intento de neutralizar el impacto negativo de la contaminación. En definitiva, la información que proporcionan los agregados de la Contabilidad Nacional deja de ser fiable en al menos dos aspectos: no informa sobre el bienestar real que la sociedad deriva de la producción de bienes y servicios que obtiene con sus recursos, y no indica tampoco si el nivel de consumo conseguido con ello (con independencia del bienestar asociado al mismo), se podrá mantener en el futuro. Para tratar de sortear estas dificultades han ido apareciendo toda una serie de propuestas y recomendaciones que se irán presentando a continuación, comenzando por las más sencillas, teniendo en cuenta que no se trata de propuestas excluyentes, sino complementarias.
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
8.2.
LA DEPURACIÓN DE LOS FLUJOS DE LA CONTABILIDAD NACIONAL: LOS GASTOS DEFENSIVOS
Las cuentas de gasto en protección ambiental son una medida económica de la respuesta de la sociedad a los efectos ambientales negativos de su actividad económica. De acuerdo con la definición de EUROSTAT (2002, página 15) se habla de actividades de protección ambiental para referirse a las «acciones y actividades encaminadas a la prevención, reducción y eliminación de la contaminación así como a cualquier otra forma de degradación del medio ambiente [...] incluyendo medidas tomadas con el fin de restaurar el estado del medio ambiente después de haber sido degradado debido a las presiones derivadas de las actividades humanas». Como se puede ver, esta definición es muy conservadora, lo que permite establecer una aproximación robusta de la cuantía total de estos gastos en comparación con el valor añadido total producido por el sistema económico en el período considerado.
8.2.1. Consideraciones teóricas y problemas conceptuales En muchos casos, la producción de este tipo de bienes y servicios aparece recogida como consumo intermedio y, por tanto, no se refleja en los indicadores de valor añadido de la Contabilidad Nacional, tales como el Producto Nacional Neto o la Renta Nacional. En cambio, aquellos gastos defensivos que forman parte de la demanda final, ya sea como consumo de particulares o del sector público, se recogen en estas magnitudes macroeconómicas, aunque no contribuyen positivamente al bienestar y, por tanto, deberían ser descontados del cómputo total para estimar un valor más realista del verdadero nivel de bienestar que ha permitido alcanzar la actividad económica (Hamilton y Lutz, 1996). Ésta es la base teórica de las cuentas de gastos en protección ambiental que, a pesar de ser relativamente simples en su formulación y del progreso experimentado en los últimos años, aún presentan ciertas controversias en materia del tratamiento que deberían recibir los gastos en que incurre la población para reducir el daño de la contaminación (Hanley, 2001): — En primer lugar, existe la duda de si estas partidas deberían considerarse como demanda final o, por el contrario, como demanda intermedia. En esta discusión subyace la idea de si estos gastos son insumos mínimos sin los cuales el sistema económico no podría funcionar, o no lo son. En el primer caso, esto podría llevar a una reducción al absurdo ya que, de ser así, cualquier bien podría ser considerado en última instancia como un insumo intermedio: «por ejemplo, la comida podría ser considerada como un gasto defensivo contra el hambre [...] Esta línea de razonamiento nos conduciría eventualmente a la conclusión de que el producto nacional es cero» (Heal y Kriström, 2002, página 51). — En segundo lugar, diversos autores argumentan que los gastos defensivos deberían ser descontados doblemente, y no solamente los que aparecen en la demanda final, dado que los recursos empleados para el mantenimiento de los estándares ambientales tienen un coste de oportunidad (Bartelmus y Van Tongeren, 1994). Por contra, si la reducción o variación de los servicios ambientales ya ha sido integrada en el PNN, Mäler (1991) considera que los gastos defensivos no deberían ser descontados de este indicador porque se estaría incurriendo en do-
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ble contabilidad. Otros autores (Hueting et al., 1992) son partidarios de incorporar el coste necesario para reducir la contaminación sólo hasta aquel nivel en que sea sostenible, sin que sea necesario reducirlo hasta el nivel de calidad ambiental inicial. Sin embargo, esta aproximación presenta inconvenientes de carácter práctico, puesto que no siempre resulta fácil determinar cuál es ese nivel capaz de asegurar la sostenibilidad del sistema. — En tercer lugar, la corrección de los indicadores de bienestar que propone esta metodología está basada en un enfoque de disposición a pagar en el sentido de que se basa en el esfuerzo que la sociedad está dispuesta a hacer para prevenir o neutralizar los efectos negativos de la contaminación. Esto supone que, en la práctica, esta estimación de la variación de los niveles de bienestar se esté normalmente infravalorando, y que en países en vías de desarrollo esté falseada por un marcado efecto renta: son los bajos niveles de renta, y no la ausencia de disposición a pagar, los que suponen el principal obstáculo al aumento en la cuantía de los gastos defensivos (UNECE, 2003). — No debe perderse de vista, por otra parte, que la producción de bienes y servicios para luchar contra la contaminación, o para neutralizar y reducir sus efectos, genera empleo, tanto directa como indirectamente. «Los costes de un sector son los beneficios de otro» (Naciones Unidas, 2000, página 14). No se trata de defender la persistencia de la agresión al medio ambiente como mecanismo de generación de puestos de trabajo, sino de llamar la atención sobre sus implicaciones económicas, sobre todo cuando se recuerda que uno de los objetivos de la Contabilidad Nacional es el de informar sobre el nivel de actividad económica. Por ello, con independencia de cuál sea finalmente su impacto neto sobre la creación de empleo, o su efecto multiplicador final sobre el resto del sistema económico, lo cierto es que la información relativa a estos extremos es relevante, no tanto en relación al bienestar global de la sociedad, cuanto a las repercusiones macroeconómicas de eventuales cambios, por ejemplo, en la normativa ambiental.
8.2.2. La metodología de depuración de gastos defensivos Son varias las instituciones que desde principios de los años noventa del siglo pasado han trabajado en el desarrollo de una metodología para la elaboración de cuentas de gastos defensivos, siendo la OCDE la primera en proponer una metodología específica (OECD, 1993c). Sin embargo, en la actualidad está ampliamente reconocido que el referente metodológico para este tipo de cuentas es el Sistema Europeo de Recogida de Información Ambiental (SERIEE) desarrollado por EUROSTAT (2002a; 2002b), con el objetivo de completar el Sistema de Contabilidad Ambiental y Económica Integrado (SCAEI) de las Naciones Unidas que se analizará más adelante. A la hora de desarrollar la metodología, conviene prestar atención a cuatro cuestiones concretas: en primer lugar, ante un concepto tan amplio como el de gasto defensivo, se delimitará el significado preciso de gasto en protección ambiental; en segundo lugar, deberá elaborarse una clasificación de actividades de protección ambiental que permita organizar toda la información en una estructura operativa; en tercer lugar, dado que la Contabilidad Ambiental permite el paso de unidas biofísicas a unidades económicas, se reflexionará sobre la metodología de valoración de gastos defensivos; y, por último, se desarrollarán los usos potenciales de la información contenida en las cuentas de gastos
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
en protección ambiental de cara a la toma de decisiones. A continuación se discuten estos cuatro aspectos del marco de análisis. a)
Identificación de gastos
Como se apuntó anteriormente, se consideran gastos defensivos de carácter ambiental aquellos en que se ha incurrido con el fin de prevenir, eliminar y reducir cualquier forma de degradación del medio ambiente, especialmente la relacionada con los procesos de contaminación. En la práctica, esto puede significar una amplia diversidad de actividades llevadas a cabo por agentes diferentes con propósitos variados, por lo que se hace necesario acotar el concepto de gasto defensivo en alguna medida. En una primera aproximación Cullino (1996) propone incluir bajo este concepto los gastos corrientes y de capital relacionados con: — Las técnicas de prevención y control de la contaminación a través de las cuales la sociedad puede reducir las presiones ambientales actuando sobre la fuente de emisión (reducción de emisiones atmosféricas, depuración de vertidos, minimización de residuos, etc.). — Las medidas defensivas contra la contaminación de carácter adicional con las que la sociedad se protege de los efectos dañinos de ésta, en el caso de que la presión sobre el entorno haya llegado a producirse (dispositivos de aislamiento del ruido en hogares y oficinas, procesos de potabilización de aguas, compactación de residuos previo depósito en vertedero, etc.). — Las encaminadas a restaurar las funciones ambientales afectadas por el impacto negativo cuando éste se ha producido. Éste sería el caso de la reforestación y restauración de áreas degradadas. — Por último, si el impacto ambiental se traduce en una serie de daños directos sobre la población, se incluirán dentro de la categoría de gastos defensivos las medidas de restauración del bienestar, como sería el caso del tratamiento sanitario de la población afectada por la contaminación atmosférica. Aunque, en un principio, todas estas categorías serían susceptibles de ser incluidas en las cuentas de gastos defensivos, en ocasiones resulta difícil definir hasta qué punto constituyen una actividad de protección ambiental, o estimar el valor de las medidas de restauración del daño. Por ejemplo, en aquellas ocasiones en las que es difícil estimar qué parte del gasto corresponde a fines estrictamente ambientales. Éste sería el caso de una inversión en aislamiento de la vivienda, en la que no sería fácil estimar hasta qué punto se debe únicamente a las molestias asociadas al ruido, o a otras motivaciones (reducción de la factura de la calefacción). Ante estas dificultades, se ha optado por definir un criterio, criterio de intencionalidad inequívoca (pure purpose criterion) que restringe las actividades que pueden formar parte del cálculo de gastos defensivos a aquellas cuyo único propósito es la protección del medio ambiente y excluye, por tanto, aquellas actividades que, aún teniendo efectos ambientales positivos, se han llevado a cabo con otros propósitos (satisfacer necesidades tecnológicas, cumplir con la normativa o aumentar la eficiencia energética) (UN, 2002) A la hora de valorar estos costes, es necesario introducir otras dos consideraciones: — Criterio de coste adicional [extra-cost criterion]: se utiliza para identificar la parte del coste que es atribuible específicamente a la protección del medio am-
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biente. Para ello, los gastos de operación y de capital del cambio de un proceso productivo por otro ambientalmente más respetuoso, se comparan con la alternativa estándar de modificación de ese mismo proceso no respetuosa con el medio ambiente. Sólo el coste adicional estimado es el que se considera como gasto defensivo. — Criterio del coste neto [net-cost criterion]: mediante el cual sólo se incluye como gasto en protección ambiental aquel en que incurre el agente una vez descontados los ahorros que la modificación de la conducta o del proceso productivo generan (por ejemplo, debidos al ahorro de energía o de recursos). En la práctica, la identificación de los gastos en protección ambiental no es una tarea sencilla, ya que la información económica recogida en la Contabilidad Nacional no permite discriminar los gastos defensivos ambientales de los que no lo son, y en múltiples ocasiones los gastos corrientes o de capital en que incurre un agente tienen otros objetivos que trascienden la protección ambiental. Por ello, será relativamente más fácil identificar como gastos defensivos los relacionados con medidas de fin de tubería que cuando se han producido cambios complejos en los procesos de producción y consumo (Roca, 1998). b) Clasificación de actividades de protección ambiental Una vez definidos los criterios que permiten identificar los gastos defensivos de carácter ambiental, se debe confeccionar una clasificación de actividades distinta de la que se utiliza convencionalmente en la elaboración de las cuentas nacionales. Esta clasificación simplifica, en gran medida, el trabajo del analista guiándole en el proceso de selección de actividades a tener en cuenta en la elaboración de las cuentas de gastos defensivos (puede funcionar, de hecho, como una lista de control). Fruto del trabajo de distintas instituciones en este campo, se ha conseguido elaborar un listado de actividades de protección ambiental, internacionalmente reconocido, que se denomina clasificación CEPA [de sus siglas en inglés, Single European Standard Classification of Environmental Protection Activities] (EUROSTAT, 2002a; 2002b; UN, 2003) y que, en una primera aproximación, incluye los siguientes campos de actividades: 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9.
protección del medio atmosférico y el clima; gestión de aguas residuales; gestión de residuos; protección y remediación de suelos, aguas subterráneas y aguas superficiales; reducción de ruidos y vibraciones; protección de la biodiversidad y el paisaje; protección contra la radiación; investigación y desarrollo; y otras actividades de protección.
En un mayor grado de detalle, cada uno de estos nueve dominios se subdivide en actividades en función del tipo de medida que se desarrolle, distinguiendo, por ejemplo, entre acciones de prevención de los impactos (reducción de emisiones), de tratamiento de la contaminación (tratamiento de aguas residuales), de control de la contaminación (de emisiones y vertidos), etc. Se trata, por tanto, de una clasificación jerárquica y exhaustiva en la que cada una de las actividades de protección ambiental
252
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
consideradas está adscrita a alguna de las categorías y subcategorías de la clasificación CEPA. Complementariamente, el SERIEE propone clasificar las actividades que implican gastos en protección ambiental de acuerdo con criterios que ponen de relieve el significado de los flujos financieros inducidos por los gastos defensivos. De esta manera se pueden distinguir (EUROSTAT, 2002a): — Productos específicos: se trata de los bienes y servicios en los que se materializan los gastos defensivos para llevar a cabo su función de protección ambiental. Se componen de: actividades características, que proporcionan servicios de protección ambiental de acuerdo con la clasificación CEPA, así como de productos relacionados y productos adaptados que, aunque no constituyen actividades características, se utilizan con fines de protección ambiental. — Transferencias específicas: pagos sin contraprestación inmediata recibidos por agentes residentes o no residentes que se emplean para financiar actividades características y usos de productos específicos, o constituyen una compensación por pérdidas de capital o renta relacionados con la protección del medio, sean corrientes o de capital. No son, por tanto los bienes y servicios destinados a prevenir y mitigar el impacto ambiental las únicas partidas que se toman en consideración. Las transferencias financieras entre los diversos sectores de la economía, fundamentalmente entre el sector público y los agentes privados que sirven para facilitar la adopción de este tipo de medidas, son una parte relevante de esta contabilidad. De cualquier manera, lo que sí parece claro a partir del análisis de estos dos tipos de clasificaciones es que la elaboración de cuentas de gastos defensivos está determinada en buena medida por la existencia de información económica de calidad, lo que restringe la aplicación de estas metodologías a aquellos países con capacidad para recoger información estadística con un grado de detalle elevado. La valoración de gastos defensivos en el modelo SERIEE se lleva a cabo con base en el precio del productor (entendido como la cantidad entregada por el comprador al productor por una unidad de bien o servicio, menos el impuesto sobre el valor añadido o cualquier otro impuesto deducible que haya sido facturado al comprador); el precio básico (entendido como la cantidad entregada por el comprador al productor menos cualquier impuesto asociado a la unidad de bien o servicio transada, más cualquier tipo de subsidio aplicable a la producción o venta de dicha unidad); o en el coste de producción (consumos intermedios, compensaciones a empleados, consumos de capital fijo y otros impuestos netos de subsidios sobre la producción), para aquellos bienes y servicios de protección ambiental sean producidos para uso propio, carezcan de precio de mercado consistente, o sean gratuitos o vendidos a precios que no son económicamente significativos. c) Uso potencial de la información Aplicando la lógica de indicadores presión-estado-respuesta de la OCDE presentada con anterioridad, se puede afirmar que las cuentas de gasto en protección ambiental constituyen un buen ejemplo de indicador de respuesta social a las presiones ambientales. Como tales, deben ser puestos en relación con información física sobre el estado del medio para ser correctamente interpretados: por ejemplo, aumentos en la cantidad
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
253
de recursos desviados a la protección del medio ambiente reflejados en la contabilidad de gastos defensivos pueden indicar que, efectivamente, se ha producido un cambio positivo en el estado del medio ambiente, pero también pueden significar que las presiones ambientales siguen una trayectoria creciente. Por ello, la efectividad de las actividades de protección ambiental sólo puede ser evaluada comparando los cambios en la cuantía y composición de los gastos defensivos con las variaciones en los indicadores de presión. Hecha esta precisión, las cuentas de gastos defensivos, informan sobre aspectos como (UN, 2002): — La evolución del gasto a lo largo del tiempo para poder, por ejemplo, determinar si los gastos en protección ambiental varían conforme a los ciclos de la economía o si, por el contrario, las normas de protección ambiental representan una sobrecarga a las empresas en épocas de desaceleración económica. — La proporción que el gasto en medio ambiente supone con respecto a la producción nacional, teniendo en cuenta que los gastos defensivos suponen un coste de oportunidad para la sociedad: de no haber tenido lugar las presiones sobre el entorno, la sociedad podría destinar esos gastos a otro tipo de actividades que aumentasen su bienestar en lugar de recuperar los niveles de bienestar iniciales. — El efecto de las políticas ambientales, para cuya evaluación resulta interesante conocer el coste de adopción de la normativa para poder compararlo con el beneficio ambiental derivado de la misma. A la hora de revisar objetivos de calidad o de diseñar instrumentos de política ambiental eficientes, esta información podría resultar de gran valor. — El progreso experimentado por las tecnologías que permiten reducir el impacto ambiental de los procesos de producción, de manera que la evolución de este tipo de gastos puede tener efectos sobre la eficiencia global de estas medidas4. — En qué medida la respuesta social a la degradación ambiental es adoptada mayoritariamente por el sector privado o si, por el contrario, es la iniciativa pública la que soporta el peso del gasto ambiental; si es la propia industria, o si dichos costes se trasladan a los consumidores y gobierno. Desde el punto de vista de las empresas afectadas, no hay que olvidar, en cualquier caso, que estos costes ambientales pueden ser compensados por ingresos: por ejemplo, a través de la venta de residuos o la compraventa de permisos negociables de contaminación (que se analizarán en el próximo capítulo), o con la venta de licencias y patentes de tecnologías más limpias. El hecho de conocer los costes ambientales y el comportamiento de la empresa en este ámbito, permite estimar de forma más adecuada y precisa los costes y fijar los precios de los productos, además de ofrecer información útil para la decisión sobre procesos, productos y servicios en el futuro. Supone asimismo una ventaja comparativa de cara a los consumidores y pueden proporcionar la base para la implantación de un Sistema de Gestión Ambiental. Desarrollaremos todos estos puntos con más detenimiento en el Capítulo 10.
4 Hay evidencia, sin embargo, de que este cambio tecnológico puede generar mayor incertidumbre sobre los costes de reducción de la contaminación (Pasurka, 2001).
254
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
8.2.3. Experiencias de depuración de gastos defensivos Los primeros esfuerzos encaminados a elaborar una contabilidad sistemática de gastos defensivos se pueden encontrar en la actividad de la Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económico (OCDE). Esta primera aproximación (OECD, 1993c), aparecía con un enfoque limitado: sólo tenía en cuenta las actividades de prevención y control de la contaminación, sobre las que se recogía información estadística referente al flujo de capital y los gastos corrientes de los sectores público y privado. La identificación de estos flujos intersectoriales permitía la identificación de dos variables importantes que caracterizan todo gasto en protección ambiental: el nivel de actividad económica asociado a la reducción de la contaminación de cada sector (el denominado principio del agente que reduce efectivamente la contaminación o abater principle); y los costes financieros soportados por cada sector, independientemente del sector en el que la reducción de contaminación está efectivamente ocurriendo (el denominado principio del agente que financia la reducción de la contaminación o financer principle). Aunque el marco metodológico de referencia para la elaboración de las cuentas de gasto de actividades de protección ambiental es, en la actualidad, el desarrollado por EUROSTAT, la OCDE ha seguido aplicando su metodología y produciendo resultados para sus países miembros de forma regular (OECD, 2003). Paralelamente, las Naciones Unidas estaban trabajando en su Sistema Integrado de Contabilidad Ambiental (SCAEI), que analizaremos enseguida, en el que ya se proponían unas cuentas de gastos de protección ambiental dentro del conjunto de técnicas para la corrección ambiental de las cuentas nacionales. El avance más importante en este terreno se produjo precisamente cuando la Unión Europea tomó la decisión de trabajar en colaboración con las Naciones Unidas para elaborar una metodología específica de cuentas de gastos defensivos, que el SCAEI había propuesto, pero no desarrollado. Por ello, la oficina de estadísticas de la Unión Europea (EUROSTAT), y más concretamente su grupo de trabajo de Contabilidad Ambiental, propuso el desarrollo del Sistema Europeo de Recogida de Información Económica sobre el Medio Ambiente (SERIEE) a mediados de la década de los años noventa del siglo pasado. La primera versión de esta metodología (EUROSTAT, 2002a) definió el marco apropiado para la recopilación de información, fundamentalmente económica, de todas aquellas actividades relacionadas con la protección ambiental. A raíz de esta publicación, numerosas agencias oficiales de estadística de los distintos países miembros (Alemania, Austria, Francia, Noruega, Reino Unido y Suecia) llevaron a cabo importantes esfuerzos para elaborar sus cuentas de gasto en protección ambiental. Con base en estas experiencias y ante las dificultades encontradas en el proceso de desarrollo operativo de las cuentas, EUROSTAT (2002b) publicó una guía práctica que recoge los aspectos más operativos, con el fin de facilitar el proceso de elaboración de las cuentas de gastos en protección ambiental. Esta metodología es el referente fundamental en el campo de las cuentas de gasto en protección ambiental y es la que está siendo aplicada preferentemente a nivel internacional. El sistema de cuentas de gasto en protección ambiental propuesto por el SERIEE presenta notables avances sobre el de la OCDE, ya que amplía el rango de actividades susceptibles de ser contabilizadas hasta todas aquellas responsables de la degradación del medio ambiente. De esta manera, además de las relacionadas con el control, reducción y prevención de la contaminación, se contabilizan la protección de la diversidad biológica y el paisaje; la protección de los suelos y las aguas subterráneas; y la protección de los recursos hídricos (Vernon, 2000). La aportación más significativa del SE-
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
255
RIEE consiste en que las cuentas de gastos defensivos se consideran como una tipología más de cuenta satélite (metodología que se desarrolla en profundidad un poco más adelante), lo que las hace consistentes con los sistemas de Contabilidad Nacional y, como tal, forman parte del sistema de cuentas satélite propuesto por el Sistema Integrado de Contabilidad Ambiental y Económica de las Naciones Unidas. a)
El caso de España
El Instituto Nacional de Estadística (INE) comenzó a trabajar a mediados de la década de los años noventa del siglo pasado en la elaboración de las cuentas de gasto en protección ambiental. Para ello ha utilizado como modelo de referencia la metodología SERIEE, diseñada por EUROSTAT. En el año 2002, el INE publicó los primeros resultados de un estudio piloto destinado a desarrollar las cuentas de gasto en protección ambiental del año 1995. Éste es un paso especialmente relevante porque, tal y como se comentó anteriormente, una de las etapas más complejas del proceso de ejecución de las cuentas de gasto en protección ambiental es el diseño de una clasificación que permita capturar la información relevante de tal forma que, aparte de determinar el volumen de gasto que las unidades residentes destinan a la protección ambiental, el decisor pueda analizar las vías a través de las cuales ha sido financiado el mismo, así como definir y especificar la producción y el consumo de los bienes y servicios de protección ambiental. Gracias a esta labor, ya es posible disponer de algunos resultados cuantitativos. Así, se ha comprobado que el gasto en protección ambiental en España ha experimentado un incremento significativo en los últimos años.5 Una parte fundamental de estos gastos en protección y remediación ambiental tienen su origen en las empresas, lo que significa que la protección ambiental ha dado lugar al nacimiento de un nuevo y dinámico sector económico, de creciente importancia en términos del valor añadido, que además supone un incentivo a la investigación y la creación de puestos de trabajo.
8.3.
LAS CUENTAS DE LOS RECURSOS NATURALES
El objetivo de las cuentas de los recursos naturales es el de presentar una información sobre el estado de los mismos, y su evolución, en un formato paralelo al utilizado en los balances de activos incluidos en el Sistema de Contabilidad Nacional convencional. Es decir, una información sobre el estado del recurso, su stock inicial, los flujos de entrada y los usos que se hacen del mismo, de tal forma que el analista sepa cuál es la evolución previsible de dicho stock y su relevancia en la esfera económica. Este enfoque parte de la premisa de que los recursos naturales, como se vio en el capítulo anterior, constituyen parte del capital natural y que éste, al igual que el resto de los activos utilizados por el ser humano, se deprecia con el uso. Esta depreciación contribuye al debilitamiento de las posibilidades de crecimiento de la economía en el futuro. Al igual que para estimar la capacidad de producción de una sociedad se debe 5 Este trabajo ponía de manifiesto que en 1995 el gasto nacional en protección ambiental representaba el 1,65 por 100 del PIB. Del total de gastos, aproximadamente dos tercios (el 61,3 por 100) se destinaron a gastos corrientes y el resto a inversión en capital. Según los datos del INE, en sólo seis años es posible observar una evolución significativa en la cuantía y composición del gasto ambiental, que asciende de manera constante a lo lago de este período hasta situarse en el 1,9 por 100 del PIB en el año 2001 (Alonso, 2003).
256
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
tener en cuenta la depreciación del capital producido por el ser humano, lo mismo debería ocurrir con la base de recursos naturales, puesto que éstos contribuyen al bienestar de la población y, al mismo tiempo, son objeto de una serie de presiones por parte de determinadas actividades de carácter económico. El uso de un recurso no renovable, por ejemplo la extracción de minerales, agota de forma irreversible el stock de los mismos, de ahí que su explotación lleve asociada una transformación de parte de la riqueza de un país en un flujo de rentas. La finalidad de las cuentas de los recursos naturales consiste en eliminar la asimetría existente entre el tratamiento que recibe el capital físico y el capital natural en el Sistema de Cuentas Nacionales, con el objetivo de incorporar, no sólo el valor de la depreciación del capital natural, sino de asignar correctamente las rentas a los factores de producción que las obtienen, y estimar el flujo de rentas asociadas a los recursos naturales que no son objeto de intercambio en los mercados. Su estructura, por tanto, sería similar a la que aparece en la Tabla 8.2 que, a su vez, respeta la estructura clásica de las cuentas de activos de la Contabilidad Nacional. Sin embargo, conviene precisar un poco más el concepto de recurso natural e introducir algunas categorías diferenciadas dentro del mismo: — Por recurso natural se entienden aquellos activos de la biosfera que tienen un dueño identificable6 al que proporcionan un beneficio monetario. Los recursos naturales pueden ser tanto renovables (bosques, bancos de pesca) como no renovables (depósitos minerales); cultivados (también llamados producidos) o silvestres. Los recursos naturales son considerados, pues, como activos económicos que proporcionan insumos tanto para las funciones de producción convencionales, como para las funciones de producción de utilidad. — Los recursos naturales se distinguen de los recursos ambientales de la biosfera, que proporcionan una serie de servicios muy importantes (absorción de desechos, equilibrio climático), pero que no tienen una traducción monetaria fácil (porque al no ser objeto de intercambios en los mercados, se carece de la información sobre su valor a través de los precios), ni un dueño identificable (en el sentido amplio mencionado más arriba). Los recursos ambientales no son, por tanto, activos económicos, sino activos ambientales. Esta distinción, menos nítida de lo que parece a primera vista, no impide, como es obvio, que los recursos naturales también proporcionen servicios ambientales: es el caso, por ejemplo, de la contribución de los bosques al equilibrio climático. Muchos de estos servicios también entran a formar parte de las funciones de producción de bienes y servicios comerciales y de la función de utilidad individual (servicios recreativos o estéticos, por ejemplo), pero con un carácter no apropiable. En este sentido, será importante, en primer lugar, analizar las modificaciones que se producen en el stock del recurso. En el caso de un recurso renovable (como los bosques, por ejemplo), las cuentas habrán de informar de los incrementos que se produzcan en el mismo, bien sea por la acción humana7 (plantaciones) o por la de la propia naturaleza (crecimiento natural). En el otro extremo, las cuentas informarán, asimismo, de las distintas deducciones que se producen a lo largo del período en el stock del re6
Una persona física o jurídica que tiene reconocido el uso y disfrute del recurso. Conviene tener en cuenta que este tipo de recursos ya aparecen recogidos en el actual Sistema de Contabilidad Nacional para no incurrir en doble contabilidad. 7
Tabla 8.2. Cuentas de los recursos naturales: cuentas físicas Activos Agua Aire del subsuelo Cualidades Cualidades (reservas Producidos Silvestres Cantidades Cantidades (elementos) (elementos) conocidas) Activos biológicos
Existencias iniciales
+2.
Cultivadas Suelo
Zona
No cultivadas (superficies)
7
8
9
10
x
x
x
x
1
2
3
4
5
x
x
x
x
x
x
x x
x x
x x
x
x x
x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x
x
x
x
x
x
x
x
Aumentos
2.1. Aumentos naturales brutos 2.2. Descubrimiento de recursos 2.3. Aumento de la superficie debido a influencias económicas –3.
Disminuciones
3.1.
Disminuciones debidas a causas naturales 3.2. Disminuciones debidas a causas económicas 3.3. Disminución de la superficie debido a influencias económicas +/–4.
Ajustes
4.1. Mejoras técnicas 4.2. Cambios en los precios o costes 4.3. Mejora de los métodos de cálculo
x x
x x x
x x x
x x x
=5.
x
x
x
x
Existencias finales
x
257
Fuente: Naciones Unidas, 1994, página 76.
x
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
1.
6
Tierras (con inclusión de ecosistemas)
258
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
curso: de los distintos usos que se hacen del mismo (explotación maderera, transformación en terreno agrícola), así como de las disminuciones debidas a causas naturales (incendios no provocados). Si el recurso es no renovable, la parte relativa a los usos será idéntica, mientras que la que se refiere a los aumentos en el stock deberá recoger el descubrimiento de nuevas reservas. En cualquier caso, el resultado no será otro que el de arrojar una primera información sobre los cambios habidos en la cantidad del recurso. Desde el punto de vista de la sostenibilidad, sin embargo, no es sólo relevante el eventual cambio producido en la cantidad de un recurso natural, sino que también interesa conocer posibles cambios en la calidad del mismo que modifiquen su capacidad para generar insumos útiles en el proceso productivo, o servicios ambientales necesarios para la continuidad del proceso. Unas cuentas de recursos naturales que pusieran de manifiesto, por ejemplo, que la superficie arbolada permanece constante o que las reservas de petróleo no han disminuido, estarían arrojando una información incompleta si estuviese teniendo lugar un proceso de sustitución de bosque natural autóctono por plantaciones forestales de especies alóctonas, o si la explotación de las nuevas reservas de petróleo descubiertas en el período, resultara ser sustancialmente más costosa que las existentes. Una vez que se dispone del marco de referencia y de la información en unidades físicas, resulta imprescindible abordar la tarea de expresar dicha información en unidades monetarias para poder integrarla en el cálculo de la Renta Nacional.
8.3.2. Algunas experiencias relevantes a)
Las Cuentas del Patrimonio: la propuesta de Francia
En el contexto de las cuentas de los recursos naturales cabe destacar la iniciativa pionera desarrollada por Francia, conocida como las Cuentas del Patrimonio. El enfoque de la propuesta francesa es muy ambicioso al tratar de integrar información relativa a distintas dimensiones involucradas en el estado y la gestión del patrimonio entendido en sentido amplio, es decir, incorporando, no sólo el patrimonio natural sino también el patrimonio histórico-artístico. Para ello, hay que prestar atención a los distintos agentes implicados, es decir, aquellos cuyas acciones interfieran en el estado y evolución del mismo, sin dejar de lado las cuestiones relativas a la dimensión espacial, puesto que al disponer de información relativa al contexto en el que se integran los distintos elementos patrimoniales, los decisores públicos pueden detectar cuáles son las regiones que exigen una actuación prioritaria. Para recoger la información relativa a los distintos aspectos relacionados con el estado y la gestión del patrimonio, las Cuentas aparecían estructuradas en tres ejes (Weber, 1993): — Las cuentas de elementos, constituidas por balances de materia y energía, y que cubren tanto los recursos naturales como los elementos patrimoniales construidos por el ser humano. — Las cuentas de ecozonas, que informan sobre los cambios experimentados en el espacio, destacando los datos sobre los distintos ecosistemas presentes. — Las cuentas de los agentes (empresas, hogares, Administraciones Públicas, etc.), que recogen información sobre la identidad y operaciones realizadas por los
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259
distintos agentes en relación con los elementos constitutivos del patrimonio natural (cómo son usados y dónde). Este tipo de cuentas permiten analizar las interrelaciones existentes entre la economía y el medio ambiente. Las variables aparecen expresadas en unidades físicas, y todos los datos deben ser integrados en este esquema de cuentas de elementos, ecozonas y agentes. Para relacionar los datos relativos a un apartado concreto (por ejemplo, los elementos) con los relativos a otro apartado (por ejemplo, los agentes), se utilizan las matrices de conexión, a través de las cuales es posible analizar la ubicación de un determinado recurso en relación con la composición del resto de los elementos del patrimonio de dicha zona. A partir de este sistema se obtienen una serie de indicadores capaces de poner de manifiesto la relación existente entre distintas variables: el crecimiento natural de las masas forestales con la tala de madera a la que están sometidos. El conjunto de cuentas que integran el sistema pueden representarse de forma comprensiva en un esquema matricial tal y como figura en la Tabla 8.3. A pesar de que la propuesta de las Cuentas del Patrimonio generó en su momento grandes expectativas, por ser realmente pionera, con el paso del tiempo no ha llegado a convertirse en un marco de referencia a nivel internacional, debido a las dificultades de carácter operativo que se encuentran a la hora de desarrollarlo: después de años de trabajo fundamentalmente en el campo de los recursos hídricos y forestales, las autoridades francesas reconocieron la necesidad de rebajar los objetivos planteados inicialmente por las dificultades de desarrollar un marco tan ambicioso (Hecht, 2000). b) EUROSTAT y las cuentas de los bosques En el contexto de la Unión Europea existe una amplia preocupación por la gestión forestal, dado que el manejo y aprovechamiento de los bosques desempeña un papel clave en la estabilidad de los ecosistemas. Fruto del interés que despiertan los bosques en el ámbito de la política comunitaria, desde mediados de la década de los noventa del siglo pasado, y con base en la experiencia de los países nórdicos, la Agencia Oficial de Estadísticas de la Unión Europea (EUROSTAT) viene trabajando en la definición de un marco de referencia para la elaboración de las cuentas de los mismos. Después de presentar una primera versión de lo que se conoce como las Cuentas Integradas de los Bosques o IEEAF 8, varios países pusieron en marcha un proyecto piloto que sirviese para evaluar la viabilidad y consistencia de la propuesta de IEEAF (EUROSTAT, 1999b). Posteriormente, EUROSTAT publicó la versión final de las cuentas integradas de los recursos forestales (EUROSTAT, 2002c), que constituyen una contribución indispensable en la integración de consideraciones ambientales en el contexto de las cuentas nacionales. Tal y como se describe en el manual elaborado por EUROSTAT (2002c), las cuentas de los bosques están integradas por tres bloques íntimamente conectados entre sí: — En primer lugar, figuran las tablas que recogen la información relativa al stock de los activos relacionados con los bosques (básicamente la tierra forestal y la madera), en unidades tanto físicas como monetarias (la Tabla 8.4 recoge esta información para España). Este tipo de tablas se aproximan bastante a los ba8
Integrated Environmental and Economic Accounting for Forests.
Empleos
Ecozonas
Agentes
Unidad de cuenta: Unidad de cuenta: Unidad de cuenta: Unidad de cuenta: Unidad de cuenta: Unidad de cuenta: Unidad de cuenta: según elemento según elemento hectáreas según elemento hectáreas dinero dinero 1
2
3
4
6
7
*
*
T5 Cuentas de aprovechamiento del territorio
*
*
*
*
T6 Cuentas satélite
Unión = Ajuste contable
*
*
Unión = Ajuste contable
Cuadro central de la contabilidad económica nacional
1
Unión = matrices Unión = matrices Unión = matrices T1 Cuentas centrade composición (re- de composición (re- de composición (reles de elementos cursos) cursos) cursos)
2
Unión = matrices T2 Cuentas de fund e c o m p o s i c i ó n cionamiento de las (empleos) ecozonas
3
Unión = matrices de distribución de superficies (recursos)
T3 Balance de ecozonas
4
Unión = matrices de composición (empleos)
*
5
Unión = matrices de distribución de superficies (empleos)
6
*
7
* Articulación por las nomenclaturas. Fuente: Weber (1993, página 110).
*
5
Unión = matrices de distribución de * superficies (recursos)
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Recursos
Elementos
260
Tabla 8.3. Presentación matricial de las cuentas del patrimonio natural
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
261
Tabla 8.4. Volumen y valor de la madera viva, España, 1999 Volumen de madera viva en tierras forestales Disponible para abastecimiento de madera
No disponible para suministro de madera
Total
Total
En otro tipo de tierra
Miles de m3
Miles de m3
Miles de m3
Millones de euros
Miles de m3
Miles de m3
19.190 –14.810
640 –494
10.898
30.089 –14.810
3.110
0,05
20
Área inicial Crecimiento bruto Extracción total Otros cambios Cambios en uso/estatus Cambios en la clasificación Revaluaciones
0,00
30.089 –14.810
4.695 3.130
0,08 0,05
Stock final Fuente: EUROSTAT (2002e, página 27).
lances propuestos en el contexto del sistema de contabilidad integrada de Naciones Unidas (que se desarrollará más adelante). — La segunda pieza clave de las cuentas integradas de los bosques está constituida por las cuentas económicas de las actividades relacionadas con el aprovechamiento y explotación de los bosques (fundamentalmente, la silvicultura y la tala: la Tabla 8.5 recoge los resultados del año 1999 para España). — Por último, aparecen las tablas de abastecimiento y uso de la madera y otros productos madereros (es decir, los flujos que tienen lugar dentro de la economía), así como de los residuos madereros (tales como el papel, etc.): los resultados para España, en unidades físicas y económicas, aparecen en las Tablas 8.6a y b y 8.7a y b. El diseño de este tipo de tablas de abastecimiento y uso, se basa en la matriz NAMEA, cuyos fundamentos presentaremos en el siguiente epígrafe. El manual IEEAF establece asimismo las directrices para llevar a cabo la valoración de los activos relacionados con los bosques, siempre que sean objeto de intercambio en los mercados. En el caso de la tierra, la valoración debe realizarse, cuando sea posible, basándose en datos relativos a las transacciones que estén teniendo lugar. En caso de que no exista información acerca de los intercambios, es posible derivar el valor de los bosques a través de métodos indirectos, como los precios hedónicos (analizados en el Capítulo 4), mercados de bienes sustitutivos, etc. Para el caso de los activos cuyas rentas se obtengan en el futuro (básicamente, la madera), el IEEAF propone la utilización del valor presente neto descontado, aunque no aboga por un método concreto, puesto que esta elección debe estar subordinada a los estándares aplicados en la elaboración del resto de la Contabilidad Nacional, la disponibilidad de datos y la adecuación de los métodos al caso concreto de los bosques.
262 Tabla 8.5. Productos relacionados con las tierras forestales, por tipo de industria y producción [millones de euros], España, 1999
Otras industrias
Producción total
Agricultura
Silvicultura y tala
235 57
516 125
756 182
32
71
103
21
48
79
Productos de la silvicultura y la tala Crecimiento natural Madera en preparación Otros productos forestales Servicios asociados a silvicultura Aforestación y reforestación Otros trabajos forestales Inventario y evaluación forestal Prevención de incendios... Otros productos relacionados con bosques Productos agrícolas en bosques Ganadería Productos de caza y pesca Servicios recreativos Otros productos
482
20
Otros productos Total de productos Fuente: EUROSTAT (2002e, página 38).
759
502
Comercializados
Para autoconsumo
Otros no comercializados
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Tipo de productos
Industria
Tabla 8.6a. Abastecimiento de productos, en términos físicos, España, 1999 Producción de la industria Productos
Silvicultu- Productos ra y tala madereros
Reciclaje
[0] 10.660 2.180 26.094
Residuos madereros como producto [miles de toneladas] Residuos de papel como producto [miles de toneladas]
2.361
Total
0 15.509 3.171 26.550 5.670 5.693
3.584 19 4.998 621 3.337
19.093 3.190 31.548 6.291 9.030
2.432
47
2.479
0
717
717
Otros
4.849 991 456 5.670 5.671
Importaciones
Total Prensa
22
71
Tabla 8.6b. Uso de productos, en términos físicos, España, 1999 Producción de la industria Productos
Madera viva [miles de m3] Madera talada y madera para pulpa [miles de m3] Madera y productos madereros [miles de m3] Pulpa y papel [miles de toneladas] Residuos madereros como producto [miles de toneladas] Residuos de papel como producto [miles de toneladas]
Productos madereros
Pulpa y papel
10.685 8.596 29
7.934 213 7.446
Prensa
Reciclaje
2.244 564
126 5.201
3
Consumo final
0 18.841 28.828 13.349
2.881 977
Otros
0 2
Total
222 19.888 673
FormaExporción de taciones capital
Total
0 471 –174
560 1.318 2.145
22.282 31.594 15.320
213
2.457
23
2.480
89
653
64
717
263
Fuente: EUROSTAT (2002e, página 64).
Silvicultura y tala
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
Madera viva [miles de m3] (miles de euros) Madera talada y madera para pulpa [miles de m3] Madera para combustible [miles de m3] Madera y productos madereros [miles de m3] Pulpa [miles de toneladas] Papel [miles de toneladas]
Pulpa y papel
264
Producción de la industria Productos
Madera viva Madera talada y madera para pulpa Madera para combustible Madera y productos madereros Pulpa Papel
Silvicultura Productos y tala madereros
Pulpa y papel
Total Prensa
Reciclaje
478 37
217 17 118
6.447 815 3.068
Residuos madereros como producto Residuos de papel como producto
Otros
70
2
12
695 54 6.565 815 3.080
Importaciones
231
Impuestos Márgenes menos del comercio subsidios y transporte
Total
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Tabla 8.7a. Abastecimiento de productos [millones de euros], España, 1999
1.431 266 2.243
4 0 55 2 10
360 21 1.601 92 452
1.290 75 9.652 1.175 5.785
72
3 53
1 0
15 4
91 57
Otros productos
243
877
5.458
13.236
5.114
975.845 1.000.773
158.615
54.296
1.211.142
Total
758
7.394
9.373
13.248
5.114
976.197 1.012.054
162.842
54.368
1.229.267
Tabla 8.7b. Uso de productos [millones de euros], España, 1999 Producción de la industria Productos
Pulpa y papel
Prensa
Reciclaje
478
217 118
Impuestos Márgenes menos del comercio subsidios y transporte
Total
815
695 6.565 815
231 1.431 266
4 55 2
360 1.601 92
1.290 9.652 1.175
70
2
72
3 53
1 0
15 4
91 57
6.447
Residuos madereros como producto Residuos de papel como producto
Otros
Importaciones
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
Madera viva Madera talada y madera para pulpa y para combustible Madera y productos madereros Pulpa y papel
Silvicultura Productos y tala madereros
Total
Otros productos
243
877
5.458
13.236
5.114
975.845 1.000.773
158.615
54.296
1.211.142
Total
758
7.394
9.373
13.248
5.114
976.197 1.012.054
162.842
54.368
1.229.267
Valor añadido bruto Consumo de capital fijo Valor añadido neto Compensación a empleados Otros impuestos menos subsidios Stocks revalorizados [NOS]*/ rentas variadas
651
2.582
3.170
4.686
2.120
497.907
511.116
170 –138
1.748 –7
1.590 –6
3.613 –15
1.173 52
274.747 3.119
283.041 3.005
759
7.394
9.344
13.247
5.115
976.198 1.012.057
Productos (precios básicos) * New Old Stock. Fuente: ibid.
265
266
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
A pesar de que la preocupación comunitaria por la gestión forestal tiene su origen en las funciones no comerciales que desempeñan los bosques, es decir, en la contribución de los mismos al desempeño de servicios no intercambiables en los mercados (como, por ejemplo, la fijación del CO2 o la regulación del ciclo hídrico), este tipo de consideraciones no han sido integradas por el momento en el marco de las Cuentas Integradas de Bosques (IEEAF), no tanto por las dificultadas asociadas a la medición de los mismos, sino por la incertidumbre propia de los métodos de valoración económica de los servicios ambientales. Aún así se han llevado a cabo varios proyectos piloto en diferentes países comunitarios (Alemania, Austria, Finlandia, Francia y Suecia) con el fin de avanzar en esta línea de trabajo y delimitar su alcance (EUROSTAT, 2002d). Se ha propuesto, en este sentido, un marco de referencia con la información en unidades físicas que deberían aparecer recogidas en diferentes tablas sobre los servicios ambientales de los bosques, tal y como queda recogido en la Tabla 8.8.
8.4. LAS CUENTAS SATÉLITE El objetivo de las cuentas satélite no es otro que el de aportar información adicional sobre el estado del medio ambiente siguiendo el mismo esquema empleado por el Sistema de Cuentas Nacionales (SCN). De esta manera se soslayan los inconvenientes de modificar el cuadro central del SCN y se obtiene información en el mismo formato al que los decisores públicos están habituados. Las diferencias entre este planteamiento y el de las cuentas de los recursos naturales justifica la necesidad de desarrollar ambos, porque cada uno tiene su propio valor añadido. En primer lugar, las cuentas de los recursos naturales contabilizan tanto los stocks como los flujos de recursos, mientras que las cuentas satélite dan prioridad a Tabla 8.8. Tablas propuestas en el marco de las cuentas de los servicios ambientales de los bosques Categoría principal
Tablas
Fijación de carbono
T1. Balances de carbono para las biomasas madereras [miles de toneladas de carbono]. T2. Balances de carbono para los ecosistemas forestales [miles de toneladas de carbono].
Biodiversidad
T3. Especies amenazadas en los bosques. T4. Protección de los bosques y otras tierras madereras [miles de hectáreas]. T5. Régimen forestal [miles de hectáreas].
Funciones recreativas
T6. Áreas recreativas en bosques y otras tierras madereras [miles de hectáreas]. T.7. Visitas recreativas a los bosques, según tipo de finalidad.
Funciones de protección
T.8. Bosques y otras tierras madereras con funciones protectoras.
Salud de los árboles
T.9. Defoliación de los árboles por clases y especies [%].
Fuente: EUROSTAT (2002d, página 8).
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
267
estos últimos. Por otro lado, las cuentas de recursos naturales, como bien indica su nombre, centran su interés en el estado y evolución de los recursos, mientras que las cuentas satélite se centran en el comportamiento ambiental de los distintos sectores que integran el sistema económico. Este último aspecto resulta especialmente útil para integrar no sólo datos acerca de la presión ambiental de los diferentes sectores, sino también información relativa a otro tipo de variables que describen su comportamiento económico (como por ejemplo, la contribución de cada uno de ellos a la producción nacional, su capacidad de ahorro e inversión en capital, etc.).
8.4.1. Metodología de elaboración de las cuentas satélite A la hora de elaborar las cuentas satélite se pueden adoptar dos enfoques distintos. Por un lado, es posible medir la carga de contaminantes vertida por cada sector al medio. A pesar de que a nivel operativo este enfoque resulta asequible, la información contenida en este tipo de cuentas no es suficiente para evaluar el impacto ambiental asociado a dichas presiones: es posible analizar qué sectores son más contaminantes que otros, ya sea a nivel absoluto (contaminación total producida por cada sector), o a nivel relativo (contaminación por unidad de producción), pero estas cuentas no informan de la pérdida de bienestar asociada a las presiones ambientales. La información verdaderamente relevante en materia de pérdida de bienestar reside en el aumento de la concentración de la contaminación inducida por cada actividad, así como en los impactos asociados a esa variación en las condiciones ambientales. En definitiva, sería posible adoptar un enfoque más ambicioso que tratara de estimar la contribución de cada uno de estos sectores a una serie de problemas ambientales relevantes. Como es natural, desarrollar este enfoque resulta bastante más complejo porque exige tener en cuenta la resiliencia del medio, es decir su capacidad para absorber contaminantes. Debido a la diversidad de problemas ambientales, y a los diferentes medios receptores de impactos (atmosférico, hídrico, etc.), existen numerosas modalidad de cuentas satélite, entre las que destaca el modelo de la matriz NAMEA.
8.4.2. La matriz NAMEA El modelo de la matriz NAMEA, originado en los Países Bajos, amplía el marco de las cuentas nacionales para incorporar aquellos aspectos ambientales que influyen en el bienestar de la población. La matriz NAMEA posee el mismo marco contable que las matrices de contabilidad social 9, lo que permite ampliar el análisis al integrar información ambiental (a través de la matriz NAMEA), con información económica de los distintos sectores e información relativa a la fuerza de trabajo (los salarios) y los aspectos distributivos (datos sobre el sector doméstico) (de Haan y Keuning, 2000, página 2). La matriz NAMEA vincula la información sobre emisiones, y consumo de recursos, a los distintos sectores que integran el sistema productivo (incluyendo no sólo a la industria, sino también al sector servicios) y al sector doméstico. Las emisiones se asig9 Una matriz de contabilidad social refleja el origen y el destino de las rentas de un conjunto exhaustivo de instituciones durante un período de tiempo. La matriz satisface el principio de conservación de la renta porque el total de recursos de cualquier institución coincide con el total de sus empleos (Fernández y Polo, 2001, página 284).
268
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
nan al sector que las vierte directamente sobre el medio. Sin embargo, gracias a que la matriz NAMEA posee el mismo marco contable que las tablas insumo-producto, es posible analizar los efectos acumulativos y las interrelaciones existentes entre los distintos agentes de la economía, y asignar dichas emisiones al responsable indirecto de las mismas. Esto es lo que ocurre, por ejemplo, en el caso de la generación eléctrica cuyas emisiones se deben al consumo de energía por parte de otros agentes económicos. Este tipo de información de segunda derivada resulta de especial relevancia en el diseño de políticas públicas. De hecho, continuando con el mismo ejemplo, con base en esta información, se podría analizar si resulta más eficiente adoptar una estrategia de eficiencia energética, o imponer límites de emisiones más restrictivos a la industria eléctrica. El marco de análisis de la matriz NAMEA centra su atención en dos tipos de cuentas físicas (de Haan y Keuning, 2000, página 5): — Por un lado, la cuenta de sustancias, que distingue entre la cantidad de sustancias contaminantes depositadas en el medio natural, y las que amenazan al bienestar de la población. La diferencia entre ambas se debe a los flujos de entrada y de salida de contaminación, fundamentalmente en relación con la dispersión transfronteriza de contaminantes, la emisión a partir de fuentes de origen natural y la retención de contaminantes (a través por ejemplo de técnicas de depuración ex post). — Por otro lado, la cuenta de temas ambientales, en la que las sustancias aparecen agrupadas en función del tipo de problemática ambiental sobre la que inciden (como, por ejemplo, el cambio climático o la eutrofización). A partir de estas cuentas, es posible agregar los datos en un número limitado de indicadores que informan sobre la cantidad de contaminantes acumulada dentro de las fronteras del país, excepto en lo relativo a contaminantes referidos a problemas globales (fundamentalmente, el cambio climático y la destrucción de la capa de ozono), en cuyo caso, los indicadores representan la contribución del país a dichos problemas. La matriz NAMEA posee un sistema de doble entrada que permite integrar la información de ambos tipos de cuentas. Así es posible incorporar, por un lado, la información relativa a las emisiones producidas por cada sector y, por otro, valorar la contribución de dichas sustancias a una serie de problemas ambientales a distintas escalas. En este modelo las variables aparecen expresadas en unidades físicas. Por el momento, la matriz NAMEA recoge información relativa a las presiones que ejerce el sistema económico sobre el medio, pero todavía no informa sobre el daño que se deriva de estas presiones. La matriz NAMEA podría considerarse, pues, como una primera aproximación al concepto de cuentas satélite, pero sería conveniente ampliar el número de variables consideradas (la propuesta inicial limita su centro de atención a las emisiones atmosféricas), así como profundizar en los mecanismos de valoración de las mismas, con el fin de expresarlas en unidades monetarias (capaces de reflejar la pérdida de bienestar asociada a la actividad de cada sector). La matriz NAMEA permite vincular los impactos físicos a la causa directa de los mismos pero, al no estar expresada en unidades monetarias, no es posible agregar la información relativa a estos impactos: por ejemplo, no tendría sentido sumar las emisiones de gases acidificantes y las emisiones de gases de efecto invernadero, ni relacionarla con el consumo de capital en los balances de activos (Bartelmus y Vesper, 2000, página 13). También permite analizar
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
269
la contribución de cada sector a los objetivos de política económica (en términos de valor añadido, exportaciones, empleo, etc.), a la vez que se puede comparar con la contribución a una serie de problemas ambientales (efecto invernadero, destrucción de ozono, acidificación, etc.) (de Hann y Keuning, 2000, página 5). La Figura 8.3 muestra cómo las tablas de uso y abastecimiento del sistema de Contabilidad Nacional pueden ser ampliadas para construir una matriz NAMEA. La ampliación de la derecha muestra los datos relativos a las emisiones asociadas a los procesos de producción de los distintos sectores de la economía. A pesar de la relevancia de la aproximación metodológica de la matriz NAMEA y del éxito que ha tenido entre las distintas agencias oficiales de estadística a nivel mundial, aún sigue existiendo una frontera nítida entre el sistema económico (con variables expresadas en unidades monetarias) y el sistema natural (cuyas variables aparecen expresadas en unidades físicas). Cabe recordar que Roefie Hueting, el promotor de la matriz NAMEA, propuso el desarrollo de un proceso más amplio que comenzase con la elaboración de la matriz y finalizase con el cálculo de un indicador, conocido como la Renta Nacional Sostenible (Hueting, 1992). Para calcular este indicador habría que determinar los estándares de calidad ambiental que aseguran el desarrollo sostenible y, posteriormente, analizar el coste que la sociedad debería asumir para alcanzar dichos niveles. En la actualidad esta línea de investigación ha sido abandonada porque los supuestos implícitos en el modelo de análisis han recibido multitud de críticas. Por un lado, Hueting establecía que no sólo se debía tener en cuenta la tecnología disponible
Cuentas nacionales convencionales
Consumo intermedio
Usos
Datos físicos
Consumo final
Producción
Emisiones
Valor añadido Importación
Empleo, energía y datos físicos
Fuente: EUROSTAT (2002f).
Figura 8.3. Modelo simplificado de matriz NAMEA.
270
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
en el momento, sino también los desarrollos que pudiesen tener lugar en el futuro. Por otro, existe un alto grado de incertidumbre en las estimaciones de los avances tecnológicos, y ello ha sido utilizado como argumento para no calcular el valor de la Renta Nacional Sostenible.
8.5. EL SISTEMA INTEGRADO DE CONTABILIDAD AMBIENTAL Y ECONÓMICA DE NACIONES UNIDAS (SCAEI) La División de Estadísticas de Naciones Unidas presentó a principios de la década de los años noventa del siglo pasado una propuesta destinada a integrar los componentes ambientales en el marco de la Contabilidad Nacional convencional (UN, 1993). Esta propuesta se conoce en su versión completa como Sistema Integrado de Contabilidad Ambiental y Económica de Naciones Unidas, SCAEI o, por sus siglas en inglés, SEEA (System of Integrated Environmental and Economic Accounting). Tras la experiencia acumulada a través del desarrollo de diversos estudios piloto en diferentes países10, este organismo presentó en el año 2000 un manual operativo (UN, 2000) destinado a facilitar la labor de las agencias oficiales de estadística en la tarea de desarrollar el SCAEI a nivel nacional Un equipo de expertos conocido como Grupo de Londres11 ha venido trabajando en la revisión del SCAEI y fruto de estos trabajos ha surgido la última versión del Sistema: el SEEA 2003 (UN, 2003), que cuenta con el respaldo no sólo de Naciones Unidas, sino también de la Comisión Europea, la OCDE, el Fondo Monetario Internacional y el Banco Mundial. El SCAEI es un sistema de cuentas satélite integrado por cuatro bloques que deben abordarse de forma consecutiva. Los tres primeros pueden desarrollarse sin que sea necesario introducir cambios significativos en el Sistema de Contabilidad Nacional, al estar constituido por un sistema de cuentas periféricas que parte de conceptos, clasificaciones y tablas similares a las empleadas en este sistema. Sin embargo, la última sección, la menos madura y más controvertida, trata de integrar la valoración de las presiones ejercidas sobre el medio ambiente y plantea la conveniencia de corregir los macroindicadores convencionales. Como no podría ser de otra forma, la propuesta del SCAEI tiene un carácter fundamentalmente flexible, por estar dividida en varios módulos que pueden ir abordándose de forma secuencial, de manera que cada país puede ir avanzando hasta donde sus datos, recursos e intereses le permitan. Los expertos de Naciones Unidas proponen el desarrollo del sistema a través de un proceso que, comenzando por lo más sencillo y avanzando progresivamente hacia tareas más complejas, culmine el proceso con la obtención de un marco consistente de cuentas nacionales corregidas. Apuesta, en este sentido, por recoger, en la medida de la posible, algunas de las propuestas más relevantes de las presentadas hasta el momento (las cuentas de los flujos materiales, las cuentas de gastos defensivos y las cuentas de los recursos naturales) e integrarlas en un 10 La propuesta de Naciones Unidas ha sido aplicada parcialmente en Canadá, Colombia, Corea, Estados Unidos, Filipinas, Ghana, Indonesia, Japón, México, Papua-Nueva Guinea y Tailandia. 11 Integrado por algunos de los expertos de mayor prestigio en el campo de la Contabilidad Ambiental, como, por ejemplo: J. L. Weber, K. Uno, M. de Haan, U. Johansson, A. Steurer, A. Harrison, A. Alfieri, S. Gerhold y K. Schoer.
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
271
marco común. Como resultado, quedan registrados los diferentes impactos ambientales que provocan la depreciación del capital natural asignados a las actividades económicas responsables de los mismos, así como la corriente de gastos surgida a raíz de la pérdida cualitativa y cuantitativa de activos naturales. Una de las mayores aportaciones del SCAEI es la introducción de un concepto ampliado de acumulación de capital, que no se limita a incorporar los efectos de la actividad humana en términos de depreciación y degradación, sino que también incluye las transferencias que la naturaleza hace al sistema económico (UN, 1993). Por otro lado, el SCAEI resulta compatible con el actual Sistema de Contabilidad Nacional homologado por las Naciones Unidas (el SCN93), ya que ambos marcos metodológicos han sido elaborados por la misma institución. La División de Estadísticas de las Naciones Unidas, en colaboración con la Fundación Eni Enrico Mattei, ha desarrollado un software12 y un manual operativo (UN, 2000) con el fin de facilitar la labor de ejecución del SCAEI por parte de las agencias oficiales de estadística.
8.5.1. Desarrollo del SCAEI El SCAEI está integrado, básicamente, por cuatro bloques de cuentas: — Por un lado, las cuentas de los flujos de materiales y energía, expresadas en unidades físicas. Por otro lado, las cuentas híbridas, que integran la información de los flujos materiales en el contexto de las tablas convencionales de insumo-producto, y dan lugar a cuentas que recogen información en unidades tanto físicas como económicas. — En segundo lugar, las cuentas de gastos en protección ambiental y las cuentas de flujos monetarios asociados al buen manejo del medio ambiente. — En tercer lugar, las cuentas de los activos ambientales. — Por último, un indicador agregado del nivel de bienestar global de la sociedad y de la sostenibilidad del sistema económico, para lo que es necesario llevar a cabo la valoración de los impactos asociados a la presión ejercida por el sistema económico sobre el medio ambiente. Analicemos secuencialmente estos cuatro tipos de cuentas. a)
Cuentas de flujos materiales y cuentas híbridas
Este tipo de cuentas recoge información en unidades físicas de los flujos de materiales y energía existentes entre el sistema económico y el ambiental, para vincularlos directamente con el flujo de bienes y servicios producidos en la economía. Como ya se ha comentado, los flujos de materiales y energía pueden ser tanto de entrada como de salida. Los primeros se refieren a todos los recursos naturales y ambientales extraídos del medio por parte del sistema económico, sean flujos asociados a recursos naturales (como los minerales y biológicos), sean insumos ecosistémicos (como el agua o el aire). Por su parte, los flujos de salida se refieren a todas aquellas sustancias deposita12
Disponible a través de la página web de la División de Estadísticas de Naciones Unidas.
272
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
das en el medio en forma de residuos, vertidos o efluentes. El objetivo es, por tanto, estructurar toda esta información biofísica en un formato coherente con las tablas insumo-producto. Para ello, el trabajo debe llevarse a cabo a través de dos fases: — una primera, que recopila la información relativa a los flujos de materiales y energía, siguiendo las categorías y definiciones utilizadas convencionalmente en el Sistema de Contabilidad Nacional; — una segunda, que procede a integrar dicha información en las tablas convencionales insumo-producto. Como resultado se obtienen unas cuentas híbridas, que permiten vincular los flujos de materiales con la información sobre los flujos económicos, fundamentalmente con los bienes y servicios producidos por el sistema económico. La información recogida a través de este tipo de tablas contribuye al proceso de toma de decisiones públicas ya que ayuda a poner de manifiesto: — El nivel de dependencia existente entre el sistema económico y los recursos naturales utilizados como insumos productivos. — La relación existente entre la estructura del sistema económico y la presión ejercida sobre el medio ambiente. — El progreso logrado en el campo de la protección ambiental, mediante la elaboración de indicadores de presión ambiental o de consumo de recursos por unidad de producción por año y sector, para lo que resulta indispensable disponer de series temporales de las tablas híbridas. Una vez que los datos sobre flujos físicos están clasificados de forma coherente con las categorías del Sistema de Contabilidad Nacional, el siguiente paso consiste en comparar las cantidades físicas con los flujos económicos de los distintos sectores de la economía. Esto es lo que se denomina en el SCAEI como cuentas híbridas y consiste en la superposición de las tablas de uso y abastecimiento a las tablas de flujos materiales (como puede verse en la Tabla 8.9). Como resultado se obtiene una nueva tabla en la que las columnas contienen el valor de los productos más el coste de trabajo y capital, así como los insumos de recursos naturales e insumos ecosistémicos necesarios para su obtención. Por su parte, las filas contienen el valor de los productos y la medida física de los residuos asociados a ellos. En definitiva, este tipo de cuentas permite contrastar la importancia que desempeña un determinado sector en la economía en su conjunto, con el comportamiento ambiental del mismo. Las cuentas de flujos materiales utilizan una metodología equivalente a las cuentas satélite presentadas con anterioridad. Como éstas, el análisis macroeconómico de la degradación del medio se centra fundamentalmente en la emisión de residuos (entendida en sentido amplio) antes que en la función de provisión de recursos. Conviene destacar que la utilización del medio natural como sumidero de residuos lleva asociada de forma automática una reducción del bienestar global de la sociedad. En efecto, la externalidad aparecerá cuando se exceda la capacidad de absorción del medio (que funciona como umbral o punto crítico) y empiecen a percibirse los efectos negativos de la degradación. Una vez registrada, valorar la pérdida de bienestar resulta una tarea especialmente compleja, porque una parte importante de los servicios ambientales contemplados en este caso (absorción de residuos, diversidad biológica, estabilidad climática, uso recreativo de espacios naturales, etc.) no son objeto de intercam-
Tabla 8.9. Modelo de matriz híbrida oferta-uso (SCAEI land data set) Economía 1. Producto físico monetario 1. Producto Físico Monetario
Productos de uso in- Productos de con- Productos de capi- Productos para el dustrial sumo tal RDM (exportaciones) 442 39 119 101 664 506 146 403
1.719
2. Industrias
3. Consumo
4. Capital
Productos ofertados por la industria 551 1.536
ofrecidos 5. RDM (productos) Productos por el RDM 150 363
0
701
0
831
RECURSOS NATURALES
7. Del RDM
Recursos naturales Recursos naturales para la industria para el consumo 5 1
8. Medio ambiente nacional
Insumos del ecosis- Insumos del ecosistema a la industria tema al consumo 118 23
9. Del RDM
Insumos del ecosis- Insumos del ecosistema a la industria tema al consumo 3 1 Residuos reabsorbidos por la producción 7
10. Medio ambiente nacional
Acumulación neta de residuos en el medio ambiente del RDM 1 0
2.264
Acumulación neta de material por el capital 72
145
Residuos generados por no residentes 6
Acumulación neta de material por la economía del RDM –52
104
Acumulación neta de recursos naturales nacional –258
0
Recursos naturales extraídos por el RDM 1
Acumulación neta de recursos naturales en RDM –6 Insumo del ecosistema al RDM 2
Acumulación neta de Insumos del ecosistema nacional –143 Acumulación neta de Insumos del ecosistema en RDM –4
Residuos a vertederos
Flujos de residuos transfronterizos
26
4 Flujos de residuos transfronterizos 8
11. Del RDM 701
831
65
145
65
Residuos generados por el capital 73
692
Recursos naturales Recursos naturales para la industria para el consumo 256 1
INSUMOS DE ECOSISTEMA
1.719
363 692 1.356
6. Medio ambiente nacional
RESIDUOS
Uso total
Residuos generados Residuos generados por Acumulación neta de material por el consumo el consumo del RDM por el consumo 47 1 17
4. Capital
Oferta total
9. Balance de materia 11. Destino: RDM
Residuos industria- Residuos industriales les nacionales del RDM 275 5 1.356
3. Consumo
Valor añadido total de la economía
Residuos 10. Destino: nacional
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
ECONOMÍA
2. Industrias
5. RDM (productos)
Total de la economía
104
9
373
0
0
409
9
273
Notas: Datos monetarios [en cursiva] en miles de millones de unidades de gasto corriente y datos físicos [caracteres normales] en millones de toneladas. Fuente: UN (2003).
409
Acumulación neta de residuos en el medio ambiente nacional
0
274
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
bio en los mercados. Teniendo en mente esta limitación, es posible aproximar el valor de la degradación de la calidad ambiental a través de dos enfoques: — Se puede estimar mediante el valor de los daños provocados por el vertido de contaminantes sobre el medio natural. El impacto de la contaminación puede tener efectos directos sobre la población (como, por ejemplo, el desarrollo de enfermedades respiratorias asociadas a la contaminación atmosférica) pero también puede manifestarse a través de efectos indirectos (como, por ejemplo, la reducción de rentas agrarias por el deterioro de cultivos afectados por la acidificación). — También es posible, en segundo lugar, aproximar el valor de la variación de la calidad ambiental a través de los costes asumidos por la población para reducir el impacto, es decir, para evitar la presión sobre el medio ambiente actuando sobre el foco emisor (por medio de, por ejemplo, la utilización de combustibles con menor contenido de azufre); o bien para restaurar el daño, es decir, recuperar el nivel de calidad ambiental que el medio natural mostraba antes de experimentar la degradación (a través de, por ejemplo, el coste de tratamiento de las fachadas afectadas por los procesos de corrosión asociados a la presencia de sustancias acidificantes en la atmósfera). b)
Actividades económicas y transacciones relacionadas con el medio ambiente
Este segundo bloque centra su atención en la elaboración de dos tipos de cuentas: — Por un lado, las cuentas que recogen información sobre las actividades económicas y los productos destinados a reducir la presión sobre el medio ambiente y mejorar la calidad ambiental. Esta aproximación está en línea con las cuentas de gastos en protección ambiental descritas con anterioridad. En definitiva, se trata de tomar la información ya existente en el Sistema de Contabilidad Nacional y delimitar un marco específico para este tipo de datos. — Por otro lado, figuran las cuentas que recogen información relativa a los flujos económicos derivados de determinadas políticas públicas de protección ambiental, o de la definición de derechos de propiedad. El objetivo de esta aproximación es reflejar las transacciones asociadas al uso de diversos instrumentos económicos destinados a reducir la presión ambiental, así como al cobro de tarifas por el uso y disfrute de determinados bienes y servicios ambientales. El objetivo de las cuentas de gastos en protección ambiental es el de identificar aquellos gastos en los que ha incurrido la sociedad para evitar la degradación ambiental. Las actividades de protección ambiental están en clara expansión, de ahí que resulte muy relevante disponer de una herramienta que permita conocer el flujo de recursos que la sociedad sacrifica (es decir, el coste de oportunidad) como consecuencia de las presiones ejercidas por el sistema económico sobre el medio ambiente. Al igual que las cuentas híbridas permiten identificar qué sectores ejercen mayor presión sobre el medio, éstas muestran qué sectores desarrollan mayores esfuerzos en materia de protección ambiental. La información relativa a los distintos instrumentos de política ambiental se integra en una matriz que incluye los flujos vinculados al pago de los impuestos ambientales y el pago por el uso de los activos, así como una tabla de uso y abastecimiento de pro-
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
275
ductos. El tipo de matriz utilizada para este fin es similar a las ya mencionadas matrices de contabilidad social y permite reflejar en qué medida la sociedad reacciona ante determinadas presiones ejercidas sobre el medio natural. Sin embargo, el nivel de gasto en protección ambiental no es capaz de reflejar hasta qué punto se está alcanzando la sostenibilidad del sistema económico. Si se pretende obtener información al respecto, resulta necesario completar la información con otro tipo de cuentas incluidas en el sistema. Lo que sí permite es evaluar los costes económicos de reducir el impacto de la economía sobre el medio. c)
Las cuentas de los activos naturales
Como se vio en su momento, las cuentas de activos naturales tratan de aproximarse al medio natural como una forma más de capital económico y medir los cambios habidos en los activos naturales en unidades tanto físicas como económicas. De esta forma, en función de las reservas disponibles y de la explotación que la sociedad haga del recurso, es posible estimar el grado de sostenibilidad de los patrones de consumo del recurso en cuestión. El principio de consumo sostenible implícito en estas cuentas consiste en asegurar que la capacidad del stock capital para proveer estos insumos ha de mantenerse a lo largo del tiempo y, en caso de no ser posible, el sistema económico debe encontrar un sustituto para el capital natural agotado. Su esquema es similar al de las cuentas de recursos naturales: se parte del stock inicial del recurso y se analizan los flujos de entrada y de salida a lo largo del período contable, prestando especial atención a las diferencias entre variaciones a nivel cuantitativo y a nivel cualitativo. A posteriori se trata de mostrar la relación existente entre el stock y los flujos con las transacciones registradas en el Sistema de Contabilidad Nacional13. El SEEA2003 distingue tres tipos de activos: los recursos naturales, la tierra y los ecosistemas. La metodología de cada una de ellos difiere ligeramente, aunque en todo caso, siempre se respetan las directrices marcadas por el marco general de las cuentas de los activos naturales. Dentro de esta clasificación, también se distingue entre recursos renovables y no renovables, así como entre activos contemplados por el Sistema de Contabilidad Nacional y aquellos excluidos. A la hora de aproximar el valor de un recurso natural determinado, es necesario elaborar un diseño metodológico que, partiendo de una primera identificación de sus funciones más relevantes, y de la compatibilidad existente entre ellas, establezca para cada una el método de valoración más apropiado, si es que existe, o la combinación más adecuada de los distintos métodos, si existiese más de uno aplicable. Para ello se recurre a métodos que permiten expresar el valor de las reservas de recursos naturales, de los cambios cuantitativos y cualitativos experimentados por los mismos y de los servicios suministrados a la sociedad, en un numerario común al resto de las variables que describen el estado del sistema económico. Dentro de los métodos utilizados para aproximarse al valor económico de los recursos cabe destacar: 13 Las cuentas de activos naturales pueden ser útiles, por tanto, para analizar la provisión de rentas por medio de la explotación de recursos naturales bajo una perspectiva de equidad intrageneracional. En muchos países la propiedad de los recursos naturales, especialmente de aquellos que tienen un alto valor económico, está en manos de círculos restringidos que son los principales beneficiarios de las rentas derivadas de su explotación. Por ello, este tipo de cuentas permiten analizar en qué medida la renta de una nación procedente del consumo de los recursos naturales se distribuye entre los distintos sectores de la población.
276
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— El método del valor presente neto, que trata de medir el coste de la depreciación del recurso a partir de los cambios que experimenta el precio del mismo en el mercado como consecuencia de su escasez. De esta forma, es posible estimar el valor del stock del recurso a partir del flujo esperado de beneficios a lo largo de su vida útil (debidamente actualizado con la tasa de descuento correspondiente) que se obtendrá de la explotación del mismo en el futuro. Para ello es necesario estimar el volumen de las reservas probadas del recurso y calcular la vida útil de éste (con un ritmo de extracción determinado). — El método del precio neto, que siendo similar al anterior, prescinde de consideraciones acerca del descuento, lo que simplifica el cómputo al evitar la aplicación de tasas de descuento que puedan cambiar en el futuro. Por tanto, este método se limita a estimar el valor del stock como el producto del volumen de las reservas probadas del recurso y del precio unitario del mismo en el mercado, neto de costes de extracción o de explotación. Sólo se puede aplicar a aquellas reservas probadas y explotables en condiciones económicas viables, es decir, con un precio de mercado positivo. Este método fue recomendado por Repetto (1989), bajo el supuesto de equilibrio a largo plazo, lo que lleva a considerar que el precio neto de la última unidad de recurso extraída irá creciendo con el tiempo a un ritmo similar al del tipo de interés de la economía (cumpliendo con ello, con la regla de Hotelling). La sencillez del método ha favorecido la generalización de su uso como ocurre en el caso de los trabajos desarrollados por Repetto (op. cit) y Solorzano (1991), pero aún hay ciertas incertidumbres acerca de la fiabilidad de considerar los precios de mercado como aproximación al coste de la depreciación del recurso. — El método del coste del usuario, que no es sino el coste en que ha de incurrir el propietario del recurso con el fin de asegurar la percepción de una anualidad perpetua a lo largo de los años de vida útil del mismo (Solow, 1974 y Hartwick, 1977). Para lograr ese flujo constante de ingresos es necesario invertir una parte de los beneficios generados a través de la explotación del recurso. La porción de ingresos que deben ser invertidos para mantener esta anualidad perpetua se conoce como coste del usuario y debe ser descontada de los ingresos totales para obtener el verdadero valor de las rentas de explotación disfrutadas por el propietario. Para calcular este valor es necesario aplicar una tasa descuento apropiada y conocer la vida útil del recurso, que será función del ritmo de extracción. Este método fue introducido por El Serafy (1989) y asume la sustituibilidad entre el capital natural y otros factores de producción, de forma que es congruente con el concepto de sostenibilidad débil (Ekins y de Groot, 2003). d)
Corrección de indicadores
El proceso secuencial propuesto para el desarrollo del Sistema Integral de Contabilidad Ambiental culmina con el cálculo de un indicador que se aproxime a un valor del bienestar social corregido de acuerdo con criterios ambientales. Para ello se deben llevar a cabo los tres tipo de ajustes expuestos al comienzo de este capítulo, en el cálculo de la Renta Nacional: — Por un lado, se debe descontar el valor de la depreciación de los recursos naturales. El valor de esta depreciación se estima a través del balance de las cuentas de los activos naturales.
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
277
— Por otro lado, se debe descontar el gasto en protección ambiental. Al no contribuir estos bienes a aumentar el bienestar conviene eliminar su producción del cómputo total utilizado para calcular la Renta Nacional. — Por último, es necesario considerar el valor de la degradación de la calidad ambiental para la corrección de los agregados macroeconómicos. La valoración del impacto asociado a las presiones ambientales ejercidas por el sector económico es el reto más importante al que se enfrenta el último bloque del proceso secuencial destinado a la aplicación de un Sistema Integrado de Contabilidad Ambiental. El cálculo de los costes de agotamiento y degradación del capital natural (recursos naturales y activos ambientales) es el que permite, en definitiva, calcular algunas de las principales magnitudes de la Contabilidad Nacional ambientalmente ajustadas. En el contexto del trabajo de Naciones Unidas se han desarrollado numerosos debates en torno a la utilidad del PIB corregido sin llegar a conclusiones unívocas. Para algunos expertos las cuestiones implícitas en la contabilidad de recursos naturales son complejas pero no por ello deben dejar de ser representadas por un conjunto de agregados. Para otros, las dificultades (fundamentalmente en lo que se refiere a los retos de la valoración) y la falta de consenso metodológico exigen mantener una cierta cautela. En definitiva: esta propuesta de elaboración de una contabilidad integrada recoge, integrándolas, las experiencias habidas en este campo, pero se encuentra todavía en fase de elaboración.
8.6.
ESTUDIO DE CASO: LAS CUENTAS AMBIENTALES EN MÉXICO
Las cuentas ambientales son parte del Sistema de Cuentas Económicas y Ecológicas de México (SCEEM) e introducen de manera sucesiva, a partir de las identidades básicas de la Contabilidad Nacional, las partidas correspondientes a la cobertura de los activos que incluyen los recursos naturales y ambientales. El SCEEM se desarrolló con base en el marco del manual de contabilidad ambiental de Naciones Unidas analizado en este capítulo (SCAEI). Los activos se clasifican en dos grandes grupos: económicos y ambientales. Los activos económicos a su vez se dividen entre producidos (AEP) y no producidos (AENP). Los activos económicos producidos incluyen los bienes de capital utilizados para producir otros bienes y servicios, y comprenden maquinaria, equipo e instalaciones. Se consideran activos económicos no producidos aquellos que se utilizan en el proceso productivo pero son de origen natural, como el suelo, bosques, yacimientos minerales o de hidrocarburos. A diferencia de los activos ambientales, son sujetos de apropiación e incluso de monopolio. Estos activos pueden agotarse si son sobreexplotados. Los activos ambientales (AANP) son aquellos de origen natural que son afectados por la actividad económica, y pueden degradarse, tales como el aire y los océanos. Poseen características tales que no es posible establecer propiedad privada sobre ellos El cálculo de la depreciación de los activos económicos producidos permite obtener el Producto Interno Neto (PIN) del país, y a partir del mismo, tratar de derivar el Producto Interno Neto Ecológico (PINE). Para ello es necesario obtener los balances de los activos económicos no producidos y los ambientales, lo que requiere de su valoración monetaria. Para llevar a cabo este ejercicio de valoración de los activos no producidos el SCEEM se basó, por un lado, en el método del precio neto, propuesto como
278
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
vimos por Robert Repetto, y aplicado por el World Resources Institute (WRI) y, por otro, en el de los costes de mantenimiento y de reposición. El primero consiste en estimar el valor presente de la diferencia entre los ingresos y los costes totales en los que se ha incurrido para explotar el activo durante su vida útil, lo que se interpreta como el gasto que se requiere realizar para mantener al recurso natural en condiciones tales que continúe generando ingresos. El método del coste de mantenimiento o reposición, recoge los costes en que habría de incurrirse si se deseara evitar el deterioro, o restablecer las cualidades del recurso, de acuerdo con los estándares de calidad considerados como aceptables. El SCEEM incluye una estimación del agotamiento de los hidrocarburos, recursos forestales maderables, cambios en el uso del suelo y recursos hídricos (Cag), que expresan el desgaste o pérdida de los recursos naturales como resultado de su utilización en el proceso productivo, y son equivalentes a su depreciación. La erosión del suelo, contaminación de agua, suelo y aire están relacionados con la degradación del medio ambiente y se registran sólo como flujos, ya que, a diferencia del caso anterior, no es posible conocer su disponibilidad. Los costes de degradación (Cdg) se basan en las estimaciones monetarias del valor requerido para restaurar el deterioro ambiental ocasionado por las actividades económicas. Finalmente, y a partir de las expresiones anteriores, el PINE se determina como: PINE PIN (Cag Cdg) La Tabla 8.10 desglosa el paso del PIN al PINE y lo ilustra para distintos años14. Como puede comprobarse, en promedio, la magnitud del PINE fue del 84 por 100 del PIB y del 99 por 100 del PIN. El PINE crece a una tasa ligeramente mayor que el PIB (0,30 por 100) entre 1997 y 2004 ya que, si bien los costes de la degradación ambiental crecieron a un 2,77 por 100, los gastos de protección ambiental lo hicieron a una tasa del 15 por 100, más alta en el caso de los gastos de capital (17,4) que en el de los gastos corrientes (13,9) (véase la Tabla 8.11), lo que hizo que la participación de los gastos de protección ambiental pasara del 0,33 al 0,6 por 100 del PIB en el mismo período. Sin embargo, el desfase sigue siendo de grandes proporciones. En 2004 se destinaron algo más de 41.000 millones de pesos a gastos de protección ambiental, lo que equivale al 0,5 por 100 del PIB, mientras que el coste del agotamiento y degradación del medio ambiente se valoró en casi 650.000 millones de pesos en el mismo año, lo que equivale al 10,2 por 100 del PIB (Rivera y Foladori, 2006). Finalmente, el balance físico de las cuentas de los recursos naturales, permite observar la magnitud de deterioro ambiental en detalle (Tabla 8.12). El caso del petróleo, medido por el cambio en las reservas probadas, muestra una caída del 4,22 por 100 anual, pasando, entre 1999 y 2004, de 58.204 millones de barriles a 46.914. La misma tendencia a la disminución se observa en el caso de los recursos forestales. Por otra parte destaca el alto incremento en la contaminación de suelo por residuos sólidos municipales, y la sobreexplotación del recurso hídrico, con tasas medias de crecimiento anual de 2,38 y 2,08 por 100 respectivamente, resultado contrastado por Rivera y Foladori (2006) con base en estudios independientes. 14
Las primeras series del SCEEN fueron estimadas para el período comprendido entre 1985 y 1992 y no son directamente comparables con el período reciente. En ese período el PINE significaba aproximadamente el 88 por 100 del PIN, proporción que permanece para los años comprendidos entre 1992 y 1995.
Tabla 8.10. Del PIN al PINE (millones de pesos constantes; 2002 = 100) Concepto
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
T.M.C.A.
5.025.371,3 5.236.159,5 5.473.022,9 5.607.806,2 6.121.534,8 6.088.296,0 6.249.113,7 6.577.489,8 7.027.813,7 543.377,3 533.644,8 565.215,7 563.694,4 585.874,8 595.786,3 612.811,0 660.912,4 700.863,9 4.481.994,0 4.702.514,8 4.907.807,2 5.044.111,8 5.535.660,0 5.492.509,7 5.636.302,8 5.916.577,4 6.326.949,8 515.434,0 567.537,8 594.926,1 610.739,4 638.892,2 619.773,5 619.387,9 624.112,2 649.391,0 44.840,1 62.354,8 50.847,7 54.295,6 61.735,1 54.220,0 55.349,3 54.554,3 63.698,0 470.593,9 505.183,1 544.078,4 556.443,8 577.157,0 565.553,5 564.038,6 569.557,9 585.693,0
4,28 3,23 4,40 2,93 4,49 2,77
PINE
3.966.560,1 4.134.976,9 4.312.881,1 4.433.372,5 4.896.767,8 4.872.736,2 5.016.914,9 5.292.465,2 5.677.558,8
4,58
Promedio 1997-2004 PINE/PIB PINE/PIN
0,79 0,88
0,79 0,88
0,79 0,88
0,79 0,88
0,80 0,88
0,80 0,89
0,80 0,89
0,80 0,89
0,81 0,90
0,84 0,89
Fuente: INEGI. Sistema de Cuentas Económicas y Ecológicas de México 1997-2004.
Tabla 8.11. Gastos de protección (millones de pesos a precios constantes; 2002 = 100) Concepto Totales Gastos corrientes Gastos de capital
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
T.M.C.A.
15.659,3 11.264,7 4.394,6
19.913,9 12.270,0 7.643,8
32.264,7 20.544,9 11.719,7
33.565,4 17.860,2 15.705,2
33.841,8 21.411,7 12.430,1
36.279,5 25.322,4 10.957,1
40.288,8 27.304,0 12.984,9
41.546,5 28.034,4 13.512,0
15,0 13,9 17,4
0,58
0,61
0,6
0,5
Promedio 1997-2004 % PIB
0,33
0,40
0,58
0,55
279
Fuente: INEGI. Sistema de Cuentas Económicas y Ecológicas de México 1997-2004.
0,56
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
Producto Interno Bruto Consumo de Capital Fijo Producto Interno Neto Costes totales Costes por agotamiento Costes por degradación
280
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Tabla 8.12. Balance físico de los recursos naturales Recursos Forestal Petróleo (reservas totales) Agua (sobreexplotación) Contaminación del aire por emisiones primarias Contaminación del suelo por residuos sólidos municipales Contaminación del agua (descargas de agua residual) Erosión de suelos (pérdida de nutrientes)
Unidad de medida
1999
2004
TCMA
Millones de m3 de madera en rollo Millones de barriles Millones de m3
4.831 58.204 5.776
4.735 46.914 6.455
–0,40 –4,22 2,25
Miles de toneladas
46.352
51.387
2,08
Miles de toneladas
33.415
37.468
2,32
Millones de m3
20.159
21.785
1,56
689.599
718.766
0,83
Miles de toneladas
Fuente: INEGI, Sistema de Cuentas Económicas y Ecológicas de México 1996-2004.
8.7.
RESUMEN
El objetivo del presente capítulo era el de tratar de integrar la información sobre el estado del medio ambiente, en el contexto de la Contabilidad Nacional. La sociedad no sólo lleva a cabo una serie de actividades económicas que deterioran el medio, sino que también toma medidas para tratar de evitar este deterioro o paliar sus consecuencias. Todo ello tiene una serie de repercusiones económicas que valdría la pena intentar reflejar en la Contabilidad Nacional ya que, idealmente, esta debería informar no sólo sobre el nivel de bienestar que alcanza un determinado colectivo, sino sobre si ese nivel de bienestar será sostenible en el futuro. En este contexto es en el que aparece la necesidad de excluir del cómputo total de bienes y servicios producidos por la economía, aquellos que únicamente son producto de un deterioro ambiental que se quiere evitar o paliar, los gastos defensivos, ya que como tales, no contribuyen a una mejora neta del bienestar, sino únicamente a evitar su pérdida. Igualmente es necesario computar la evolución experimentada por los distintos recursos naturales presentes en el territorio, para conocer cómo han evolucionado su cantidad y su calidad, y qué tipo de uso se ha dado a la parte del stock que se ha derivado hacia el sistema económico. Las cuentas de los recursos naturales y las cuentas satélite pretendían llenar este vacío. Finalmente, Naciones Unidas lleva ya una serie de años trabajando en una metodología que integre la Contabilidad Nacional convencional con la contabilidad ambiental, respetando el marco de las cuentas nacionales. El capítulo ha finalizado, precisamente, analizando a vista de pájaro, esta propuesta metodológica, todavía en construcción.
Nota para consultas adicionales Al igual que en el caso del capítulo anterior, el lector encontrará ampliamente desarrollados los contenidos aquí expuestos en Azqueta et al. (2004). El texto más interesante, sobre todo desde un punto de vista aplicado, con respecto a las posibilidades de reforma de la Contabilidad Nacional para incluir las variables
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
281
ambientales, es el de Naciones Unidas (2000). También es muy recomendable por su combinación de elementos teóricos y de análisis de casos, el editado por Uno y Bartelmus (1998). El trabajo de Markandya y Pavan (1999) analizaba la situación de la Contabilidad Ambiental en cuatro países europeos (Holanda, Alemania, Reino Unido e Italia) hace ya algunos años, pero tiene el interés de presentar una de las primeras estimaciones económicas del deterioro ambiental (el denominado Proyecto GARP-I: Green Accounting Research Project). El lector interesado en los aspectos más teóricos de la contabilidad ambiental y su relación con los problemas de la medición del bienestar social y la optimización dinámica encontrará muy interesante el texto de Aronsson, Johansson y Löfgren (1997), aunque deberá de ir provisto de un sólido conocimiento matemático. Algunos ejercicios de cuentas de gastos en protección ambiental de interés se encuentran en Canadá (Lacroix, 1997) y Nueva Zelanda (Statistics New Zealand, 2002). En el ámbito de la Unión Europea el esfuerzo ha sido particularmente intenso en esta dirección dentro del conjunto de metodologías de Contabilidad Ambiental. Entre los países miembros destacan las experiencias en cuentas de gastos defensivos de Suecia (Stoltz, 1996,), Reino Unido (DEFRA, 2003), Italia (ISTAT, 1999) o Irlanda (Barry y Convery, 2000). Por su parte, el conjunto de los países últimamente incorporados a la Unión Europea (Bulgaria, Hungría, República Checa, Eslovaquia, Polonia, Estonia, Letonia, Lituania, Rumania y Eslovenia) también ha participado de estos ejercicios cuantitativos (EUROSTAT, 2001a). Con respecto a las cuentas de los recursos naturales, se han desarrollado varias iniciativas en economías subdesarrolladas, entre las que cabe destacar el caso de Namibia donde a mediados de la década de los noventa del siglo pasado, las Agencias de Cooperación Internacional de Estados Unidos y Suecia financiaron un proyecto de contabilidad de recursos naturales. Los trabajos se centraron en las cuentas de los recursos hídricos y pesqueros (Lange, 1997 y Lange y Motinga, 1997). Aunque este trabajo no estuvo exento de conflictos por la metodología de valoración empleada, Lange (2004) se basa en él para comparar la situación de Namibia con la de Bostwana, dos países relativamente cercanos, pero con un desempeño, en este sentido, totalmente diferente. En España, resulta especialmente relevante la contribución de Campos (1999) a la definición de la metodología para la elaboración de las cuentas integradas de los recursos forestales, así como los casos de estudio desarrollados posteriormente por Caparrós y el propio Campos (Campos y Rodríguez, 2002; Caparrós et al., 2003). Aunque el marco de referencia diseñado por Pablo Campos parte del modelo de cuentas integradas de los bosques de EUROSTAT, su propuesta es más ambiciosa, ya que no se limita a las variables comerciales (fundamentalmente, la madera) sino que también incorpora aquellos bienes y servicios forestales no siempre intercambiados en los mercados (esencialmente el pasto para ganado, la caza, los usos recreativos, la fijación de dióxido de carbono y los valores de conservación). De hecho, el resultado de estos trabajos ha puesto de manifiesto la importancia relativa de este tipo de valores no comerciales frente al valor de los productos madereros: el valor de bienes y servicios no comerciales alcanza el 51 por 100 de la renta total de los bosques. A diferencia de otras experiencias estos estudios se desarrollan a pequeña escala, y en masas forestales concretas: el estudio de Campos y Rodríguez analiza el caso de una gran dehesa mixta de encinas y alcornocales de propiedad privada situada en Monfragüe (Cáceres) y el de Caparrós et al. en un pinar de uso múltiple situado en la Sierra de Guadarrama (Madrid).
282
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
El modelo de la matriz NAMEA es el marco de referencia escogido por la Oficina de Estadísticas de la Unión Europea para el desarrollo de las cuentas satélite de emisiones. El trabajo de EUROSTAT en este campo posee un nivel de desarrollo y madurez considerable, tanto a nivel metodológico como experimental. Ya en 1999, la mayor parte de los países miembros, junto con Noruega, habían recopilado las cuentas NAMEA para el año 1998, que aparecían recogidas en una publicación sintética (EUROSTAT, 1999c). Sin embargo, este trabajo no supuso un esfuerzo aislado, sino que, dos años después surgió otra publicación que recogía las cuentas NAMEA para la totalidad de los países comunitarios, junto con Noruega y la República Checa, con datos para la serie 1990-1998 (EUROSTAT, 2001d). Con el fin de homogeneizar el modelo de matriz NAMEA en los distintos países miembros y poder establecer comparaciones entre ellos, EUROSTAT ha publicado un manual que describe qué tablas deben incluir este tipo de ejercicios aplicados (haciendo especial hincapié en el uso de una clasificación de actividades industriales homogénea) así como, por otro lado, determinar cuál debe ser el protocolo que deben seguir las oficinas nacionales de estadísticas para aportar los datos periódicamente a EUROSTAT (EUROSTAT, 2002f). La información recogida en la matriz NAMEA se ha integrado en diferentes modelos macroeconómicos con el objetivo de analizar tanto el impacto ambiental de los cambios en la política económica como los cambios estructurales necesarios para la consecución de los objetivos de política ambiental. En el caso de De Boer et al. (1994), el uso de modelos macroeconómicos pretendía determinar qué cambios estructurales debían llevarse a cabo para lograr la consecución de los objetivos de política ambiental marcados por el parlamento holandés. El uso de supuestos poco realistas en el modelo (como, por ejemplo, la ausencia de progreso tecnológico) dio lugar a unos resultados poco consistentes. Por su parte, el modelo de Verbruggen et al. (1996) permitía desarrollar una serie de escenarios de desarrollo sostenible para el horizonte temporal de 2030. Los diferentes escenarios correspondían a distintos niveles de sustituibilidad entre capital natural y capital producido y humano, así como a distintos supuestos relativos al progreso tecnológico. En España, el INE desarrolló un estudio piloto destinado a elaborar las cuentas de gasto en protección ambiental del año 1995 (INE, 2002). Para ello utilizó como modelo de referencia la metodología del SERIEE. A raíz de estos trabajos, se diseñó y se puso en marcha una encuesta destinada a recoger los datos del gasto en protección ambiental de las empresas. Gracias a esta labor, en la actualidad existe información relativa al período (1995-2001). Asimismo, y en otro contexto, es posible disponer de las cuentas satélite del agua para el período 1997-2001 (INE, 2003). Estas tablas analizan los flujos existentes entre el sistema económico y el sistema natural, siguiendo las directrices fijadas asimismo por EUROSTAT. En tercer lugar, el INE ha desarrollado las cuentas satélite de las emisiones para el período 1995-2000 (INE, 2002), tomando como referencia el modelo NAMEA. La elaboración de las cuentas de flujos materiales es la última línea de trabajo abierta por el INE, trabajo que se divide en dos bloques (INE, 2004): por un lado, las tablas de flujos materiales y, por otro, las tablas insumoproducto. Aunque ya existen algunos datos (fundamentalmente, las tablas de flujos materiales) para el período 1996-2000, el trabajo en este campo aún se encuentra en una fase inicial. La importancia de la integración de diferentes modelos (económicos, físicos, ecológicos, etc.) para alcanzar una visión integrada que optimice los procesos de valoración puede ser revisada en el monográfico de Ecological Economics (2002) vol. 41 (3): The Dynamics and Value of Ecosystem Services, Integrating Economic and Ecological Perspectives.
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
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No es fácil combinar los distintos componentes del capital (construido, social, humano y natural) para construir un índice de bienestar, y mucho menos, discriminar la importancia en el mismo de cada uno de ellos: el lector interesado en el tema encontrará francamente sugestiva la lectura de Vemuri y Costanza (2006). En América Latina se han llevado a cabo algunos intentos exploratorios sobre este tema, entre los que destaca Seroa da Motta (1995) para Brasil.
CAPÍTULO
NUEVE POLÍTICA AMBIENTAL
Una vez fijados los objetivos sociales en términos de una determinada calidad de los servicios de la biosfera, es necesario conseguir que los agentes implicados en el proceso de degradación ambiental modifiquen su comportamiento, de forma que se alcancen las metas propuestas. No es ésta tarea fácil, teniendo en cuenta no sólo la multitud de agentes implicados, sino las propias características de los problemas ambientales abordados (tal y como se vio en el Capítulo 1). Es más, no se trata sólo de alcanzar determinados objetivos de calidad ambiental, sino de lograrlos en condiciones aceptables: es decir, sin hacer pagar a la sociedad un precio excesivo por ello. La política ambiental, en términos generales, trata de dar respuesta a las inquietudes expresadas en el párrafo anterior. El término política ambiental debe entenderse en sentido amplio, ya que los mecanismos a través de los que el administrador público puede tratar de incidir sobre el comportamiento de los distintos agentes involucrados son múltiples, y trascienden la simple intervención directa. En efecto, las posibilidades son muy amplias: desde la imposición de una normativa, por ejemplo, hasta la subvención a las empresas menos contaminantes, pasando por la creación de mercados para el intercambio de permisos de emisión. En cualquier caso, y sea cual sea el conjunto de medidas adoptadas, lo fundamental es que sea eficaz, flexible, eficiente y equitativo. El primer epígrafe del presente capítulo recuerda, para comenzar, el distinto papel que la política ambiental juega en el ámbito de los países desarrollados y en los subdesarrollados. Tras esta breve introducción, el segundo epígrafe introduce una primera tipología de las distintas medidas de política ambiental, distinguiendo aquellas basadas en el enfoque de la regulación, de las basadas en los denominados instrumentos económicos. El tercer epígrafe analiza un tema de gran importancia en este contexto: los requerimientos de información que implica una política ambiental acertada, y lo que se puede ir haciendo en el caso, más que probable, de que el responsable público no cuente con ella. Volviendo a la tipología presentada en el anterior, el cuarto epígrafe pasa revista a las ventajas e inconvenientes de la normativa ambiental, mientras que los tres siguientes hacen lo propio con algunas de las figuras más representativas de los instrumentos económicos: la tributación ambiental, los sub-
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sidios y los incentivos al comportamiento ambientalmente beneficioso. El octavo epígrafe introduce en el estudio uno de los instrumentos económicos más novedosos y controvertidos: los permisos de emisión, o contaminación, negociables. El último epígrafe ilustra la experiencia de política ambiental en dos países latinoamericanos: Chile y Colombia. Como es habitual, acto seguido aparecen el resumen y la nota para consultas adicionales que, sin embargo, no cierran el capítulo. En efecto, y dada su gran importancia, éste concluye con un Anexo dedicado al Protocolo de Kioto.
9.1. POLÍTICA ECONÓMICA Y POLÍTICA AMBIENTAL Antes de comenzar el análisis de las distintas posibilidades que ofrece la política ambiental, conviene mencionar, así sea de pasada, el hecho de que ésta se inscribe en un contexto en el que el Estado busca simultáneamente conseguir un amplio conjunto de objetivos sociales para mejorar el bienestar de la población. Una parte importante de estos objetivos sociales caen de lleno en el campo económico: eliminación del desempleo, elevación de las tasas de crecimiento, control de la inflación, etc. De ellos se ocupa la política económica, en términos generales. La política ambiental, por tanto, ha de coexistir con una política económica, más o menos activa, que busca conseguir los objetivos mencionados. En los países adelantados, debido a la amplitud que ha adquirido la conciencia social sobre los problemas ambientales y la importancia que se les otorga en términos relativos, la necesidad de una coexistencia y coordinación de estos dos tipos de política gubernamental es ampliamente reconocida, y así se expresa en la práctica. La política ambiental ha adquirido en estos países, por tanto, un estatus independiente y claramente diferenciado1. En este caso, es importante analizar, con respecto a la coordinación apuntada, las consecuencias económicas de la política ambiental: éste será el enfoque seguido en el presente capítulo. En países de menor desarrollo relativo, sin embargo, la conveniencia de una política ambiental plenamente autónoma e independiente no es percibida con tanta claridad. La razón, probablemente, estribe en la urgencia relativa con que se contempla la necesidad de resolver problemas que tienen que ver con las demandas más básicas de una parte considerable de la población, y con la no percepción de la existencia de toda una serie de vínculos que ligan la resolución de estos problemas en el medio y largo plazo con la salud de la biosfera. Por ello los objetivos ambientales suelen quedar subordinados a los objetivos más inmediatos del crecimiento, la política de desarrollo es la que adquiere el papel protagonista, y el principal avance en este terreno ha consistido en convencer a los responsables políticos y a las instituciones de la necesidad de incorporar las consecuencias ambientales de las distintas medidas de política económica. Éste será el enfoque que se adopte en el Capítulo 12.
9.2. POLÍTICA AMBIENTAL: TIPOLOGÍA La primera posibilidad con la que se encuentra la Administración es la de intervenir directamente en la corrección de algún desequilibrio ambiental, invirtiendo sus recursos en este cometido a través, por ejemplo, de la realización de determinados proyectos 1 Desde el punto de vista institucional, esta independencia queda reflejada, bien en la existencia de un órgano independiente de la Administración encargado de la política ambiental, bien en la exigencia de una coordinación horizontal en cuanto a la incidencia ambiental de las políticas adoptadas por los distintos órganos sectoriales (Ministerios, órganos de la administración territorial, etc.).
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públicos: tratamiento de residuos, instalación de pantallas antirruido, construcción de una línea de metro. Ahora bien, el tema que interesa en este capítulo no es el de una eventual acción correctora del Estado, sino el de una intervención pública que vaya al corazón de los problemas, tratando de modificar el comportamiento (racional, en función de la información procesada) de los agentes que causan la degradación ambiental. Enfrentado, por tanto, al problema de corregir el comportamiento individual de los distintos agentes responsables del deterioro ambiental, el administrador público cuenta con una amplia gama de posibles medidas. La primera, cuya importancia no puede desconocerse, es la provisión de información, tanto a las empresas como a los consumidores, sobre posibilidades tecnológicas, insumos alternativos, sustituibilidad en el consumo, etc. En segundo lugar, la persuasión, campo en el que se incluiría la sugerencia a los sectores afectados para que analicen la posibilidad de alcanzar acuerdos voluntarios con respecto a la consecución de determinados objetivos ambientales, así como la invitación (a través de la publicidad, por ejemplo) a cambiar determinados estilos de vida y consumo. En el capítulo correspondiente a la incidencia de las variables ambientales sobre la estrategia de las empresas se profundizará en el análisis de estas dos primeras medidas. Agotadas éstas, sin embargo, la Administración puede verse obligada a intentar modificar el comportamiento de los agentes causantes del deterioro ambiental utilizando medidas que introduzcan un mayor grado de coerción. Este segundo grupo de alternativas constituye el objetivo del presente capítulo. Buscando facilitar el análisis, se ha convertido en convencional clasificarlas en dos grandes grupos: las basadas en la normativa y los denominados instrumentos económicos.
9.2.1. Medidas basadas en la normativa En primer lugar, se encuentran aquellas medidas basadas en el enfoque denominado de «regulación y control» o, en términos más coloquiales, «ordeno y mando» (command and control). Como su nombre indica, suponen la imposición, por parte de la autoridad competente, de una determinada normativa que, en las condiciones establecidas, afecta a todos los agentes implicados por igual. El elemento esencial que caracteriza a estas medidas de regulación es que alteran, reduciéndolo, el conjunto de opciones al que se enfrentan los agentes económicos: determinadas alternativas ya no son legalmente viables. La prohibición del uso de la gasolina con plomo sería un ejemplo. Estas normas, como es natural, pueden ser de distintos tipos: — Estándares sobre productos. En este caso, el administrador público regula diversos aspectos de algunos bienes que tienen influencia sobre el medio ambiente. Esta regulación puede tomar la forma de una prohibición de su uso y consumo (por ejemplo, el amianto); del establecimiento de unos topes máximos con respecto al uso de determinadas sustancias en la composición del producto (plomo en la gasolina y en las pinturas, mercurio y etileno en los pesticidas, PVC en los juguetes, arsénico en los textiles). Pueden, asimismo, versar sobre sus características de eficiencia energética: automóviles (km recorridos por litro de combustible), electrodomésticos (consumo de agua o energía eléctrica); o emisiones: automóviles, maquinaria de construcción y de obras públicas (ruido, gases). — Normas sobre utilización de recursos naturales. En este grupo se contemplarían todas aquellas normas que regulan el acceso, la captación y la utilización de determinados recursos naturales, tanto renovables como no renovables: prohibi-
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ción de utilizar productos vírgenes (madera, por ejemplo), cuotas de captura de pesca, etc. — Estándares que regulan procesos productivos. En este caso, el regulador actúa sobre el proceso de producción de un bien o servicio determinado, restringiendo o prohibiendo el uso de determinados insumos productivos; limitando las emisiones al medio atmosférico, hídrico, o al suelo. Destacan en este epígrafe tanto la fijación de determinados estándares como la obligación de adoptar la llamada «mejor tecnología disponible», económicamente factible (BATNEEC: best available technology not entailing excessive costs). Cabría asimismo en este epígrafe la obligación de reciclar o valorizar energéticamente un determinado porcentaje de los residuos generados. — Normas de planificación y ordenación del territorio. El regulador reglamenta el tipo de actividades que se pueden desarrollar en un determinado territorio y las condiciones bajo las que pueden llevarse a cabo: zonificación, normas sobre edificación, actividades permitidas en un determinado entorno, niveles de ruido, delimitación de áreas para la extracción de determinados recursos, etc. Como puede comprobarse a la vista de la clasificación presentada, este tipo de normativa ambiental busca, esencialmente, garantizar la eficacia en la consecución de determinados objetivos ambientales, aunque el precio que se paga con ello es que, como se verá más adelante, no se toma en cuenta la eficiencia con que se obtienen dichos logros2.
9.2.2. Los instrumentos económicos La característica fundamental de los llamados instrumentos económicos es que, a diferencia del enfoque anterior, basado en la imposición o prohibición de un determinado comportamiento, permiten al agente afectado elegir entre degradar el medio, pagando un precio por ello; o, en su caso, no hacerlo, y recibir la recompensa económica correspondiente. Pueden agruparse, a su vez, en tres grandes grupos (Hanley et al., 1997, Capítulo 3; OCDE, 1994, Capítulo 2): a) Instrumentos basados en la actuación vía precios. La esencia de estos instrumentos es la introducción de un precio ligado a la conducta que se quiere favorecer o desestimular: el agente puede contaminar, pero paga por ello; introduce una tecnología menos contaminante, y recibe a cambio una subvención. Destacarían entre ellos: — Impuestos, cánones y tasas: a las emisiones de sustancias contaminantes; a la utilización de determinados insumos; o al consumo de determinados productos; por el vertido de determinadas sustancias; por los servicios prestados; sobre productos; o simplemente administrativos. — Subsidios, que pueden tomar la forma de subvenciones, créditos blandos o desgravaciones fiscales. 2
Recuerde el lector que se entiende por eficacia la medida en que se consigue un determinado objetivo, mientras que la eficiencia relaciona el grado de consecución de dicho objetivo con el coste que ello ha supuesto.
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— Sistemas de consignación y depósito, que tratan de reducir la generación de residuos, a través de los incentivos a su recogida controlada. — Sistemas que estimulan un comportamiento respetuoso con el medio ambiente: los gravámenes de no cumplimiento, que penalizan la transgresión de determinados límites, y los depósitos de buen fin, que se entregan a las autoridades competentes como garantía de cumplimiento de las exigencias ambientales. b) Instrumentos basados en la creación de mercados. En segundo lugar, el administrador público puede establecer determinadas reglas del juego con respecto a la calidad ambiental, y dejar que surjan a continuación los mercados correspondientes, para que los agentes afectados ajusten su conducta: — Por un lado, el mercado puede surgir debido a que el regulador introduce un racionamiento vía cantidad. En este caso, fija los niveles máximos de emisión admisibles de una determinada sustancia contaminante, en un área específica, y permite que los agentes negocien entre ellos con los permisos que él previamente ha distribuido. Son los llamados permisos de emisión negociables, de los que nos ocuparemos con más detalle enseguida. — Puede asimismo intervenir en mercados nuevos, o ya existentes, para mantener o estabilizar el precio de algunos productos clave, como, por ejemplo, los efluentes reciclables. — Finalmente, la propia labor del regulador puede propiciar la aparición o consolidación de un mercado de gran importancia: el de los seguros ambientales. Como puede comprobarse, el abanico de posibilidades es bastante amplio. De lo que se trata, por tanto, es de seleccionar, ante un problema ambiental dado, el conjunto de medidas que lo resuelva de la mejor forma posible. En este sentido, será conveniente comparar las distintas alternativas en función de cuatro criterios que, aunque en ocasiones interrelacionados, pueden separarse a efectos del análisis: — Eficacia. Es decir, el grado en que se consigue alcanzar el objetivo propuesto, sin causar problemas ambientales de otro tipo, en otro lugar, o en otro momento del tiempo (véase la nota de la página anterior). — Eficiencia. Interesa, asimismo, minimizar los costes de toda índole en los que incurre la sociedad para alcanzar el objetivo propuesto. Será fundamental, en este aspecto, analizar los gastos necesarios, tanto en búsqueda de información, como en vigilancia y control que cada medida supone. De igual modo, jugarán un papel muy relevante en este epígrafe los impactos que sobre algunas variables clave de la economía (empleo, tasa de inflación) tengan las medidas propuestas. — Flexibilidad. En un campo tan cambiante como el relativo a la problemática ambiental, en el que todos los días se descubren tanto nuevos problemas como nuevas posibilidades tecnológicas, es fundamental que las medidas seleccionadas puedan adaptarse con rapidez a cambios en la situación de referencia, y sin causar grandes trastornos en el tejido económico. Será clave, en este sentido, que la medida o instrumento adoptado involucre a un número reducido de autoridades y competencias, de tal forma que se facilite el proceso de cambio y adaptación.
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— Equidad. Las medidas de política ambiental, como es natural, tienden a perjudicar a unos sectores y a beneficiar a otros. El sentido de estos impactos, tanto directos como indirectos, puede ayudar a explicar el grado de aceptabilidad de las distintas medidas, por lo que no sólo por sí misma (que ya sería suficiente), sino en aras de la misma eficiencia, es conveniente contar con la información relativa a su impacto redistributivo. Conviene recordar, en cualquier caso, que los sectores afectados por las distintas medidas no son únicamente los consumidores (vía, normalmente, un incremento de precios), sino también los trabajadores y los accionistas de las empresas a las que van dirigidas.
9.3.
La Agencia Ambiental y el problema de la información
Comenzaremos el análisis de las distintas medidas, de acuerdo con estos cuatro criterios, partiendo de la base de que la decisión se adopta por parte de la autoridad correspondiente (la «Agencia Ambiental»), sin mayores precisiones. Esto supone pasar por alto dos problemas relevantes. — En primer lugar, el hecho de que tanto la eficacia de la medida, como su eficiencia, dependen en ocasiones del comportamiento de otras autoridades similares con distinto ámbito geográfico de competencias: en concreto, de si adoptan o no medidas paralelas. — En segundo lugar, prescinde de la problemática derivada de la compleja atribución de competencias sobre el medio ambiente, entre los distintos entes territoriales del Estado3. Dada la complejidad del tema y el carácter de este manual, no se abordará el análisis del mismo. Por otro lado, tampoco puede desconocerse el hecho de que las medidas adoptadas han de inscribirse en un marco institucional que ya ha entronizado algunos principios muy relevantes. En el ámbito de la Unión Europea se han consagrado tres criterios fundamentales: — El principio que debe regir idealmente las decisiones de sus miembros es el de que quien contamina paga: el primer principio PPP (polluter pays principle). 3 Problema particularmente complejo en un país como España, en el que las competencias relativas al medio ambiente se reparten entre cuatro niveles de autoridad territorial:
— La Unión Europea (UE). — El Estado español, responsable, entre otras cosas, de la normativa básica, de la coordinación entre la UE y las distintas CCAA, de la calidad del agua, de la gestión del dominio público, etc. — Las Comunidades Autónomas, responsables del desarrollo de las normas básicas, de la gestión de residuos y de la protección de los espacios naturales, entre otras competencias. — Los Ayuntamientos, que tienen a su cargo la regulación de actividades molestas, insalubres o peligrosas, el suministro de agua a la población y la gestión de residuos sólidos urbanos. El esquema anterior se complica con la aparición de algunos entes autónomos, como las Confederaciones Hidrográficas o los Parques Nacionales, con atribuciones propias. La disfuncionalidad de un sistema competencial como el apuntado, en un campo tan integrado como el del medio ambiente, se hace obvia en multitud de ocasiones.
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Este principio, también denominado contaminador-pagador, fue propuesto por la OCDE en 1972 e incorporado en el Acta Única de la Unión Europea. En España aparece recogido tácitamente en el artículo 45.3 de la Constitución, que establece la «obligación de recuperar el daño ambiental». — En segundo lugar, la importancia de la prevención frente a la remediación (el segundo principio PPP: prevention pays principle): actuación en la fuente, o al «comienzo de la tubería», no al final. — Finalmente, la necesidad de abordar el problema desde una perspectiva global e integrada, tanto en cuanto a los distintos medios naturales afectados, como al ciclo de vida completo del producto. Aunque la discusión que se plantea a continuación es independiente de estos principios, en el sentido de que no se encuentra condicionada por ellos, se hará referencia, cuando sea oportuno, a la concordancia de las distintas medidas estudiadas con aquellos principios.
9.3.1. La información necesaria El análisis sobre el nivel de contaminación óptimo, tal y como se definió en el Capítulo 2, debería proporcionar al responsable de la Agencia Ambiental la información necesaria para determinar el punto al que se quiere llegar en términos de calidad ambiental, ya que identifica un óptimo social. Como recordará el lector, este punto está caracterizado por la igualdad entre los beneficios marginales sociales de la producción de bienes y servicios que genera la degradación ambiental, y el coste marginal social total que la misma acarrea. Para poder determinar con precisión la localización de dicho punto, la Agencia Ambiental necesitaría conocer el valor económico de la pérdida de calidad ambiental que la actividad económica analizada representa. En el Capítulo 4 se presentaron los métodos que el análisis económico proporciona para abordar esta tarea. Como se pudo comprobar entonces, sin embargo, el nivel de utilización de estos métodos es todavía bastante incipiente, por lo que, en general, la Agencia no contará con una información previa que le permita diseñar sus objetivos de forma óptima. En este sentido, lo normal es que la Agencia se vaya fijando determinados objetivos de calidad ambiental por aproximaciones sucesivas, mediante el procedimiento de prueba y error, de forma que se vaya acercando al óptimo social, en un contexto de incertidumbre: tanto en lo relativo a los beneficios sociales de mejorar la calidad ambiental, como con respecto a los costes económicos de conseguirlo. La necesidad de flexibilidad mencionada en el apartado anterior también se aplica a este proceso. El segundo tipo de información relevante para la decisión de la Agencia es la relativa a los costes en los que han de incurrir los afectados por las medidas adoptadas, para adecuarse a lo dispuesto en ellas. Por ejemplo, las familias de una determinada zona pueden verse obligadas a sustituir su vieja caldera de carbón por una eléctrica, para seguir calentando la vivienda, cuando las autoridades municipales introducen una batería de medidas normativas para combatir la contaminación atmosférica; la empresa productora de componentes básicos para la industria farmacéutica no tiene más remedio que adoptar un sistema de recuperación de productos químicos, para mejorar la calidad de sus efluentes a la red de saneamiento, ante la presión de las autoridades correspondientes. En ambos casos, la adopción de estas medidas supone la asunción de un coste
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económico por parte de quien se ve forzado a adoptarlas4. Centremos el análisis en una empresa que, al producir o distribuir un determinado bien o servicio, genera unas emisiones contaminantes a la atmósfera, o al medio hídrico, que la Agencia quiere reducir. La empresa en cuestión deberá modificar su forma de hacer las cosas, y emitir una menor cantidad de contaminantes. Supongamos que se trata de una empresa propietaria de una planta productora de energía eléctrica, de una central térmica convencional que, al quemar carbón, emite SO2 a la atmósfera. Confrontada con la necesidad de reducir estas emisiones, la empresa podría adoptar alguna de las siguientes medidas: — Reducir su nivel de producción de energía eléctrica. — Modificar la fuente de suministro de carbón y adoptar otra, más cara, pero con un menor contenido en azufre. — Instalar unos desulfurizadores (scrubbers) que reduzcan las emisiones netas de SO2 a la atmósfera, capturándolas parcialmente en unos «lavaderos» apropiados. Como es natural, la empresa, cuando se vea obligada a ello, escogerá la medida, o combinación de medidas, menos gravosa para conseguir la reducción deseada. La selección de una u otra medida no es tarea sencilla y, dadas sus implicaciones a medio y largo plazo, está condicionada por la certidumbre que se tenga con respecto a la evolución de algunas variables en el futuro. A título meramente ilustrativo, piense el lector que el cambio de combustible a favor de uno con un menor contenido en azufre no comporta prácticamente costes de capital, de inversión, mientras que el scrubbing implica invertir algunos millones de euros como costes de capital. En cualquier caso, y una vez elegida esta combinación óptima desde el punto de vista financiero, lo normal es que cuanto mayor sea la reducción en las emisiones exigida, mayor será el coste en el que tendrá que incurrir la empresa. Esto es lo que queda reflejado en la Figura 9.1. En el eje vertical se mide el coste monetario, para la empresa A, de reducir las emisiones de una sustancia contaminante (C); en el eje horizontal, el nivel de emisiones que la empresa genera (E). La curva RARA representa el coste marginal de abatimiento, el coste de reducir la contaminación en una unidad adicional que, como se acaba de indicar, lo normal es que sea tanto mayor cuanto mayor es la reducción en los niveles de emisión requerida. La interpretación de la figura es sencilla. En ausencia de una intervención pública, el nivel de emisiones de la empresa será OE0, ya que no está interesada en incurrir en coste alguno para reducir la aparición de una externalidad negativa que no afecta a su cuenta de resultados5. Si, ante esta situación, la Agencia Ambiental impusiera un tope máximo a sus emisiones, tal como E*, el coste total en el que incurriría la empresa en cuestión vendría dado por el área del triángulo E0E*P*, siendo el coste marginal de abatimiento, de reducir la emisión de una unidad adicional de SO2, OC*. 4 Prescindimos, por el momento, de la posibilidad de que la adopción de dicha medida se traduzca, finalmente, en un beneficio financiero para quien la adopta, caso bastante frecuente en el segundo de los ejemplos mencionados; o de la familia que comprueba que el coste del doble acristalamiento de sus ventanas, adoptado para aislarse de una fuente molesta de ruido, se recupera rápidamente a través de la disminución de los gastos de calefacción. Una oportuna información combinada, si es necesario, con el acceso a fuentes de financiación adecuadas, constituiría en este caso la política ambiental óptima. Este sería un ejemplo de lo que en la terminología anglosajona se denomina una opción win-win (ganador-ganador), ya que se obtienen beneficios en los dos campos: el ambiental y el económico. 5 Suponemos que la empresa no tiene una imagen de marca que defender y, por tanto, no experimenta ningún perjuicio, directo ni indirecto, de sus emisiones a la atmósfera.
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C RA
C*
P*
RA 0
E*
E0
E
Figura 9.1.
Los costes de abatimiento dependen de muchos factores: de la disponibilidad de tecnologías más limpias, de su coste y facilidad de adaptación; de la posibilidad de sustituir determinados insumos productivos; de la existencia de empresas especializadas que pudieran abaratar los costes (empresas de recogida y reciclaje de residuos, por ejemplo), etc. En cualquier caso, la información que contienen las curvas del coste de abatimiento, como la representada en la Figura 9.1, es fundamental para la Agencia Ambiental: de estos costes depende el impacto sobre la competitividad de las empresas, los precios, el empleo, de las medidas que se puedan adoptar. Observe el lector la Figura 9.2. En ella se encuentran dos de estas curvas. Si la situación es tal como la representada en la Figura 9.2 (a), la diferencia entre restringir las emisiones de la empresa analizada hasta E**, en lugar de E*, no es muy grande: de hecho, esta empresa se enfrenta a unos costes de abatimiento casi constantes. Es probable que exista una tecnología o una nueva fuente de insumos productivos que le permita, por un coste dado, reducir todas sus emisiones: por ejemplo, adquiriendo un carbón más costoso, pero con un menor contenido en azufre. Por otro lado, si la situación es como la representada en la parte (b), la diferencia es sustancial: puede significar que, ante la necesidad de incurrir en unos costes suplementarios dados por el área E**E*P*P**, la empresa no pueda sostenerse en el mercado. La empresa, en este caso, encuentra medios relativamente poco costosos para reducir un tramo sustancial de su nivel de emisiones, pero a partir de un punto estas posibilidades se agotan, y cualquier reducción adicional se hace progresiva y exponencialmente más costosa. Es el caso, por ejemplo, de una central térmica que ya ha agotado las posibilidades de sustitución del carbón nacional por otro, importado, menos contaminante: el siguiente paso involucra una modificación tecnológica que, en función del diseño original, puede resultar prohibitiva. En definitiva, la Agencia Ambiental necesitaría conocer, idealmente, tanto el óptimo social desde el punto de vista de la contaminación, como el coste en el que incurriría la sociedad (las empresas afectadas, en primer término) para conseguirlo: de hecho, ambos aspectos se encuentran estrechamente relacionados, ya que el segundo condicionará
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a)
b)
C
C
RB
RA P** P* RB
RA 0
E** E*
E
0
E** E*
E0
E
Figura 9.2.
parcialmente al primero. No es de esperar que cuente con la información necesaria para conocer el nivel de contaminación óptimo, por lo que probablemente haya de conformarse con fijar una serie de objetivos mínimos, que podrá ir reforzando a la vista de sus implicaciones sociales y económicas. Estos objetivos serán, normalmente, de dos tipos: — Alcanzar una determinada reducción, especificada cuantitativamente, en las emisiones de una sustancia contaminante concreta. Es, por ejemplo, el camino seguido, como se verá más adelante, en las leyes sobre calidad del aire (Clean Air Act) de la Administración norteamericana. — Mejorar la calidad global de un recurso ambiental o natural específico, con base en el análisis de un grupo de indicadores: por ejemplo, elevar la calidad del agua de un río hasta alcanzar un estándar prefijado (en términos de DBO, coliformes, etc.). Todo ello sitúa a la Agencia Ambiental, por tanto, en un terreno en el que deberá introducir criterios de coste-eficiencia, más que de coste-beneficio, y en el que la información relativa a los costes de abatimiento es probable que la posea, si es el caso, la empresa afectada, pero no la Agencia, lo que introduce una asimetría muy relevante a la hora de escoger la mejor combinación de medidas ambientales. Con las limitaciones apuntadas, pues, con respecto a la información disponible, pasamos a analizar con más detenimiento las diversas opciones con las que cuenta la Agencia Ambiental para buscar la solución de algún problema concreto de esta naturaleza.
9.4. LA NORMATIVA AMBIENTAL: VENTAJAS E INCONVENIENTES La normativa ambiental ha sido, tradicionalmente, el medio de intervención utilizado por la Administración para tratar de corregir los principales desequilibrios medioambientales. Con el paso del tiempo, y como se verá enseguida, el abanico de posibilidades de intervención se ha ido ampliando considerablemente. Sin embargo, y con inde-
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pendencia de otro tipo de consideraciones, la normativa ambiental es ineludible, al menos, en dos contextos diferentes: En primer lugar, en la definición misma de lo que constituye una degradación del medio ambiente. El principio de que quien contamina paga, en efecto, adquiere operatividad únicamente cuando se define con precisión la existencia de una actividad contaminante. Ahora bien, de acuerdo al Diccionario de la Lengua Española, contaminar no es otra cosa que «alterar, dañar alguna sustancia o sus efectos, la pureza o el estado de alguna cosa», mientras que el Vocabulario Científico de la Real Academia de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, define la contaminación como «la alteración nociva de las condiciones normales de cualquier medio por la presencia de agentes físicos, químicos o biológicos, ajenos al mismo» y la contaminación ambiental, en concreto, como la «contaminación de los medios naturales en grado tal que pueda resultar perjudicial para las personas, animales, plantas u objetos, produciendo un deterioro en la calidad de vida»6. Planteado de esta forma el problema, prácticamente no hay actividad humana que no sea contaminante: cultivar un terreno ciertamente altera el ecosistema, su pureza y estado, y resulta perjudicial para animales, plantas e incluso para ciertas personas, que preferirían verlo en su estado natural y, como resultado de ello, ven reducida su calidad de vida. Sin embargo, la sociedad ha decidido que quiere alimentarse, urbanizarse y desplazarse; y asigna el espacio, en consecuencia, con estos propósitos: para viviendas, infraestructura de transporte, agricultura, etc. Esta ordenación previa del territorio, a través de la normativa correspondiente, es no sólo un reflejo de la voluntad social, sino la que permite hacer operativo el principio de que quien contamina paga. En efecto: ¿contamina quien construye una vivienda unifamiliar en un terreno previamente declarado urbanizable? Al otorgarle dicha calificación al terreno, con todas las restricciones que se quiera, ¿no ha decidido la sociedad que ésa es precisamente la que se consideraría su condición «normal»? Un automóvil circulando por la carretera o una aeronave en su maniobra de aproximación al aeropuerto generan, indudablemente, ruido. Este ruido se traduce en un deterioro de la calidad de vida de las personas afectadas: básicamente las que se encuentran, o tienen su residencia, en los márgenes de la carretera, o dentro del contorno de la huella sonora del aeropuerto. Ahora bien, es difícil, hoy por hoy, impedir que los automóviles, y no digamos las aeronaves, hagan ruido. Por ello, la carretera y el recinto aeroportuario requieren de una serie de servidumbres en su entorno, que reflejen este hecho: la incompatibilidad manifiesta de sus operaciones normales con la presencia de núcleos habitacionales en su alrededor. Si la sociedad ha decidido, libre y democráticamente, que quiere disfrutar de las ventajas del transporte aéreo y por carretera, ha de poner los medios para ello, incluida la afectación de una parte del territorio a estos menesteres. La contaminación, acústica en este caso, requiere de la presencia de un receptor. Una correcta ordenación del territorio, una normativa adecuada, debería haber imposibilitado en el límite la aparición del fenómeno mismo de la contaminación, al impedir la presencia de receptores7. Si, a pesar de todo, los receptores están ahí, y la contaminación se produce, ¿a quién debería aplicársele el principio de que quien contamina paga? 6 Diccionario de la Lengua Española, Real Academia de la Lengua, 21.ª edición, Madrid, 1992. Vocabulario Científico y Técnico, Real Academia de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, 2.ª edición. Madrid, 1990, Espasa Calpe. 7 Prescindimos, para no complicar el ejemplo, de las personas que trabajan en el sector y no pueden, lógicamente, desaparecer. Lo normal es que éstas no sólo tengan una protección especial frente al fenómeno contaminante, sino que reciban una compensación, generalmente salarial, por ello.
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La normativa, por tanto, ha de reflejar unas determinadas preferencias sociales con respecto a la calidad ambiental y al uso de los recursos naturales y ambientales, que permitirá definir con mayor precisión qué puede ser considerado como contaminación, como una agresión injustificada al medio, en términos operativos, y quién ha de ser identificado como responsable de la misma. En segundo lugar, la normativa debe proteger aquellos derechos que se consideran fundamentales o prioritarios, y que la sociedad no quiere ver amenazados bajo ningún concepto: básicamente el derecho a la vida y a la salud, o el derecho a la preservación del patrimonio natural, histórico o cultural. La normativa, en definitiva, protege una serie de valores superiores, no permitiendo la posibilidad de atentar contra ellos a cambio de pagar un precio. Nótese que el primer papel que desempeña la norma en este caso, estrictamente complementario con el anteriormente mencionado, es el de dar un contenido concreto a declaraciones generales que requieren de este tipo de precisiones. La afirmación de que toda persona tiene derecho a la salud no impide, sin embargo, que vehículos públicos y privados circulen por calles y carreteras emitiendo sustancias contaminantes nocivas para la misma, generando ruido y elevando el riesgo de accidentes para personas que no tienen nada que ver con ellos. Lo anterior se traduce no sólo en un aumento de las molestias sufridas por los sujetos pasivos, sino en un incremento, grande o pequeño, de las tasas de morbilidad a que están expuestos: en una probabilidad positiva, aunque sea pequeña, de que se produzca una pérdida, en resumen, del nivel de salud que habrían alcanzado en su ausencia. Es por tanto una cuestión de grado, y compete a la norma, como expresión de la voluntad social, el definir los umbrales que no se deberían traspasar. Es así como distintas ordenanzas regulan la calidad del aire en el medio urbano, la prohibición de utilizar determinadas sustancias en productos o procesos productivos, el nivel máximo de ruido autorizado en zonas residenciales, la imposibilidad de realizar obras de ningún tipo en el entorno de determinados bienes patrimoniales, etc. Una vez definidos estos niveles mínimos a los que todo el mundo tiene derecho, la norma informa, en segundo lugar, de que no son negociables: el valor protegido, en circunstancias no excepcionales, está por encima del valor que se podría obtener vulnerando la misma. No es que sea mayor, sino que es un valor superior y, como tal, no comparable en términos económicos. En definitiva, la norma juega un papel esencial en cualquier caso, definiendo el conjunto de derechos que, con respecto a la calidad del medio ambiente y la biosfera en general, tiene el grupo social representado por ella. En segundo lugar, y una vez definidos estos mínimos, puede imponer un determinado tipo de comportamiento que garantice en la medida de lo posible su consecución cuando los valores defendidos son, por ejemplo, conceptuados como superiores. Sin embargo, y junto a este papel clave, el principal problema que presenta la normativa ambiental es que trata de igual forma a sujetos que se encuentran en condiciones de partida diferentes: más concretamente, agentes para los que el coste de abatimiento de la contaminación difiere, en ocasiones, sustancialmente. Desde una perspectiva estrictamente económica, esta situación es terreno abonado para la aparición de ineficiencias. En efecto, analicemos la Figura 9.3, en la que se presentan las curvas de coste de abatimiento de la contaminación, de dos empresas cualesquiera: RARA y RBRB. Podría tratarse, siguiendo con el ejemplo anterior, de los costes de reducción de las emisiones de SO2 de dos centrales térmicas: una nueva, con tecnología moderna y poco contaminante (RARA), y otra más antigua (RBRB). Si la Agencia Ambiental quisiera reducir a la mitad, pongamos por caso, las emisiones totales de SO2 en la zona, y suponiendo que, ante la ausencia de coste alguno, las dos empresas involucradas emitieran las cantida-
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C
C
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RB
RA
CB
CB
0
RB
RA
CA E*A
EA
E
0
E*B
EB
E
Figura 9.3.
des apuntadas (OEA y OEB), podría simplemente introducir una normativa que impidiera a cualquier operador superar el límite OE* [OE*A OE*B (OEA OEB)/2]. Ahora bien, si la Agencia Ambiental consigue que las empresas cumplan, ha logrado su objetivo, pero de una manera ineficiente. Ello es así porque la empresa B ha incurrido en un coste igual a OCB unidades monetarias para reducir el último gramo de SO2 emitido, mientras que a la empresa A, ese último gramo sólo le ha costado OCA eliminarlo. Si ese último gramo de emisiones de la empresa B fuera eliminado por A, el resultado global en términos de contaminación total sería el mismo, pero aparecería un ahorro de costes igual a OCB OCA. Los instrumentos económicos gozan de una gran ventaja de partida: garantizan que el coste marginal de reducir la contaminación es el mismo para todos. De esta forma garantizan la eficiencia, en el sentido de que no sería posible el ahorro de costes que se ha visto en el ejemplo anterior. Analicemos los casos más representativos.
9.5.
IMPUESTOS AMBIENTALES8
Continuando con el ejemplo anterior relativo a las emisiones de SO2 por parte de dos empresas eléctricas, supongamos que ahora, la Agencia Ambiental, en lugar de imponer un tope máximo, obliga a pagar una cantidad fija (t) por cada tonelada de SO2 emi8 La terminología, en este campo, es doblemente compleja. En primer lugar porque en la literatura se encuentran indistintamente los términos impuestos o gravámenes ambientales, impuestos verdes, impuestos ecológicos, ecoimpuestos o ecotasas. A pesar de la existencia de leves diferencias de matiz entre unos y otros, en lo esencial son figuras idénticas (Gago y Labandeira, 1999, página 39). En segundo lugar, porque, en la práctica, estos impuestos adoptan distintas figuras, entre las que destacan:
— Los impuestos ambientales, caracterizados por su no afectación (es decir por su no asignación a un propósito determinado). — Las tasas, que van dirigidas a la financiación de un determinado servicio público. — Los cánones, que tradicionalmente han hecho referencia al pago por el uso del dominio público. El término «impuesto ambiental», tal y como se utiliza en el presente texto, es compatible con cualquiera de estas tres figuras.
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
tida a la atmósfera. En esta caso, la empresa propietaria de la planta tiene abiertas ante sí dos opciones: — Podría optar por no tomar ninguna medida de reducción de la contaminación, y pagar el impuesto correspondiente. — Alternativamente, podría ahorrarse total o parcialmente el pago del impuesto, introduciendo medidas como las contempladas un poco más arriba, y reduciendo así su carga contaminante. Como es natural, la empresa optará por aquella de las alternativas que le resulta más económica. Supongamos que tenemos dos empresas (A y B), cuyas curvas de abatimiento se reproducen en la Figura 9.4, y que la Agencia Ambiental quisiera fijar un impuesto tal como t* para cada unidad de SO2 emitida, de tal forma que lograra alcanzar el objetivo ambiental buscado. Aceptemos que dicho objetivo es un total de EE* emisiones. Si hubiera optado por introducir un estándar obligatorio, habría fijado las emisiones de cada una de las dos empresas en un máximo de EA,B: el lector puede comprobar el coste marginal de abatimiento que esta medida supondría para cada una de ellas y la ineficiencia que ello supone. Para determinar la cuantía del impuesto al nivel deseado, sólo tendría que sumar horizontalmente las dos curvas de abatimiento (de izquierda a derecha), obteniendo la curva RA B. Acto seguido, fijaría el impuesto en el punto en el que esta curva de abatimiento agregada fuera igual al nivel de emisiones objetivo (E*): este punto es el punto D, y el nivel de impuesto necesario para alcanzar el objetivo ambiental será t*. En efecto, la empresa A se encuentra ahora con la siguiente situación: de acuerdo a su curva de costes de abatimiento, le resulta más barato tomar medidas para no emitir la cantidad EEA* que pagar el impuesto. En el primer caso su coste sería EAEA* mientras que si tuviera que pagar los impuestos correspondientes, emitir esa cantidad de SO2 le costaría EFAEA* (el impuesto unitario 0t* multiplicado por el número de unidades emitidas EEA*), que es mayor. Por el contrario, para las cantidades 0EA*, pagar el impuesto le sale más barato que intentar no emitirlas. Luego el óptimo para la empresa consistiría en adoptar medidas de reducción de la
C
RA
RA B
t*
0
RB
D
A
B
E*
E*A
EA,B E*B
Figura 9.4.
F
E
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299
contaminación hasta dejar sus emisiones en un nivel 0EA*, y pagar el impuesto correspondiente por el resto. Ahora bien, lo mismo le ocurre a la empresa B, cuya curva de costes de abatimiento es RBRB: se situará en un punto tal como B, con un nivel de emisiones 0EB*, por el que pagará en impuestos la cantidad 0EB*Bt*, y con unos costes de reducción de su nivel original de contaminación EBEB*. Como la empresa B es más ineficiente a la hora de reducir sus niveles de contaminación (es la más antigua y la que utiliza una tecnología más contaminante y tiene por ello unos mayores costes de abatimiento), reduce en una menor proporción sus emisiones, y paga, por tanto, una mayor cantidad en impuestos. Lo importante, sin embargo, es que la anterior fuente de ineficiencia ha desaparecido: al ser el impuesto unitario el mismo para todos, el coste marginal de abatimiento (el coste en el que incurren para reducir la última tonelada de emisiones de SO2) es el mismo para todas las empresas, ya que es igual al impuesto que se ahorran. Se ha dado un paso importante, pues, en la dirección de una mayor eficiencia. La Agencia Ambiental fijaría, por tanto, el impuesto ambiental a un nivel t* y las empresas se adaptarían a ese coste, reduciendo sus niveles de emisión hasta donde les resultara más rentable que pagar el impuesto. La diferencia con el caso anterior, la norma, es que ahora la Agencia deja que la empresa elija entre contaminar, y pagar el precio correspondiente, o ahorrarse ese coste reduciendo voluntariamente su nivel de emisiones. Hasta aquí la teoría relativa a las ventajas, en términos de eficiencia, de los impuestos ambientales. Analicemos con algo más de detalle algunos aspectos adicionales de este sistema, que no sólo obligan a una mayor definición por parte de la autoridad que los establece, sino que descubren tanto algunos de sus inconvenientes principales, como ciertas ventajas adicionales: a) Incertidumbre sobre el total de emisiones Si la Agencia Ambiental conociera el coste social de la contaminación, así como los costes de abatimiento de los agentes contaminadores, tendría que fijar el impuesto de tal forma que el coste marginal de producción de energía eléctrica, por seguir con el ejemplo anterior, incluyendo los costes ambientales de las emisiones de SO2, se igualara a los beneficios marginales que contar con esas unidades adicionales de energía supone. Como lo probable es que desconozca tanto los costes sociales de la contaminación, como los costes de abatimiento de la misma para cada empresa, lo normal es que adopte unos objetivos mínimos en cuanto a los niveles de SO2 en la atmósfera aceptables, en función, por ejemplo, de su incidencia sobre la salud de la población, fije un impuesto a las emisiones (así como un programa de vigilancia, control y sanciones por incumplimiento) y, a la vista de la reducción de emisiones conseguida, lo ajuste gradualmente para ir acercándose al objetivo propuesto. El problema es que la Agencia, debido a su desconocimiento de las curvas de abatimiento individuales, no sabe, al fijar el nivel del impuesto, cuál será la reducción finalmente conseguida, por lo que tendrá que ir ajustando éste a la vista de los resultados. En el caso de la regulación, la Agencia sabe cuál será el nivel total de emisiones si la norma se cumple, pero desconoce el impacto que ésta tendrá sobre las empresas afectadas, con el agravante de que, tal y como se vio en la Figura 9.2, para algunas empresas puede resultar poco menos que irrelevante (A), mientras que a otras puede suponerles la imposibilidad de continuar en el mercado (B).
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
b) Impuestos a las emisiones o impuestos al consumo La Agencia, enfrentada al reto de reducir las emisiones de alguna sustancia contaminante, puede optar, en principio, por introducir un impuesto a las emisiones de dicha sustancia, o por someter a un impuesto el consumo (o la utilización) de determinados productos o insumos productivos, ligados a estas emisiones. Cada alternativa tiene sus ventajas e inconvenientes. Si el vínculo existente entre el consumo de un determinado producto (combustibles fósiles) y la emisión de sustancias contaminantes (CO2) está bien establecido, probablemente sea menos costoso gravar el uso de los primeros que la emisión de las segundas: más fácil de identificar y controlar. Sin embargo, en ocasiones, el impuesto sobre el uso de determinados productos no estimula la adopción de tecnologías más limpias, cosa que sí hace el impuesto sobre las emisiones. Por ello se recomendarían los impuestos sobre el consumo cuando las fuentes de contaminación son múltiples y difusas, difíciles por tanto de controlar, y no existen alternativas tecnológicas claras para la reducción de la contaminación «al final de la tubería». Restaría por tratar de evitar la posible sustitución de unos insumos contaminantes, gravados, por otros, igualmente contaminantes, pero exentos. c)
Eficiencia dinámica de los impuestos
En un contexto dinámico, los impuestos, y los instrumentos económicos en general, presentan una ventaja obvia sobre la normativa: estimulan la innovación y adopción de tecnologías más limpias. En efecto, comparemos el impacto relativo de un impuesto a las emisiones y la fijación de un determinado límite a las mismas, cuando aparece una nueva tecnología que abarata los costes de abatimiento. En la Figura 9.5 aparece la curva de costes de abatimiento de una empresa, RARA, semejante a las ya vistas con anterioridad. Supongamos que, en estas condiciones, la empresa pudiera optar por una nueva tecnología R'AR'A menos contaminante. Si la C RA
R´A
t*
P2
P0
P1 R´A 0
E**
E*
Figura 9.5.
RA E0
E
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Agencia Ambiental ha establecido un límite máximo a las emisiones E*, el ahorro de costes que a la empresa le supondría adoptar la tecnología menos contaminante vendría dado por la superficie E0P0P1, y la empresa seguiría emitiendo la cantidad establecida por la norma. Si, por el contrario, la Agencia hubiera establecido un impuesto t* por tonelada emitida, para conseguir el mismo objetivo, el ahorro que a la empresa le supondría adoptar la tecnología menos contaminante sería ahora igual al área E0P0P2, claramente superior, con el resultado añadido de que la empresa reduciría sus emisiones a E**. d) El doble dividendo de los impuestos ambientales Por otro lado, los impuestos ambientales cuentan con un elemento adicional a su favor: el doble dividendo. Éste es un punto ciertamente controvertido. Esquemáticamente podría resumirse como sigue: el sistema fiscal en su vertiente recaudatoria, se argumenta, tiende a generar ineficiencias en la economía, ya que distorsiona los precios relativos, enmascarando la información que éstos contienen y, en ocasiones, disminuyendo los incentivos al trabajo y a la inversión. El impuesto sobre las rentas salariales, por ejemplo, o las cotizaciones a la seguridad social encarecen artificialmente el precio de la mano de obra, al tiempo que reducen el atractivo de trabajar. Los impuestos ambientales son, por otro lado, una fuente de ingresos fiscales que, como tales, no sólo no gravan ninguna actividad beneficiosa, ni distorsionan ningún precio (por el contrario: ayudan a eliminar distorsiones en ellos), sino que permitirían, por el mismo montante, sustituir otras fuentes de ingresos públicos que sí tienen este carácter distorsionador. Éste es precisamente el doble dividendo (un caso de política win-win mencionada con anterioridad): los impuestos ambientales corrigen una externalidad ambiental negativa, y reducen las fuentes de ineficiencia del sistema fiscal. Conviene tener en cuenta, además, que la presencia del doble dividendo modifica el nivel óptimo de contaminación. En efecto: si éste se determina en el punto en el que los costes marginales sociales de la reducción de la contaminación se igualan a los beneficios marginales así obtenidos, el doble dividendo añade un beneficio adicional al derivado de la mejora en la calidad ambiental, lo que justificaría niveles mayores de reducción de la contaminación que los que se darían en su ausencia. e)
Asignación de los impuestos ambientales: la «compensación verde»
Para completar este aspecto positivo de los impuestos ambientales, se requiere que su recaudación sea no finalista, es decir, que vaya a los presupuestos generales del Estado sin ningún tipo de condicionamientos. Desde el punto de vista «político», se ha defendido la conveniencia de ligar la recaudación de los impuestos ambientales a inversiones que favorezcan el medio ambiente, a veces incluso en el propio medio que se degrada, ya que esta vinculación los haría más aceptables socialmente: una variante de la llamada compensación verde. Sin embargo, el coste que se paga con ello normalmente resultará elevado: en primer lugar, porque pueden existir desequilibrios ambientales más graves en sectores distintos del sujeto a imposición y, en segundo, porque las inversiones ambientales no tienen por qué ser las socialmente más rentables. La asignación de los impuestos ambientales vincula la inversión en un sector a la evolución de estos ingresos, sin ninguna consideración a los costes y beneficios sociales relativos de las distintas inversiones, lo que impide una asignación eficiente de los recursos públicos.
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Por todo ello es por lo que tanto la Unión Europea como la OCDE, con buen criterio, no ven con buenos ojos esta vinculación finalista9. f)
Impuestos ambientales con entrada y salida de empresas
Una vez alcanzado el equilibrio, la Agencia Ambiental se enfrentaría con un nuevo problema. En efecto, cuando el nivel fijado del impuesto es tal que se consigue el nivel de emisiones deseado, que la situación se mantenga estable dependerá de que no entren nuevos agentes contaminantes en el sector. Desgraciadamente, la Agencia no puede impedir la entrada de nuevas empresas que estén dispuestas a pagar los impuestos ambientales correspondientes, por lo que se vería obligada a ir elevándolos paulatinamente conforme empresas adicionales se van instalando con su correspondiente carga contaminante. g) Aspectos administrativos Finalmente, conviene decir algo sobre uno de los puntos más importantes para el éxito de la fiscalidad ambiental, pero menos susceptible de formalización: la estructura administrativa de los impuestos ambientales y su inserción en el sistema fiscal general. Las principales recomendaciones en este campo, producto quizá del más elemental sentido común, podrían resumirse en algunos puntos esenciales (OCDE, 1994): — Es aconsejable que los impuestos ambientales sean simples y transparentes. — Es preferible, en la medida de lo posible, adaptar impuestos ya existentes que crear impuestos nuevos: la adaptación reduce notablemente los costes de administración. — A pesar de que no sea la práctica habitual, los impuestos sobre cantidades (de emisiones, de consumo) son más recomendables que los impuestos ad valorem, sobre el valor de lo emitido o, sobre todo, consumido. — No son aconsejables los impuestos ambientales cuando los contaminantes no se mezclan uniformemente, y se producen problemas de concentración espacial y, o, temporal: se haría necesario, en ese caso, establecer impuestos «a medida», lo que encarecería notablemente los costes administrativos. — Los impuestos ambientales, por otra parte, serán tanto más eficientes desde el punto de vista de la reducción de la contaminación, cuanto mayor sea el abanico de posibilidades tecnológicas existente. — La facilidad de administración de los impuestos se ve sustancialmente favorecida cuando su devengo se puede integrar en prácticas habituales de las empresas (pago de insumos, por ejemplo), antes que requerir una operación específica para ello. Es difícil, todavía, llevar a cabo una evaluación comparativa de los impuestos ambientales, desde el punto de vista de la eficiencia en la consecución de unos determina9 Problema diferente es el de la neutralidad del sistema fiscal, y la incidencia que sobre ella pudieran tener los impuestos ambientales. Si por neutralidad se entiende la ausencia de distorsiones en los precios relativos por parte del sistema impositivo, los impuestos ambientales son neutrales, ya que no sólo no introducen ninguna distorsión adicional, sino que corrigen (parcial o totalmente) las existentes, aunque ello no garantice un acercamiento al óptimo (recuérdese el Teorema del Second Best). Si por neutralidad se entiende la constancia de la presión fiscal, la fiscalidad ambiental es neutral cuando aparece el doble dividendo ya mencionado.
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dos objetivos: hoy por hoy, la mayoría de los impuestos ambientales no han sido diseñados con el propósito de modificar el comportamiento del contaminador (y por tanto, reducir los niveles de contaminación), sino que han tenido una finalidad básicamente recaudatoria. Se ha tratado, en definitiva, de poder financiar con ellos (canon de vertido) las intervenciones necesarias para remediar la degradación ambiental (depuración del agua), antes que de prevenir y reducir esta misma degradación: los impuestos ambientales han sido escasamente disuasorios. Proceder de esta forma encierra un riesgo innegable: la recaudación que genera un impuesto ambiental es algo muy bienvenido por parte del administrador público que enfrenta una seria restricción presupuestaria. Ello le puede hacer perder de vista que la mejor señal de la efectividad de un impuesto ambiental es que su recaudación sea nula.
9.6.
SUBSIDIOS AMBIENTALES
Alternativamente, la Agencia Ambiental podría, en lugar de forzar a las empresas a reducir sus niveles de emisión mediante la introducción de normas, impuestos y sanciones, optar por ayudarlas a que adopten medidas de reducción de sus emisiones, a través de algún tipo de subsidio o financiación de los costes incurridos. Normalmente, estas ayudas toman alguna de las siguientes formas: — Subsidios directos para la adquisición de tecnología y equipos para la reducción de las emisiones contaminantes. — Concesión de créditos blandos (subvencionados) para la adquisición de tecnología menos contaminante. La ayuda puede venir dada por la aplicación de tipos de interés más bajos que los del mercado, períodos de gracia y de vencimiento más largos10. — Desgravaciones fiscales aplicables a la adquisición de equipos de reducción de la contaminación. Destacan, entre ellas, las provisiones para la amortización acelerada de equipos anticontaminantes. Desde el punto de vista de las empresas responsables de la contaminación, la utilización de los subsidios para mejorar los niveles de calidad ambiental es sumamente atractiva. No se puede decir lo mismo, como es natural, desde la perspectiva de la Agencia Ambiental: — En primer lugar, porque los subsidios producen un impacto negativo sobre el presupuesto público: en lugar de ingresar recursos financieros (impuestos), este sistema los consume. — En segundo lugar, porque los niveles finales de contaminación serán mayores que con el esquema impositivo. En efecto, aunque desde una perspectiva de estática comparativa podría probarse que un subsidio puede alcanzar el mismo nivel de reducción de la contaminación que el correspondiente impuesto, esto 10 En España, el antiguo Ministerio de Industria puso en marcha en 1989 el denominado Programa PITMA (Programa Industrial y Tecnológico Medio Ambiental) para el período 1990-1999, que ofrecía asesoramiento y ayuda financiera a las empresas para la adopción de tecnologías más limpias, adquisición de los equipos necesarios y formación de personal. En 1996 fue transferido al Ministerio de Medio Ambiente. En 1997 fue sustituido por la Iniciativa ATYCA (Iniciativa de Apoyo a la Tecnología, la Seguridad y la Calidad Industrial), de nuevo en el Ministerio de Industria y Energía (Ciencia y Tecnología).
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deja de ser cierto en un contexto dinámico. El motivo es que los subsidios reducen los costes de producción de las empresas, mientras que los impuestos los elevan, y ello puede frenar la salida de empresas del sector, inducir a otras nuevas a entrar y a las existentes a elevar sus niveles de producción11. — Finalmente, la concesión de subsidios a las empresas contaminantes para que reduzcan sus niveles de emisión, choca con el principio de que quien contamina paga, por lo que no está bien vista en ámbitos como la Unión Europea o la OCDE. Es importante señalar, en cualquier caso, que desde el punto de vista de la consecución de los objetivos ambientales, mucho más importante que las ayudas y subsidios aquí contemplados son los que reciben, directa o indirectamente, sectores que tienen una incidencia ambiental negativa notable. Tres son, en concreto, los que sobresalen en este terreno: la agricultura, el sector del transporte y el sector de la energía. Estos sectores son, en efecto, responsables de una parte fundamental de muchos de los problemas ambientales más graves con los que se enfrenta la sociedad: deforestación, contaminación de acuíferos y del medio hídrico en general, lluvia ácida, calentamiento global, etc. Ahora bien, estos tres sectores reciben, en términos generales, subsidios, directos e indirectos, en ocasiones muy elevados, que como tales se reflejan en la rentabilidad de sus empresas, el nivel de precios de sus productos, los volúmenes de producción y consumo y, consecuentemente, los niveles de contaminación. Sin pretender ser exhaustivos, cabría mencionar: — El sector agrícola tiende a encontrarse doblemente subsidiado. Por el lado de los precios de sus productos, gracias a la existencia de elevados niveles de protección arancelaria, junto con unos precios de garantía o de sustentación. Por el lado de sus insumos productivos, debido al hecho de que el consumo de muchos de ellos está también subvencionado, destacando sobre todo el caso del agua de riego: note el lector que ni siquiera la política del full cost recovery (recuperación total de costes) que está promoviendo la Unión Europea, y que se está bastante lejos de alcanzar, incluye todos los costes del agua de riego12. Lo mismo puede decirse, en el caso de algunos países subdesarrollados, de los fertilizantes y pesticidas (World Bank, 1992). — El sector energético convencional ha contado con tal volumen de ayudas y subvenciones en todo el mundo (bastaría recordar las ayudas recibidas por el sector del carbón) que, cuando hace ya bastantes años se decidió en el Estado de California impulsar el sector de energías renovables, la respuesta unánime de los afectados fue bien sencilla: estas energías no necesitarían de ningún tipo de ayuda para ser competitivas, si a la energía convencional se le retiraran todas las que ha recibido y sigue recibiendo. A veces estas ayudas pasan casi desapercibidas, pero no por ello son menos importantes: en el ámbito de la Unión Europea, por ejemplo, las centrales nucleares responden del daño que pueda causar cualquier accidente en sus instalaciones, pero sólo hasta un determinado montante (que, a 11 Es más, la promesa de un subsidio puede mantener abiertas operaciones que no resultaban rentables: es el caso, por ejemplo, del agricultor que declara que su intención era cultivar una parcela de tierra, simplemente para cobrar el subsidio por no hacerlo, a sabiendas de que en ningún caso lo hubiera hecho. 12 Sobre la incidencia que esta política tendría sobre la rentabilidad de los distintos cultivos en España, el lector interesado puede consultar el excelente trabajo de Sumpsi, Garrido y otros (1999).
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decir de los expertos, no cubriría sino las minutas de los abogados de los litigantes). A partir del mismo, la responsabilidad recae en el Estado en el que se encuentra ubicada, y superado este segundo umbral, en la Unión Europea. Como es natural, esta política abarata notable, y artificialmente, el coste de las pólizas de seguro que tienen que contratar las centrales nucleares, y que, de otra forma, hubieran tenido que repercutir en el precio de su energía. — El sector del transporte, por último, se beneficia de unas infraestructuras que se financian, en general, con cargo a los presupuestos generales del Estado (carreteras, calles, pasos elevados y subterráneos, señalización, policía de tráfico), y de unos precios de los productos energéticos que, si bien por un lado soportan una elevada fiscalidad, por otro no incluyen las externalidades ambientales negativas que su producción, distribución y uso comporta. Añádase a ello la presencia de deducciones fiscales a los costes de transporte, el tratamiento fiscal a los coches de empresa, el subsidio relativo a distintos usuarios del gasóleo, etc. En definitiva, si estos sectores dejaran de recibir las ayudas y subsidios que hoy por hoy disfrutan, se habría dado un paso muy importante a favor de la eficiencia y de una mayor calidad ambiental.
9.7. INCENTIVOS AL COMPORTAMIENTO AMBIENTALMENTE POSITIVO Se engloban bajo este epígrafe distintas medidas que se adoptan para tratar de estimular un comportamiento menos agresivo con el medio ambiente. Destacan entre ellas las siguientes: — Sistemas de devolución de depósitos. Mediante este sistema, como es de sobra conocido, se cobra un sobreprecio en algunos productos, que se devuelve al consumidor cuando éste retorna el producto mismo al fin de su vida útil (aceites lubricantes, batería de automóvil), o el envase en que lo recibió (bebidas refrescantes). Es una medida muy importante para abordar la problemática que plantea la generación de residuos sólidos urbanos (RSU). En este sentido, Shinkunama (2007) advierte que conviene diferenciar entre depósitos pagados en el momento de adquirir el producto, y los que se devengan al final de su vida útil, en el momento de llevarlos a la basura, para concluir que en una economía con bienes duraderos y no duraderos, los segundos son preferibles. — Tasas de no conformidad. Esta figura, combinación de subsidio y multa, es una a modo de tasa que se cobra, por parte de la Agencia Ambiental, cuando la empresa afectada ha superado los niveles de emisión legalmente fijados13. — Garantía de buen fin. Consiste esta figura en un depósito que ha de efectuar el agente que va a llevar a cabo una acción potencialmente contaminante o que 13
El mayor atractivo de esta figura, desde un punto de vista teórico, aparece cuando la Agencia Ambiental, en lugar de dirigirse a una empresa concreta, selecciona un problema ambiental en una zona determinada (por ejemplo, contaminación del agua en un tramo de río), fija unos determinados estándares de calidad ambiental para acabar con el mismo, y cuando dichos estándares no se alcanzan, selecciona al azar a una de las empresas potencialmente responsables, la sanciona con una multa superior al daño causado, y reparte la diferencia entre las restantes. Puede probarse que un sistema de esta naturaleza es teóricamente eficiente, e introduce los incentivos correctos entre las empresas, pero a la vista de lo arbitrario del procedimiento, es prácticamente imposible de implementar (Hanley, Shogren y White, 1997, página 80).
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puede suponer la degradación del medio, a favor de la Agencia Ambiental, y que le será devuelto cuando el riesgo haya pasado. Las garantías de buen fin poseen una ventaja evidente: la carga de la prueba recae sobre la empresa afectada, y no sobre la Administración, con el ahorro de costes de información que ello supone. Ahora bien, aceptando el hecho de que son imprescindibles en algunos casos (empresas que han ganado una licitación para la realización de obras de infraestructura particularmente arriesgadas para el entorno), presentan una serie de inconvenientes que no se pueden desconocer. En primer lugar, pueden representar un problema para aquellas empresas que no cuentan con la suficiente liquidez, y no tienen acceso sencillo al mercado crediticio. En segundo lugar, introducen un elemento de riesgo moral (moral hazard), ya que la Agencia Ambiental tiene un incentivo evidente en sostener, aunque ello no sea así, que se ha producido un quebranto del patrimonio ambiental, para no tener que devolver el depósito.
9.8. PERMISOS DE EMISIÓN NEGOCIABLES Supongamos ahora que la Agencia Ambiental, en lugar de introducir un impuesto a la emisión de sustancias contaminantes, confiando con ello en reducir su cuantía, decide en primera instancia la carga total que puede absorber el medio de que se trate, y concede a los agentes emisores permisos individuales para emitir ese montante facilitando, al mismo tiempo, que esos permisos se intercambien libremente bajo determinadas condiciones. Por ejemplo, en un intento de controlar las emisiones totales de SO2 en un área geográfica determinada, la Agencia Ambiental podría proceder de la siguiente forma: — Determinar la cuantía total de toneladas-año de SO2 que, como máximo, va a permitir que se emitan en la zona, ya que de otra forma se crearían problemas ambientales inaceptables: lluvia ácida, impacto sobre la salud de las personas. — Crear unos permisos de emisión con un valor de, por ejemplo, una tonelada de SO2 cada uno, por un volumen total igual al máximo anterior. — Distribuir los permisos de emisión así creados entre las empresas contaminantes de la zona, a través de algún mecanismo de reparto previamente anunciado. — Permitir la emisión de SO2 a todos aquellos agentes que cuenten con los permisos correspondientes, prohibiendo cualquier emisión adicional, y sancionando a los infractores con la multa correspondiente. — Permitir el intercambio de dichos permisos entre los agentes interesados, siempre y cuando se produzca dentro de la zona de referencia. Actuando de esta forma, la Agencia conseguiría alcanzar el objetivo deseado, de nuevo, sin incurrir en la ineficiencia que, como se vio, acompañaba a la normativa14. El 14
De hecho, los permisos de emisión negociables surgieron, en la práctica, de la necesidad de resolver un problema similar al planteado. En 1970 la Administración norteamericana aprobó la ley sobre calidad del aire (Clean Air Act). De acuerdo a las provisiones de esta norma, los distintos Estados federales tenían que alcanzar un determinado nivel de calidad del aire. Pasado el período de transición correspondiente, las zonas que no hubieran conseguido este objetivo quedaban calificadas como «áreas de no consecución» (Non-Attainment Areas). El Congreso facultó a la Agencia para la Protección Ambiental (Enviromental Protection Agency, EPA) para prohibir en ellas la instalación de cualquier industria o actividad económica que pudiera empeorar todavía más la situación atmosférica. El problema aparecía al comprobarse que estas Non-Attainment
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resultado, en definitiva, va a ser muy similar al del apartado anterior. La razón es sencilla: aquellas empresas con elevados costes de abatimiento (como la que tenía las curvas RBRB) buscarán adquirir permisos, siempre que su precio esté por debajo de sus costes marginales de abatimiento, cosa que pueden hacer ofreciendo comprárselos a quienes quisieran vender. Por su parte, empresas como A, que tienen unos costes de abatimiento muy bajos (curva RARA) poseen unos permisos de emisión cuya rentabilidad, si los utilizan en su planta, no es muy alta: les ahorran unas inversiones (las necesarias para no emitir esa cantidad) muy pequeñas. Puede incluso que esta rentabilidad sea nula si la empresa en cuestión tiene un nivel de emisiones menor al que le otorgan los permisos. En este sentido, estará interesada en recibir ofertas: si le pagan por el permiso más de lo que a ella le costaría reducir las emisiones correspondientes, de acuerdo a su curva de abatimiento, le compensará vender. Al final, en cuanto vaya elevándose el número de empresas que se acercan buscando permisos, por un lado, y escuchando ofertas, por el otro, el mercado así formado tenderá a un precio único de equilibrio para estos permisos, que tendrá el mismo efecto que el impuesto: las distintas empresas se moverán a lo largo de su curva de abatimiento hasta que el coste de reducir la última tonelada de SO2 sea igual al precio de equilibrio del permiso. La situación será, de nuevo, y desde el punto de vista microeconómico, eficiente, ya que el coste marginal de abatimiento de todas las empresas es el mismo. La alternativa de los permisos negociables, sin embargo, tiene una ventaja relativa con respecto a la utilización de los impuestos. La entrada de nuevas empresas en el sector no agravaría el problema ambiental, como sí podía ocurrir con los impuestos, ya que el número de permisos de emisión es fijo. Simplemente, tendrían que adquirir los permisos necesarios, empujando probablemente su precio al alza. Por otra parte, también tienen algunas desventajas con respecto a sistemas alternativos de control de la contaminación, entre otras cosas, porque la presentación que se ha hecho de su funcionamiento ha sido muy esquemática, obviando una serie de problemas de cierta relevancia. Veamos los principales:
9.8.1. Volumen de permisos emitidos En primer lugar, la Agencia Ambiental tiene que decidir cuántos permisos de emisión va a distribuir entre las empresas contaminantes. La respuesta intuitiva es simple: el que sea compatible con el objetivo ecológico, o de calidad ambiental, perseguido. No puede olvidarse, sin embargo, que si la Agencia desconoce las curvas de abatimiento de las empresas involucradas (sus costes de reducción de las emisiones), no sabrá el impacto que su medida tiene sobre la supervivencia de estas últimas. Un número muy Areas, en general, eran zonas caracterizadas por la presencia de una industria pesada, obsoleta e ineficiente, muy contaminante, y en declive. Impedir la entrada de nuevas empresas, aun cuando éstas incorporaran una tecnología ambientalmente puntera (ya que, aunque pequeño, su nivel de emisiones seguiría siendo positivo), suponía condenar a estas zonas al estancamiento. Tratando de evitar este resultado, sin empeorar la situación ambiental, se introdujo en 1977 el «sistema de compensación» (offset system): se permitiría la instalación de cualquier empresa siempre y cuando adquiriera unos «certificados de reducción de emisiones» (emission reduction credits) por valor de un 120 por 100 de sus emisiones. Estos créditos (permanentes, cuantificables y exigibles) tendrían que adquirirse, por ejemplo, comprando alguna de estas viejas plantas en funcionamiento, y cerrándola o transformándola. De esta forma se conseguía no condenar a la región al atraso y a la decadencia industrial, permitiendo la renovación de su estructura industrial, pero sin agravar los problemas ambientales. Éste es el embrión de lo que luego se generalizaría como permisos de emisión negociables (Hanley, Shogren y White, 1997, página 136).
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reducido de permisos puede traducirse en un precio muy alto, en relación con la situación financiera de las empresas, y en que algunas de ellas no puedan pagarlo y tengan que cerrar. Una situación muy similar a la que se enfrentaba la Agencia a la hora de decidir el nivel del impuesto ambiental, aunque ahora sí conoce cuál va a ser el resultado final desde el punto de vista de la variable ambiental relevante (el volumen de emisiones). Cuenta en este caso, no obstante, con la ventaja de que este nuevo sistema ofrece una mayor flexibilidad. La Agencia, por ejemplo, podría comenzar por emitir un volumen de permisos algo superior al que recomendaría el objetivo ambiental perseguido, para no poner en peligro la supervivencia de algunas empresas. Si comprueba que, puestas en marcha las negociaciones, el precio resultante del permiso es muy bajo, y las empresas se están adaptando fácilmente, puede proceder a retirar algunos permisos. ¿Cómo? La forma menos traumática es, desde luego, comprándolos: nadie podrá acusarle de modificar las reglas del juego15. La desventaja, también obvia, es que esta medida repercute negativamente sobre el presupuesto de la Agencia. Ahora bien, no se puede perder de vista, en este contexto, que lo que las empresas contaminantes afectadas reclaman, en un mundo cambiante, difícil y competitivo, en el que tienen que tomar decisiones estratégicas para el medio y largo plazo es, sobre todo, unas reglas del juego claras, transparentes y estables. Sería muy contraproducente, en este sentido, anunciar unas medidas de política ambiental, un impuesto a las emisiones de una cuantía determinada, por ejemplo, para, acto seguido, modificarlo. Esto imposibilitaría la planificación estratégica de la empresa con respecto a su política ambiental: ¿se arriesgaría a embarcarse en una reestructuración profunda y muy costosa de su proceso tecnológico, pero necesaria para cumplir con la anunciada normativa ambiental, sólo para descubrir al cabo de un par de años que dicha inversión ha sido insuficiente, pero ya no hay forma de remediarlo (el impuesto ha subido, los estándares se han hecho más restrictivos); o que ha sido un despilfarro que compromete seriamente su competitividad (el impuesto se ha reducido, los estándares se han relajado)? La intervención en el mercado de permisos negociables posibilita una aproximación más flexible al problema de conseguir un nivel de calidad ambiental adecuado sin producir por ello unas consecuencias económicas socialmente inaceptables.
9.8.2. Acreditación de reducciones de emisión En segundo lugar, la Agencia ha de condicionar la entrega de nuevos permisos a un comportamiento claramente identificable. En este sentido, caben dos posibilidades. Por un lado, podrían otorgarse nuevos permisos a aquellas empresas o instituciones que reduzcan sus niveles de emisión por debajo de unos mínimos previamente establecidos. Así, por ejemplo, una empresa eléctrica que tiene asignado un cupo de emisiones de SO2 y que las reduce por debajo de este monto, podría reclamar que se le concedieran los permisos adicionales correspondientes, para poder negociarlos en el mercado y obtener una rentabilidad financiera con ello. Por otro, la concesión de nuevos permisos («créditos de reducción de la contaminación») podría ligarse al comportamiento de la empresa, o agente involucrado, con respecto a lo que hubiera sido considerado como 15 La compra de permisos de emisión para no utilizarlos, mejorando de esta manera los niveles de calidad ambiental por encima de lo dispuesto por las autoridades, es una práctica no infrecuente entre organizaciones ecologistas y de defensa de la naturaleza, y entre algunas empresas que quieren adquirir una imagen «verde».
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su evolución natural: es decir, se modeliza la evolución de las emisiones de cada agente contaminante con una perspectiva dinámica, y se recompensa con la acreditación de reducciones extraordinarias, traducibles en permisos negociables, cualquier desviación a la baja de las emisiones proyectadas. Como es natural, esta segunda alternativa es bastante más compleja de implementar, ya que obliga a simular lo que hubiera sido la situación de referencia, para premiar aquellas desviaciones, positivas para el medio ambiente, que no se hubieran adoptado en otro caso. Por ello, la literatura tiende a recomendar que la acreditación de nuevos permisos se vincule a reducciones constatables sobre un nivel de emisiones dado (baseline), y no sobre eventuales reducciones de una tendencia.
9.8.3. Mecanismo de asignación de los permisos Una vez acordado el volumen de permisos que va a emitir, la Agencia tiene que decidir cómo hacérselos llegar a las empresas. Varias son las posibilidades que podría utilizar: — Subasta. Éste es, en principio, el mecanismo más eficiente de asignación, ya que no sólo es compatible con el principio de que quien contamina paga, sino que permite alcanzar muy pronto el precio de equilibrio. Facilitaría, además, el proceso de ajuste suave (fine tunning) mencionado con anterioridad (introducir un volumen alto de permisos para no hacer excesivamente traumática la transición, y luego ir retirándolos mediante compra), ya que la Agencia contaría con los ingresos recibidos por la venta de permisos para luego ir recomprando los que considerara conveniente. — Asignación directa sin contrapartida. Si bien es cierto que la subasta es un mecanismo a primera vista tanto justo como eficiente, a veces no resulta fácilmente aceptable por parte de las empresas afectadas, ya que supone la introducción de unos costes ambientales que pueden resultarles difíciles de asumir, y difíciles también de aceptar por parte de sus trabajadores y accionistas. Por ello, y para facilitar por parte de este segmento de la opinión pública la adopción de medidas ambientalmente más agresivas, en ocasiones la Administración ha optado por repartir sin coste alguno estos permisos entre las empresas afectadas. Lo normal, para llevar a cabo este reparto, ha sido adoptar una política de «respeto a los mayores» (grandfathering), es decir, de reparto de los permisos entre las empresas ya establecidas, en proporción, por ejemplo, a sus niveles históricos de emisiones: la llamada «cláusula de anterioridad». Esta política, como es natural, favorece a las empresas más contaminantes, normalmente las más antiguas y obsoletas, que tendrán por ello mayores dificultades de adaptación. Es una forma de hacerles más aceptable un cambio que, quizá, introducido con un sistema más eficiente y justo (como el de la subasta, o un impuesto ambiental), hubieran resistido con todas sus fuerzas. No puede olvidarse, en cualquier caso, que la asignación directa de los permisos reduce el nivel óptimo de los mismos, ya que obliga a renunciar a uno de sus beneficios secundarios: el doble dividendo, ya mencionado, que la recaudación producto de la subasta de los mismos supondría para el sistema fiscal.
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9.8.4. Los permisos en el espacio y en el tiempo: bancos y burbujas La determinación del espacio geográfico en el que son posibles los canjes de permisos, y las negociaciones sobre eventuales reducciones voluntarias adicionales, son variables clave del sistema. Cuando los contaminantes controlados se mezclan uniformemente en el medio, y la localización geográfica de su origen es, pues, irrelevante para la solución del problema, no hay mayores inconvenientes en extender el funcionamiento del mercado de permisos de emisión hasta cubrir el territorio nacional, e incluso hasta cubrir todo el planeta. Esta ventaja se pierde cuando los contaminantes cuya cuantía se quiere reducir no se mezclan uniformemente, sino que generan problemas diferentes en función de su concentración en el espacio y en el tiempo. En este segundo caso, no tendría mucho sentido permitir a una empresa mantener, o aumentar, sus emisiones contaminantes en una zona en la que ya se han superado todos los niveles críticos de asimilación, a cambio de reducir estas mismas emisiones, o de comprar permisos, en zonas que se encuentran muy alejadas de estos umbrales críticos. Cuando existen problemas de concentración geográfica o temporal de contaminantes, es fundamental construir adecuadamente las «burbujas» dentro de las cuales ha de resolverse el problema, sin acudir a transacciones con el exterior. Lo mismo puede decirse con respecto a la utilización de los permisos en el tiempo. Lo ideal es que estos permisos puedan ser guardados cuando no se utilizan para su eventual uso en el futuro: depositados en el «banco» correspondiente. Sin embargo, y al igual que en el caso anterior, siempre y cuando ello no suponga reducir las emisiones cuando éstas no tendrían mayor incidencia, para liberarlas en momentos críticos. En cualquier caso, esta posibilidad de «depositar» los permisos no utilizados para su utilización futura ha sido señalada como una de las principales razones que explican el éxito de este sistema (Stavins, 1998).
9.8.5. Principales problemas de los permisos de emisión negociables Como es natural, una política ambiental basada en los permisos de emisión negociables ha encontrado desde sus comienzos una fuerte oposición. Si bien es cierto que con el paso del tiempo, y un mejor conocimiento de su funcionamiento, esta oposición se ha ido matizando considerablemente, permanecen una serie de inquietudes que vale la pena mencionar: a) Permisos de emisión negociables y poder de mercado En ocasiones, en efecto, al estar muy localizadas las fuentes de emisión que se quieren controlar y entre las que se establecería un hipotético intercambio, es prácticamente imposible evitar la utilización del poder de mercado que esta situación facilita. Por un lado, las empresas que reciben los permisos, si son pocas, pueden ejercer este poder de oligopolio para elevar el precio de los permisos, restringiendo su venta. Con ello consiguen, incluso, elevar las barreras a la entrada de eventuales competidores. La rentabilidad de este proceder dependerá, además de lo ya apuntado, de la estructura de costes de abatimiento de las empresas involucradas en las prácticas oligopolísticas. Cuando los costes marginales de reducción de las emisiones son inferiores al precio «competitivo»
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del permiso, la empresa está sacrificando una rentabilidad financiera inmediata al retenerlos y no sacarlos al mercado: la diferencia entre los costes marginales que se ahorra, y lo que hubiera ganado vendiendo el permiso. Desde el punto de vista ambiental, esta estrategia puede llegar a ser positiva, ya que obliga a las empresas que quieren operar en el sector, y no cuentan con los permisos correspondientes ni pueden comprarlos, a invertir en tecnologías no contaminantes. Una vez realizada esta inversión, el precio que se pagaría por el permiso de emitir se reduce sustancialmente, reduciéndose en correspondencia los niveles globales de emisión16. Las empresas poseedoras de títulos no pueden perder de vista esta posibilidad. Por otro lado, también puede presentarse la situación simétrica: un número reducido de empresas interesadas en comprar los permisos, que ejerzan su poder de monopsonio. Ahora bien, al igual que ocurría en el caso anterior, la empresa que adopta esta estrategia no desconoce que reducir artificialmente su demanda de permisos, para deprimir su precio, tiene como contrapartida la necesidad de incurrir en unos costes de abatimiento superiores a los que tendría que abordar si contara con los mismos. Desde el punto de vista ambiental, esto puede ser positivo, ya que induce a la adopción de tecnologías más limpias, pero no están claras cuáles podrían ser las ventajas de actuar de esta forma. En cualquier caso, los pocos ejercicios de simulación que han podido llevarse a cabo en este terreno tienden a mostrar que, aun en presencia de monopolio por parte de las empresas detentadoras de permisos, estos efectos no son cuantitativamente importantes, y el mercado de permisos de emisión negociables supone una forma eficiente de resolver el problema (Hanley, Shogren y White, 1997, página 144). b) El reconocimiento del derecho a contaminar Un segundo problema repetidamente puesto de manifiesto con respecto a este sistema es el hecho de que el establecimiento de unos permisos de emisión supone el reconocimiento del derecho a contaminar. Este reconocimiento de unos derechos de propiedad con respecto al medio ambiente en favor de los contaminadores genera un doble rechazo. Por un lado, el que emana de una postura ética contraria al reconocimiento de este tipo de derechos. En este sentido, los permisos despertarían un rechazo todavía mayor que la familia de impuestos y tributos ambientales analizados con anterioridad, ya que en este caso es la Administración la que da la impresión de retener el derecho a decidir quién puede contaminar, y bajo qué condiciones, mientras que cuando una empresa ha adquirido un permiso, parecería que ha adquirido el derecho correspondiente. Por otro lado, y ligado estrechamente con lo anterior, aparece el problema de que la emisión de estos permisos puede sentar un precedente con respecto al derecho 16 Si una empresa productora de energía eléctrica no puede aumentar las emisiones de SO2, se verá obligada a instalar un proceso de desulfurización (scrubbing) de sus emisiones, para eliminarlas en la medida de lo posible. Esta opción implica la necesidad de hacer frente a unos fuertes costes de inversión: 125 millones de dólares para una planta estándar de 500 megavatios (Schmalensee et al., 1998). Una vez instalada, sin embargo, lo que un permiso de emisión evitaría serían simplemente sus costes de funcionamiento, mucho menores: alrededor de 65 dólares por tonelada (íd.). Cuando la decisión no se ha tomado todavía, la empresa puede contemplar la posibilidad de adquirir unos permisos que le eviten la necesidad de adquirir los equipos de desulfurización: el precio que estaría dispuesta a pagar por ellos vendría dado por el valor presente neto de la rentabilidad de los fondos de capital que tendría que dedicar a esta inversión, más los costes de funcionamiento de la misma. Cuando la decisión ya se ha tomado, y la inversión es un hecho, el primer componente del precio que se pagaría por el permiso desaparece.
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a contaminar que haga posteriormente difícil ante los tribunales reducir el volumen de estos permisos cuando sea necesario. El problema no es trivial: La Clean Air Act Amendment aprobada en 1990 en los Estados Unidos, que se analizará enseguida, consideró conveniente introducir una salvaguarda en el sentido de que los permisos de emisión no implicaban el reconocimiento de un derecho de propiedad sobre el medio (Stavins, 1998). Se trata, por tanto, de una cuestión que ha de abordarse en el plano institucional, y que demanda una separación muy nítida entre un instrumento aparentemente eficiente de reducción de la contaminación y la cesión de los derechos de propiedad sobre el medio a favor de los agentes contaminantes. Lo primero no tiene por qué conllevar lo segundo. c)
Administración, vigilancia y control
En tercer lugar aparecen los problemas obvios que supone la puesta en funcionamiento del sistema, desde el punto de vista administrativo, legal, y de vigilancia y control. Los permisos de emisión negociables, de forma más marcada que en el caso de los impuestos ambientales, requieren de la creación de una serie de dependencias administrativas ad hoc, lo que supone un coste en recursos, tanto financieros como humanos, no desdeñable, y que debería tomarse en cuenta a la hora de llevar a cabo las comparaciones entre sistemas alternativos.
9.8.6. La experiencia de los permisos de emisión negociables en la lucha contra la lluvia ácida en Estados Unidos La escasez de experiencias existentes con los permisos de emisión negociables, producto de su muy corta vida también desde una perspectiva teórica, no aconsejan una evaluación global de su funcionamiento. Las opiniones sobre sus ventajas y desventajas relativas se fundamentan alrededor de las pocas experiencias cuya trayectoria ha sido lo suficientemente amplia como para permitir un primer esbozo de juicio de esta naturaleza. Entre ellas destaca la derivada de la Clean Air Act Amendment de 1990 en los Estados Unidos y, más concretamente, del Título IV de esta disposición legal. A continuación se presenta una descripción de la misma, y un análisis provisional de sus primeros resultados (Stavins, 1998; Schmalensee et al., 1998). El Título IV de la Clean Air Act Amendment se proponía como objetivo reducir para fines del año 2005 aproximadamente en 10 millones de toneladas las emisiones de SO2 a la atmósfera de 1980. Esto suponía reducir a la mitad las emisiones del año base, con lo que se confiaba resolver el problema de la lluvia ácida. A la vista de la experiencia positiva acumulada en etapas anteriores de aplicación de la ley, la Agencia (en este caso, la EPA) consideró conveniente acudir a los permisos de emisión negociables para abordar esta reducción. Los permisos de emisión negociables se repartieron entre las empresas afectadas en función de sus emisiones históricas (grandfathering), y la EPA se reservó un pequeño volumen (aproximadamente un 2 por 100 del total) para subastarlos. Los títulos así repartidos, o subastados, permitían la emisión de una tonelada-año, durante un período de cinco años. Una vez concedidos, los permisos podían ser utilizados, guardados o negociados en cualquier punto de los Estados Unidos. Ahora bien, aquellas empresas sorprendidas emitiendo cantidades superiores a las permitidas, se enfrentaban a sanciones de 2.000 dólares por tonelada en exceso. La Administración, por su parte, para garantizar el cumplimiento de las reglas del juego,
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invertía hasta un total de 124.000 dólares en la vigilancia y control de cada unidad de producción y emisión. Las previsiones de los expertos apuntaban hacia un precio de los permisos en la primera fase que estaría en el rango de 250-350 dólares por tonelada. Los resultados obtenidos quedaron algo por debajo de estas cifras. En la primera subasta, para los permisos de 1995, el precio quedó fijado en 131 dólares, mientras que las transacciones realizadas en los primeros años se movieron entre los 150 y los 200 dólares. En total, las empresas receptoras utilizaron entre un 45 y un 50 por 100 de los permisos recibidos, guardaron para su uso futuro alrededor de un 35 por 100, y vendieron el 15-20 por 100 restante. El hecho de que no todos los permisos se utilizaran y las emisiones totales fueran un 30-40 por 100 inferiores a las previstas se explicó por dos factores: — La rentabilidad de guardar los permisos, a la vista de la evolución previsible de sus precios en el futuro, en comparación con los tipos de interés. — La caída, no esperada, de los precios del transporte de mercancías por ferrocarril, que abarató sustancialmente el acceso a fuentes de carbón con un menor contenido en azufre, cuando las empresas habían ya sobreinvertido (a la vista de los acontecimientos) en desulfurizadores. Del total de las reducciones conseguidas, se estima que un 45 por 100 se debieron a la instalación de desulfurizadores, y el 55 restante a un cambio en el suministro de combustibles a favor de aquellos menos contaminantes. Al mismo tiempo, no se produjo la oleada de litigios y juicios que algunos autores habían pronosticado que se daría con la implantación del sistema. Bastante más complejo es el cálculo de las ganancias de eficiencia que el sistema de permisos de emisión negociables permitió, en su caso, conseguir. La dificultad fundamental estriba en la necesidad de modelizar una situación de referencia con la que comparar el coste global de la reducción conseguida: es decir, estimar cuál hubiera sido el coste de una reducción semejante, utilizando otros instrumentos de política ambiental. De acuerdo con Stavis (1998), el sistema de permisos de emisión negociables representó un ahorro de 1.000 millones de dólares anuales, en comparación con lo que hubiera supuesto conseguir la misma reducción, con un sistema de regulación y control (command and control). Por su parte, Schmalensee et al. (1998), mencionan la cifra de 225-375 millones de dólares anuales (entre un 25 y un 34 por 100 del coste anual), en comparación con un sistema de asignación de permisos sin posibilidades de negociación ulterior. Como puede comprobarse, en cualquier caso, se trata de una reducción de costes sustancial. ¿Por qué, a la vista de estos resultados, no ha tenido mayor aceptación, incluso en los Estados Unidos, el sistema de los permisos de emisión negociables? ¿Por qué, parafraseando el título de un excelente artículo sobre el particular, «el paciente no ha seguido las prescripciones del doctor»? (Hahn, 1989). Varias son las razones que se han apuntado para explicar esta aparente inconsistencia, y que hacen referencia a los intereses encontrados de los distintos grupos y agentes sociales envueltos en el proceso: — Por un lado, se afirma, las empresas prefieren la regulación tradicional, ya que se encuentran más capacitadas, y acostumbradas a influir sobre ella (lobbying), que sobre un nuevo sistema de control desconocido. — En el caso del Título IV que se está comentando, los sindicatos favorecían una normativa que obligara a la instalación de desulfurizadores, en lugar de un sis-
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tema de permisos que dejaba abiertas otras opciones a cada empresa, porque de esa forma se podría seguir utilizando el carbón local, más barato, pero con mayor contenido en azufre. — La Administración, por su parte, está compuesta por un cuerpo de funcionarios que no sólo es reticente a la introducción de cambios sustanciales en su forma de actuar, sino que está mucho mejor entrenado y acostumbrado a tratar con procedimientos administrativos y normativos, que con las variables propias del mercado, el análisis financiero y la elección. — El movimiento ecologista, en general, no ha visto con mucha simpatía la introducción del sistema de mercado como mecanismo de resolución de los problemas ambientales, teniendo en cuenta, sobre todo, el propio papel del mercado en el origen de muchos de estos problemas17. Por otra parte, y como ya se apuntó, el sistema de permisos de emisión parece reconocer un derecho a contaminar que estos movimientos no están dispuestos a aceptar. — Por último, los políticos encargados de diseñar un determinado tipo de estrategia ambiental, tenían dos razones para preferir la normativa al mercado. En primer lugar, el hecho de que la normativa, los estándares, garantiza la certeza del resultado en términos de calidad ambiental, mientras que esto no está tan claro con los permisos (debido a la posibilidad de transacciones geográficas y de guardarlos para un uso futuro), y mucho menos en el caso de los impuestos. En segundo lugar, porque los estándares ayudan a ocultar los costes de la reducción de las emisiones, cosa que no ocurre ni con los impuestos ni con los permisos, y que puede tener una repercusión negativa en determinados sectores de la opinión pública. Finalmente, porque en el contexto de una política de símbolos, la fijación de determinados estándares es más efectiva que algo tan incomprensible, e incluso tan sospechoso, como un mercado para negociar permisos de emisión de sustancias contaminantes. Los resultados obtenidos hasta ahora, sin embargo, así como una mejor comprensión del mecanismo de funcionamiento del sistema, de sus limitaciones y del tipo de problemas ambientales más susceptibles de ser abordados eficientemente con ayuda del mismo, han ido debilitando estas resistencias a su implantación, y es probable que en un futuro no muy lejano se asista a una utilización más intensa de los permisos de emisión negociables, y no sólo en los Estados Unidos. Con la provisionalidad que implica el análisis de una experiencia tan reciente, es probable que de la misma puedan derivarse una serie de conclusiones, con respecto al contexto más indicado para la aplicación de este instrumento económico: — Problemas ambientales generados por contaminantes que se mezclan uniformemente. — Problemas ambientales nuevos, en los que se encuentran pocos defensores del statu quo. — Situaciones caracterizadas por amplias diferencias entre las empresas involucradas con respecto a sus costes de abatimiento. — Situaciones caracterizadas por la incertidumbre con respecto a los costes de abatimiento de las distintas empresas. 17 La aceptación del aforismo debido a Joan Robinson que afirma que «el mercado no es un buen soberano, pero puede ser un excelente siervo», ha terminado por eliminar algunas de estas suspicacias.
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— Situaciones caracterizadas por la constancia de los costes marginales de abatimiento de las emisiones, y rápida caída de los beneficios marginales de las mismas. Si hubieran de extraerse, a modo de conclusión, algunas líneas maestras sobre el comportamiento relativo de los distintos instrumentos de política ambiental, en función de los criterios señalados al comienzo (eficacia, eficiencia, flexibilidad y equidad), y con lo que ello tendría de arriesgado, podría quizá aventurarse que los permisos de emisión parecen ser más eficaces que los impuestos en la consecución de los objetivos ambientales, salvo cuando los costes de abatimiento son conocidos. Dan la impresión, asimismo, de ser ligeramente más eficientes que los impuestos en aquellos casos que, por las características apuntadas con anterioridad, constituyen su campo natural de aplicación. Lo que no puede perderse de vista, en ningún caso, es que la bondad relativa de estos instrumentos, y de cualquier otro, dependerá, fundamentalmente, de la capacidad administrativa del ente encargado de ponerlos en práctica y de la consistencia del marco legal en el que se va a operar.
9.9. LA POLÍTICA AMBIENTAL EN AMÉRICA LATINA: ESTUDIO DE CASOS Vale la pena, para redondear las ideas presentadas a lo largo de este capítulo, analizar las dificultades que experimenta la puesta en marcha de una política ambiental digna de ese nombre, comenzando por las relativas al propio marco institucional en la que ésta ha de desenvolverse. Para ello se han escogido dos países representativos de la región y que se cuentan entre los más activos en este área.
9.9.1. Estrategia para el control de sustancias que agotan la capa de ozono en Chile En marzo de 1990 Chile ratificó el Protocolo de Montreal sobre sustancias que agotan la Capa de Ozono (SAO), comprometiéndose a una primera reducción en 2007, y a eliminar totalmente su consumo en 2010. En 1998 la Comisión Nacional de Medio Ambiente (CONAMA) decidió evaluar las opciones de política ambiental disponibles para cumplir estos compromisos. A continuación se examina el proceso que se siguió para ello. El consumo de las distintas SAO se corrige por el potencial de agotamiento de la capa de ozono (PAO)18 de cada una de ellas para identificar su impacto real. La sustancia más importante es el CFC-11, con un 38 por 100 del PAO, seguido por el CFC-12 (32 por 100) y el bromuro de metilo (BM; 22 por 100). Las demás sustancias tienen poco peso en el consumo PAO. Chile es básicamente un país importador de las distintas SAO. La importación de CFC está concentrada en pocas empresas mientras que, con respecto a los usuarios fi18
El potencial de agotamiento de la capa de ozono (PAO) de un compuesto es una medida de su capacidad para destruir ozono estratosférico. Es una medida relativa, definiéndose el PAO del CFC-11 como 1,0, y el de los demás compuestos con base en este punto de referencia.
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nales, cerca de un 55 por 100 del consumo se concentra en empresas grandes y medianas, y el resto se reparte entre empresas pequeñas, o con consumos eventuales, y técnicos de refrigeración. En total se estima que podrían existir más de 400 usuarios finales de CFC. En este contexto se plantean algunas preguntas ciertamente interesantes: ¿Qué atributos debería contemplar la autoridad ambiental a la hora de seleccionar instrumentos que permitan cumplir las obligaciones contraídas en el Protocolo? ¿Cuáles son los costes de cumplir con las reducciones comprometidas? ¿Supone una diferencia significativa el aplicar instrumentos económicos flexibles? Los instrumentos flexibles son, como se vio a lo largo de este capítulo, eficientes. Sin embargo, los reguladores también valoran otros atributos: eficacia, simplicidad administrativa, legal e institucional, y posibilidades de monitoreo, control y fiscalización. Para definir una estrategia de control de SAO se necesitaba estimar, en primer lugar, su consumo futuro. La incertidumbre con respecto a los efectos del Protocolo sobre precios y disponibilidad de SAO es muy elevada, por lo que se optó por desarrollar tres escenarios con respecto a la tendencia del consumo de CFC-11 y CFC-12 entre 1997 y 2010: — Escenario base: asume que el consumo de CFC crecerá a una tasa constante de 3 por 100 entre 1997 y 201019. A partir de 2010, y debido a la desaparición de la oferta exterior, motivada por las restricciones en los países productores, el consumo se hace cero. Este es el escenario de máximo consumo. — Escenario moderado: asume que las grandes empresas operando con CFC en 1998 dejan de utilizarlo el año 200020. En este caso el consumo de CFC cae en 26 por 100. Por otra parte, se asume que el resto del consumo de SAO sigue creciendo a un 3 por 100 anual. — Escenario optimista: supone que se otorgan subsidios de manera eficiente para facilitar la reconversión tecnológica de las empresas, y que éstas abandonan el consumo de SAO. Adicionalmente se asume que cuando los equipos que utilizan SAO llegan al fin de su vida útil, son reemplazados por otros que utilizan sustancias alternativas. Al proyectar los consumos esperados de SAO en cada escenario, se concluyó que Chile no iba a cumplir con sus obligaciones, y que era necesaria una estrategia para acercarse al escenario optimista. Adicionalmente, era necesario definir los instrumentos específicos que permitieran asegurar el cumplimiento de las metas de los años 2007 y 2010. A continuación se examinan las alternativas evaluadas, y los criterios de selección de las mismas. a) Evaluación cualitativa de las distintas opciones Con base en la experiencia internacional, y tomando en cuenta las características específicas del caso chileno, se consideró interesante evaluar cualitativamente cinco instrumentos de regulación: tres de regulación directa, y dos instrumentos económicos. Los 19
Tasa de crecimiento representativa del período comprendido entre 1994 y 1996. Supuesto razonable dado el interés manifiesto por abandonar el uso de SAO por parte de las empresas. 20
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primeros incluían normas de producto, que regulaban la producción e importación de productos que pudieran contener o haber sido fabricados con sustancias SAO; prohibición de importación de dichas sustancias o grupos de ellas; y cuotas de importación, que permiten que agentes autorizados importen un total máximo de dichas sustancias. Los instrumentos económicos considerados eran dos: una tarifa a las importaciones de productos SAO, equivalente a un impuesto a la importación; y un sistema de Permisos de Importación Transferibles (SPIT), que consistía en la asignación de permisos de importación libremente negociables entre los usuarios de estas sustancias. Con base en un proceso de consulta con expertos y reguladores se alcanzó una primera evaluación cualitativa de cada opción, que se resume en la Tabla 9.1. Como se puede comprobar en la misma, no hay ninguna opción dominante en todos los ámbitos de interés del regulador. Sin embargo, al comparar los SPIT con las cuotas de importación y las tarifas, aparecen ciertas ventajas. Si bien todas requieren una Ley, los SPIT son costes eficientes (cosa que no sucede con las cuotas) y eficaces (lo que no sucede con las tarifas). En particular reducen fuertemente la incertidumbre tanto para los usuarios como para el regulador. Además, la potencial aplicación de los SPIT, no parece despertar un rechazo por parte de la autoridad económica, mientras que la aplicación de una tarifa es más sensible. Por otra parte, la opción de prohibir de forma secuencial ciertas sustancias tiene el atractivo de ser fácil de implementar y de controlar. Considerando que la reconversión de la industria usuaria del CFC-11 presenta costes menores que los de las usuarias de CFC-12, debiera prohibirse primero el CFC-11 y luego el CFC-12. Las fechas de reducción relevantes son el 2005 (50 por 100) y el 2007 (15 por 100), por lo que es interesante generar y evaluar un escenario que cumpla, vía prohibiciones, con estas metas. Estas conclusiones generales se discutieron con el equipo de la CONAMA encargado de definir la regulación, y a partir de ellas, y las prioridades del regulador, se optó por evaluar cuantitativamente algunas de estas opciones: SPIT, prohibición adelantada (que permita cumplir en las fechas previstas con el Protocolo), prohibición, y normas de producto. b) Evaluación cuantitativa de las distintas opciones La Tabla 9.2 resume los costes de cada opción para los tres escenarios. Cabe destacar que, de acuerdo a las proyecciones, algunos de los instrumentos (los señalados con * y **) conllevan distintos grados de incumplimiento. En consecuencia, y como se observa, sólo los SPIT y las prohibiciones adelantadas permiten cumplir con las metas. El SPIT es el instrumento que logra cumplir las metas a un menor coste. Sin embargo, estos ahorros de costes no son muy significativos. Las conversaciones con las autoridades de la CONAMA señalaban, por otro lado, que este gasto adicional podría ser considerado como un «mal menor» si con ello se evitaba llevar la discusión al Congreso, lo que efectivamente se conseguiría en el caso de las prohibiciones adelantadas. Los responsables de la CONAMA tampoco estimaron como importantes los usos potenciales que no se podrían realizar en el caso de adelantar la prohibición de CFC-12 a 2007: no sería un problema si se anunciaba la prohibición con suficiente antelación. Finalmente, y a la vista de las evaluaciones cuantitativas y cualitativas, la CONAMA se inclinó por aplicar prohibiciones por sustancias, adelantando la de CFC-12 a 2007.
Tabla 9.1. Evaluación cualitativa de las opciones analizadas Alternativa
Coste/eficiencia
Eficacia
Facilidad legal
Facilidad de monitoreo y fiscalización
Aceptabilidad Para usuarios
Para regulador
Norma de producto
MEDIA. Es posible evaluar la coste-efectividad media de cada sector, pero no es posible incorporar variaciones de costes dentro de cada sector.
BAJA. No permite reducciones por debajo del 30 por 100 del consumo actual. Por tanto, no permite cumplir metas intermedias.
ALTA. Sólo requiere de un trámite administrativo.
BAJA. Es necesario fiscalizar los productos que pudieran contener sustancias controladas.
BAJA. Primeros productores afectados podrían considerarla discriminatoria.
MEDIA. A pesar de tener una alta facilidad legal, requiere manejo de gran cantidad de información técnica para hacerla coste-eficiente.
Prohibición de importacion de sustancias
BAJA-MEDIA. Poco flexible; no permite discriminar entre distintos sectores productivos con distinta coste-efectividad.
MEDIA. Obliga a reducir en exceso o a no cumplir las metas.
ALTA. Sólo requiere de un trámite administrativo.
ALTA. Sólo requiere control de importaciones de sustancias controladas.
BAJA-MEDIA. Primeros usuarios afectados podrían considerarla discriminatoria.
ALTA. Sencilla de aplicar.
Cuotas de importación de sustancias
BAJA-MEDIA. Depende de la asignación inicial, la que difícilmente es coste-efectiva.
ALTA. Se ajusta, por definición, a la meta establecida.
BAJA. Requiere ser aprobada en una ley.
ALTA. Sólo requiere control de importaciones de sustancias controladas.
MEDIA. Depende del mecanismo de asignación inicial.
BAJA. Requiere una ley.
ALTA. Por definición es coste-efectiva. Induce a los productores de menores costes a la reconversión.
MEDIA. Alta incertidumbre en el efecto de las tarifas sobre el consumo.
BAJA. Requiere ser aprobada en una ley.
ALTA. Sólo requiere control de importaciones de sustancias controladas.
MEDIA. Permite a los productores definir en qué momento realizar la reconversión, pero obliga a pagar por cada unidad utilizada.
BAJA Requiere ley y es incierta.
ALTA. Alta flexibilidad. Permite transar los derechos asignados.
ALTA. Se ajusta, por definición, a la meta establecida.
BAJA. Requiere ser aprobada en una ley.
MEDIA. Requiere control de importaciones de sustancias controladas, y adicionalmente el control de la transacción de permisos.
ALTA. Permite a los productores definir en qué momento realizar la reconversión y, si se regala inicialmente, no obliga a pagar por cada unidad utilizada.
BAJA. Requiere una ley y controles adicionales.
Tarifa a la importación de sustancias
Permisos de importación transferibles
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Tabla 9.2. Costes de las distintas opciones para cada escenario Escenario base
Escenario moderado
Escenario optimista
VPN (millones de dólares)
VPN (millones de dólares)
VPN (millones de dólares)
8,7** 11,4** 14,4
3,6** 2,9** 5,4
1,1* 0,8* 1,1
Prohibiciones: 2005-2010 Norma de producto SPIT Prohibiciones adelantadas: 2005-2007
18,8
11,0
4,9
* Leve incumplimiento. ** Incumplimiento significativo.
9.9.2. Instrumentos económicos para la política ambiental: el caso de Colombia21 La política ambiental en Colombia se remonta al comienzo de los años setenta del siglo pasado. En efecto, con la aprobación del Código de Recursos Naturales en 1974, se dio inicio a la formalización y estandarización de una serie de medidas que pretendían regular la explotación y manejo de recursos naturales renovables y no renovables con el fin de garantizar su sostenibilidad. La política ambiental colombiana se desarrolla plenamente con la Constitución de 1991, que plantea explícitamente la necesidad de que Colombia fundamente su desarrollo sobre la base de la sostenibilidad. En este sentido, la Ley 99 de 1993, crea el Ministerio del Medio Ambiente y define el marco general para el diseño de políticas relacionadas con la preservación de los recursos naturales y el ambiente. Con esta perspectiva se crea el Sistema Nacional Ambiental (SINA) que es la instancia que coordina las políticas tanto sectoriales como las políticas regionales y nacionales en materia ambiental y, en particular, de recursos renovables. En el ámbito regional, la política ambiental queda en manos de las denominadas Corporaciones Autónomas Regionales (CAR), mientras que a nivel nacional es el Ministerio al que le compete todo el diseño de los instrumentos y las medidas relacionadas con el medio ambiente. Con anterioridad a la Constitución de 1991, la política ambiental tenía un marcado sesgo normativo. Es decir, se basaba sobre prohibiciones y reglamentaciones complejas que, a la postre, no se lograban hacer cumplir por las dificultades presupuestarias y técnicas para garantizar el adecuado monitoreo y control. Por otro lado, Colombia no ha sido ajena a un marcado cambio de énfasis en la agenda internacional de la región. En efecto, al ser Colombia un país abundante en recursos naturales, tenía mucho sentido diseñar mecanismos para su preservación y explotación racional y sostenible. Sin embargo, y como resultado de acontecimientos como los ataques terroristas del 11 de septiembre, la definición de los Objetivos del Milenio y la cumbre de Johannesburgo, en agosto de 2002, el énfasis se mueve hacia los temas relacionados con la seguridad y el comercio. Colombia, no escapó a estos 21
Este epígrafe se basa en Alviar (2004).
320
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
cambios y desde 2002 comienza un proceso de reestructuración de la política ambiental que lleva, por ejemplo, a que se integren en el Ministerio del Medio Ambiente los temas de vivienda y desarrollo territorial, con la consiguiente pérdida de protagonismo técnico y presupuestario de los temas ambientales. A ello se une el hecho de que la gestión ambiental gubernamental se ha enfocado más hacia el mercado, y el saneamiento básico, que a sostener y mejorar la oferta de bienes y servicios naturales Se percibe, asimismo, una cierta descoordinación en la ejecución de las políticas ambientales entre los niveles nacional y regional. A pesar de todo lo anterior, el gobierno colombiano ha logrado diseñar algunos instrumentos económicos relevantes para enfrentar los retos ambientales, y tratar de financiar las instancias rectoras y ejecutoras de las políticas. Entre ellos destacarían: — Tasas retributivas. Se trata de un instrumento económico orientado a la reducción del vertido de contaminantes a los cuerpos de agua. Para su operación las CAR conciertan con los usuarios el pago de las tasas por contaminación, incentivando inversiones en tecnología y producción limpia para reducir la contaminación. En Colombia la tasa retributiva comenzó a cobrarse en 1997. El Ministerio del Ambiente reportó entre 1998 y 2002 la suma de 30 millones de dólares por tasas debidas. Sin embargo, de este monto sólo se pudo recaudar el 33 por 100. El resultado, en cualquier caso, ha sido la reducción en un 27 por 100 de la demanda biológica de oxígeno (DBO) y en un 45 por 100 de los sólidos suspendidos totales (SST). — Tasas por uso de agua. Es un cargo con dos propósitos: estimular el uso racional del recurso hídrico, y fomentar la conservación y restauración de los recursos de agua. Para lograrlo se establecen tarifas que induzcan un cambio de comportamiento de los distintos agentes económicos usuarios del agua y los recursos recaudados se invierten en proyectos relacionados con la regulación y la conservación del recurso. Se estima, sin embargo, que entre 2002 y 2005 se recaudaron sólo 3 millones de dólares por este concepto. En definitiva, el diseño, implementación y evaluación de los instrumentos económicos para la regulación ambiental en Colombia es relativamente reciente, y todavía quedan muchos aspectos por mejorar. En materia de instrumentos de mercado no se ha avanzado lo suficiente y apenas comienzan las discusiones sobre las posibilidades del mercado de servicios ambientales abiertas por el Mecanismo de Desarrollo Limpio (MDL) planteado por el Protocolo de Kyoto, y que se analizarán en el Capítulo 12. Un caso de particular interés, y que anticipa un mecanismo que se analizará con más detalle asimismo en el Capítulo 12 (el denominado Pago por Servicios Ambientales) es el relativo a la erosión del suelo. La erosión de los suelos, en efecto, produce efectos negativos tanto al predio donde se genera como en otros predios ubicados aguas abajo. En este sentido, la erosión genera costes internos y externos. En el ámbito interno, los costes de la erosión están representados por la disminución de la productividad de los suelos que conlleva una reducción de los rendimientos de los cultivos por hectárea y, consecuentemente, del ingreso de los productores. Por su parte, los costes externos, vienen dados por la salinización de las fuentes de agua, el aumento de la probabilidad de inundaciones, y el acortamiento de la vida útil de los embalses. La conservación de los suelos es generalmente asumida por el propietario de la tierra quien, como persona racional tomará medidas de conservación siempre y cuando sus beneficios marginales sean mayores que los costes marginales de dichas medidas.
POLÍTICA AMBIENTAL
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Sin embargo, al hacer este cálculo, no toma en cuanta los efectos sobre otros agentes económicos: los beneficios en términos de la reducción del daño a terceros no hacen parte de la decisión de conservar el recurso suelo. A menos, pues, que el propietario sea altruista, se justificaría la intervención del Estado a través de incentivos económicos. En países tropicales en desarrollo, donde la pobreza rural supera el 50 por 100 de la población, y los pequeños productores o campesinos ni siquiera toman acciones para proteger sus propios suelos y desarrollar prácticas agrícolas sostenibles, no es de esperar que vayan a adoptar medidas para beneficiar a terceros. La Figura 9.6 ilustra cómo el productor enfrenta la decisión de conservar el suelo. A medida que el nivel de erosión, medido en el eje horizontal, aumenta, los daños marginales privados para el propietario (MDL) también aumentan. Es decir, una unidad adicional de erosión, medida en términos de toneladas por hectárea, produce un daño adicional al propietario. Si no hay control a la erosión, y su nivel alcanza el punto eo, el daño total para el propietario será el representado por el área (a b c d). El daño total de la erosión se puede reducir si el propietario toma la decisión de aplicar prácticas de conservación del suelo. El coste marginal de implementar medidas de conservación de suelos está representado en la figura por la curva MAC, que indica que los costes adicionales de cada unidad de erosión reducida son crecientes. Similarmente a la curva de daño marginal, el área bajo la curva MAC representa el coste total de reducir la erosión desde eo a un nivel más bajo. Así, reducir la erosión a cero, costaría el área representada por (a b c f g j). Como puede verse en la figura, los costes de reducir la erosión a cero son mayores que los beneficios, para el propietario, si el área (f g j) es mayor que el área d, lo cual no sería una decisión apropiada para un propietario que maximiza su beneficio. En este caso, el nivel óptimo de erosión para el propietario sería el punto para el que los beneficios netos, representados por el área (d), de reducir la erosión desde eo son maximizados. Esto ocurre en el punto el en la figura. Adicionalmente a los daños ocasionados por la erosión dentro del predio, los daños generados fuera pueden ser representados por los daños marginales a la sociedad en general. Cuando ambos daños se suman (MDS), el nivel óptimo de erosión sería es, distinto al nivel óptimo para el propietario (el), por lo que reducir el
Beneficios/Costes (dólares/Tm)
MDS MDL
MAC
j
h f
d
g a es
b
c el
Nivel de erosión (Tm)
Figura 9.6.
eo
322
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
nivel de erosión, desde el a es incrementa los beneficios a la sociedad, representados por el área (h). Probablemente una mejor información contribuiría a que los propietarios se movieran desde e0 a el. Sin embargo, la figura muestra que los beneficios adicionales para el propietario, derivados de reducir la erosión desde el a es representada por el área (b), son menores que los costes, representados por el área (b g). Esto significa que se requieren incentivos adicionales para continuar reduciendo la erosión hasta el punto es. De acuerdo a la figura, el incentivo debe ser igual al área (g). Es decir, en ese punto se iguala el monto por el cual los costes adicionales de reducir la erosión de el a es, exceden los beneficios adicionales para el propietario. De otro lado, la sociedad debería estar dispuesta a proveer un incentivo por lo menos igual al área (g h), lo cual representa beneficios adicionales a otros miembros de la sociedad. En efecto, proveer un incentivo mayor al área (g h) haría que ambos, sociedad y propietarios, estuvieran en condiciones mejores. En el caso de Colombia, no existe una clara política ambiental que use instrumentos económicos, de mercado o de estándares y normas, relacionados con el control de la erosión de los suelos. En el año de 1993 con la expedición de la Ley 99 se establece un mecanismo que podría llamarse de compensación en el sentido de que las empresas de energía hidroeléctrica deben aportar el 3 por 100 de sus ingresos por ventas a los municipios que están ubicados en el área de influencia de los embalses en donde se genera la energía22. Sin embargo, en la gran mayoría de los casos, estos fondos terminan invirtiéndose en rubros que poco o nada tienen que ver con la conservación de los suelos. El sector agrícola colombiano cuenta, por otra parte, con las denominadas Unidades Municipales de Asistencia Técnica Agropecuaria (UMATA). Estas unidades, sin embargo, son débiles desde el punto de vista del presupuesto, y concentran su actividad en asesorar a los productores en materia de productividad: no parece que su mayor aporte sea sobre la implementación de prácticas de conservación de los suelos. Sería deseable, desde la perspectiva de una política ambiental, que el esquema de compensación establecido en la Ley 99 se aplicara cabalmente a proyectos de control de la erosión como un incentivo económico para quienes se comprometen, con metas claras, al desarrollo de prácticas sostenibles que mejoran el ingreso de los campesinos y, al mismo tiempo, contribuyen a reducir las externalidades negativas del predio que las genera. En definitiva, y en materia de erosión de suelos, no se ha avanzado mucho en la definición e implementación de instrumentos económicos para combatirla. La erosión de los suelos además de un problema técnico, debe abordarse con una perspectiva compleja que involucre los temas de la concentración de la propiedad rural, la pobreza de la población y el tema crucial de los usos del suelo acordes con la vocación y capacidad física de los suelos.
9.10.
RESUMEN
En este capítulo se han analizado los principales instrumentos con los que cuenta la Administración para tratar de alcanzar los objetivos ambientales previamente acordados. Las carencias de información con las que se encuentra el administrador público en 22
Para el caso de la cuenca de Rionegro, en los Andes colombianos, que se describirá en el Capítulo 11, los aportes entregados a las municipalidades, por parte de las compañías de energía eléctrica, ascendieron en, 2004, a más de 6,3 millones de dólares.
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este campo probablemente le impidan alcanzar una solución óptima, y le obliguen a adoptar una aproximación más gradual al problema. En cualquier caso, se han ido presentando, a lo largo del mismo, las opciones a las que podría acudir el decisor público (la «Agencia Ambiental»), confrontado con la necesidad de cambiar el comportamiento de los agentes contaminantes, haciendo que la degradación del medio deje de ser una opción rentable. De esta forma, se han analizado las posibilidades que ofrece la introducción o modificación de una determinada normativa ambiental, que impida o condicione la realización de ciertas actividades. Se ha visto cómo este enfoque, caracterizado por el hecho de que reduce el abanico de opciones abiertas al agente contaminador, y que si es respetado garantiza la eficacia en la consecución de los objetivos ambientales, sufre sin embargo de problemas de eficiencia. Por el contrario, los denominados instrumentos económicos, caracterizados por modificar no el conjunto de opciones (retirando algunas), sino la rentabilidad relativa de cada una de ellas, resuelven en principio esta dificultad. En el capítulo se han ido contemplando, bajo este prisma, los instrumentos económicos más importantes: impuestos ambientales, en términos generales, subsidios, incentivos a los comportamientos ambientalmente favorables, etc. Papel destacado han jugado, en esta presentación, los denominados permisos de emisión negociables. Se trata de un instrumento de reciente implantación, que todavía ha desempeñado un papel muy limitado en la resolución de algunos problemas ambientales, pero que probablemente esté llamado en el futuro a alcanzar cotas más altas de protagonismo en la política ambiental.
Nota para consultas adicionales El texto de referencia con respecto a la teoría económica de la política ambiental es el ya clásico de Baumol y Oates (1988). También resultan de gran utilidad el libro de Xepapadeas (1997) y, sobre todo, el muy completo debido a Buñuel (1999), aunque para abordar su lectura se requiere de una sólida formación en el campo de la teoría económica. Mucho más accesible para el lector no experto es el texto de Gago y Labandeira (1999), muy útil desde una perspectiva española. Desde una perspectiva europea resulta de gran interés el texto de la OCDE (1994), aunque resulte ya un poco desfasado. Un panorama muy amplio de la fiscalidad ambiental, tanto en el ámbito español como europeo e internacional aparece en las distintas contribuciones recogidas en Buñuel (2004). Aspectos interesantes de la fiscalidad ambiental han sido abordados por Gersbach y Requate (2004), que discuten la mejor forma de devolver a las empresas los impuestos ambientales recaudados; Nyborg et al. (2006), que llaman la atención sobre el posible impacto negativo de la fiscalidad ambiental sobre la motivación moral de los consumidores; y Sheshinski (2004), sobre los impuestos ambientales a los consumidores en presencia de objetivos redistributivos. Son asimismo bastante numerosos los textos que hacen referencia a la fiscalidad ambiental bajo un prisma jurídico y administrativo, entre los que podría recomendarse el de Vaquera (1999). En Acquatella y Bárcena (2005) encontrará el lector una interesante colección de trabajos sobre fiscalidad ambiental en América Latina. Con respecto al doble dividendo de la política fiscal, bastantes trabajos abordan el tema, tanto desde una perspectiva teórica, como empírica. Patuelli et al. (2005), por ejemplo, presentan un metaanálisis de las distintas experiencias habidas al respecto con las reformas fiscales ambientales en distintas partes del mundo, con resultados mixtos: mientras que parece que los impactos sobre el em-
324
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
pleo de la fiscalidad ambiental son en términos generales positivos, no puede decirse lo mismo del impacto sobre el PNB. En la misma dirección, Manresa y Sancho (2005) plantean la posibilidad de un triple dividendo (incluyendo el impacto positivo sobre el empleo) de la fiscalidad ambiental sobre el sector de la energía en España. Desde una perspectiva tanto teórica como empírica, Bento y Jacobsen (2007) muestran que, si bien es cierto que los costes del sistema fiscal pueden eliminar el doble dividendo, esto deja de ser cierto cuando se incorpora un factor fijo en la producción de contaminantes. Dijkstra (1999) modeliza, utilizando básicamente teoría de juegos, el comportamiento de los principales agentes involucrados en la política ambiental (empresas, administración, etc.), sus posibles estrategias de negociación, y el resultado probable de la misma. El lector interesado en la experiencia de la Agencia Ambiental norteamericana con los permisos de emisión negociables en la reducción de las emisiones de dióxido de azufre a la atmósfera encontrará en el texto de Ellerman et al. (2000) uno de los análisis más completos al respecto. Chestnut y Mills (2005) someten este programa a un Análisis Coste Beneficio en el que se comparan los costes del mismo con sus beneficios en términos de salud, visibilidad en parques naturales, pesca recreativa y mejora de ecosistemas, para concluir que los segundos superan a los primeros en varios órdenes de magnitud, sobre todo por el impacto del programa en la reducción de micropartículas en suspensión (PM2,5), de las que el SO2 es un precursor, y que tienen una incidencia muy negativa sobre la salud de las personas. El mismo resultado alcanzan Palmer et al. (2007) con respecto a las modificaciones que sobre el programa original aprobó la EPA en 2004: CAIR (Clear Air Interstate Rule), que limita todavía más las emisiones de SO2 y NOx al este del río Mississippi, y CAMR (Clean Air Mercury Rule), que incluye el mercurio. Un estudio muy detallado de las posibilidades de un mercado de permisos de emisión negociables para las emisiones de CO2, tanto para el caso de Holanda, como para el de un mercado internacional, es el de Koutstaal (1997). En él encontrará el lector multitud de simulaciones de lo que representaría la introducción de un mercado de esta naturaleza, a nivel nacional y a nivel internacional, con especial énfasis en las ganancias de coordinación entre países. En España, Rodríguez López (1999) ha llevado a cabo un análisis teórico de los distintos mecanismos de reducción bajo distintos supuestos, y simulación del funcionamiento de los permisos de emisión negociables en Europa, en el marco del modelo ATLAS. Por su parte, del Río (2005) plantea un interesante estudio en el que analiza las ventajas de un mercado de certificados verdes en la unión Europea para el fomento de las energías renovables, concluyendo que si bien el esquema proporcionaría indudables ganancias en términos de eficiencia agregada, algunos países podrían perder en términos de impactos ambientales locales y de generación de empleo. Las implicaciones distributivas de algunos instrumentos de política ambiental son el objeto de estudio de Labandeira y Labeaga (1999), para el caso de los impuestos a los combustibles fósiles en España, y de West (2004). Un factor clave en el contexto de la política ambiental, es el impacto que ésta puede tener sobre la competitividad de las empresas afectadas. La falta de datos impide extraer conclusiones generalizables al respecto. En este sentido, la propuesta de van Soest et al. (2006) sobre cómo medir el nivel de exigencia ambiental, indicador que los autores aplican a dos industrias en distintos países de la OCDE, reviste particular interés. Desde el punto de vista de las repercusiones macroeconómicas de la política ambiental, el lector encontrará de gran utilidad el Capítulo 5 de Fernández Bolaños (2002), referido a la Unión Europea.
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325
En México, el Instituto Nacional de Ecología ha publicado una serie de trabajos sobre la aplicación de la política ambiental en América Latina, entre los que destacan Quadri de La Torre et al. (INE-SEMARNAP, 1997). Para el caso de Brasil es recomendable Seroa da Motta (2001). Un análisis detallado de la política del «hoy no circula» mencionado en la Introducción a este libro se encuentra en Eskeland y Feyzioglu (1997).
ANEXO: EL CONVENIO MARCO SOBRE EL CAMBIO CLIMÁTICO Y EL PROTOCOLO DE KIOTO A.9.1. El Convenio Marco sobre Cambio Climático En diciembre de 1990 nació, en el seno de Naciones Unidas, el Comité Intergubernamental de Negociación para la elaboración de un Convenio Marco sobre el Cambio Climático, con el mandato de elaborar un instrumento jurídico internacional para atajar el problema del calentamiento global. Tras año y medio de negociaciones, el comité propuso un modelo de Convenio Marco que fue firmado por 155 Estados asistentes a la Cumbre de la Tierra celebrada en Río de Janeiro en 1992. El 21 de marzo de 1994, tres meses después de su ratificación por el Estado número 50, el Convenio entraba en vigor23. Actualmente más de 180 países lo han ratificado. El Convenio Marco sobre Cambio Climático, una vez aceptada la existencia de un fenómeno de calentamiento global del planeta, la gravedad del problema, y la responsabilidad del ser humano en la génesis del mismo, constaba de tres elementos esenciales: — Un objetivo último: estabilizar las emisiones de gases causantes del efecto invernadero (GEI) en el corto plazo. — Unos principios guía: este objetivo habría de alcanzarse respetando los principios de equidad, derecho al desarrollo sustentable, principio de precaución, cooperación y responsabilidad común pero diferenciada (son los países desarrollados los que deben tomar la iniciativa). — Los compromisos de las Partes. Los países (Partes) quedaban enmarcados en dos grupos. Por un lado, los países desarrollados, básicamente los miembros de la OCDE, salvo México, más las denominadas economías en transición: los países de Europa Oriental, Rusia, y las antiguas repúblicas soviéticas. Estos Estados constituyen el denominado Anexo I del Convenio. Por otro, el resto: básicamente los países subdesarrollados. Como complemento a lo anterior, el Convenio estableció, asimismo, una serie de organismos para facilitar su implementación: una Secretaría permanente, las Conferencias de las Partes, que habrían de celebrarse anualmente, y dos órganos de asesoramiento, uno científico-tecnológico, y otro de ejecución. Fue precisamente en la cuarta Conferencia de las Partes, que se celebró en Berlín en marzo de 1995, cuando se decidió negociar un protocolo que contuviera medidas de 23
En el seno de la entonces Comunidad Europea, el 4 de febrero de 1991 el Consejo había autorizado a la Comisión para que participara, en su nombre, en las negociaciones. La Comunidad Europea ratificó el Convenio Marco mediante la Decisión 94/69/CE, de 15 de diciembre de 1993.
326
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
reducción de las emisiones de los países industrializados en el período posterior al año 2000.
A.9.2.
El Protocolo de Kioto
Es así como, el 11 de diciembre de 1997, en la Conferencia de las Partes celebrada en Kioto (Japón), se aprueba el protocolo que lleva su nombre. El elemento esencial del Protocolo, y que tanto dificultó su negociación y posterior aprobación y ratificación, es que venía a dar contenido a los objetivos generales planteados en el Convenio Marco, pero que carecían de concreción. El Protocolo, en efecto, llenando este vacío, establecía que los Estados Partes pertenecientes al Anexo I se comprometían a reducir sus emisiones de gases de efecto invernadero en, al menos, un 5 por 100, con respecto al nivel de 1990, durante el período 2008-2012 24. El Anexo B del Protocolo contenía los compromisos cuantitativos suscritos por las Partes en el acuerdo: — La Unión Europea, así como Liechtenstein, Mónaco, la República Checa, Rumania, Bulgaria, Eslovaquia, Eslovenia, Estonia, Letonia y Lituania, venían obligadas a reducir un 8 por 100 sus emisiones de GEI para el período acordado. — Estados Unidos, un 7 por 100. — Japón, Canadá, Hungría y Polonia, un 6 por 100. — Croacia, un 5 por 100. — Rusia, Ucrania y Nueva Zelanda se comprometían a mantener sus emisiones en el nivel del año base. — Finalmente, Noruega, Australia e Islandia podrían aumentarlas, un 1, 8 y 10 por 100, respectivamente. El Protocolo permitía tomar en cuenta, de forma limitada, cambios en el uso del suelo (forestación, reforestación y deforestación) para computar el balance neto de emisiones con vistas al cumplimiento de las obligaciones contraídas. Permitía, asimismo, que distintos grupos de países acordaran cumplir sus obligaciones de forma conjunta: posibilidad a la que se acogió la Unión Europea. Los países subdesarrollados quedaban excluidos de la obligatoriedad de reducir sus emisiones debido a la aceptación de dos principios. En primer lugar, el de responsabilidad global pero asimétrica: si bien es cierto que la lucha contra el cambio climático es tarea de todos, la responsabilidad con respecto a las causas del problema, las emisiones presentes y pasadas de GEI, recae básicamente sobre los países adelantados. En segundo lugar, el principio del derecho al desarrollo económico de los países más pobres, lo que inevitablemente se traducirá en un aumento de su contribución a las emisiones mundiales «a medida que éstos amplíen sus industrias para mejorar las condiciones sociales y económicas de sus habitantes». 24
— — — — — —
El Protocolo de Kioto se limitaba a las emisiones de seis gases de efecto invernadero: Dióxido de carbono (CO2). Metano (CH4). Óxido nitroso (N2O). Hidrofluorocarbonos (HFC). Perfluorocarbonos (PFC). Hexafluoruro de azufre (SF6).
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327
De acuerdo a este mismo protocolo, si al finalizar el período 2008-2012 un Estado no ha cumplido con los compromisos adquiridos, vendrá obligado a hacerlo después de 2012 con una penalización del 30 por 100, tendrá que presentar para su aprobación un plan de acción que especifique las medidas a adoptar para conseguir este objetivo, así como el calendario de implementación, y no podrá entrar como vendedor en el mercado de emisiones. El Protocolo se abrió a la firma y ratificación el 16 de marzo de 1998, pero su entrada en vigor, que requería de la ratificación de al menos 55 países del Anexo I, responsables de, al menos, un 55 por 100 de las emisiones de GEI de los países de dicho Anexo, sólo se produjo el 16 de febrero de 2005, tras la ratificación de Rusia. La Unión Europea lo había hecho tres años antes: el 31 de mayo de 2002. A comienzos de 2006 más de 140 países, además de la Unión Europea, habían ratificado el Protocolo y únicamente tres países firmantes del mismo no lo habían hecho: Estados Unidos, Australia y Mónaco.
A.9.3. Los mecanismos de flexibilidad Para facilitar el cumplimiento de sus obligaciones por parte de los países signatarios, el Protocolo estableció, asimismo, los denominados mecanismos de flexibilidad, un excelente ejemplo de instrumentos económicos aplicados a la resolución del problema: — En primer lugar, la introducción de un mercado para el comercio de derechos de emisión: un régimen de permisos de emisión negociables que permite a los países comprometidos por el Anexo B, comprar y vender entre ellos estos créditos de emisión. — En segundo lugar, el Mecanismo de Desarrollo Limpio (MDL). Este mecanismo, que se analizará en detalle en el Capítulo 12, permite a un país obligado a reducir sus emisiones, comprar certificados de reducción de emisiones (CER) en países subdesarrollados que hayan ratificado el Protocolo. Estos CER se obtienen mediante la puesta en marcha de proyectos, en estos países, que reducen las emisiones de GEI con respecto a su línea de base: lo que hubieran sido sus emisiones en ausencia del proyecto. Se trata simplemente de garantizar la eficiencia: invertir allí donde sea menos costoso conseguir la reducción de emisiones de GEI. Los CER basados en MDL pueden adquirirse, retroactivamente, desde el año 2000. — En tercer lugar, los Proyectos de Implementación Conjunta (PI), que tienen el mismo esquema que el Mecanismo de Desarrollo Limpio, pero esta vez dirigido a los países comprometidos por el Anexo B pertenecientes al bloque de las economías en transición. Estos CER sólo comenzarán a ser operativos en el período 2008-2012. En enero de 2005, la Unión Europea aprobó la puesta en marcha de un sistema de intercambio de emisiones: el European Union Greenhouse Gas Emission Trading Scheme (EU ETS), basado en la Directiva 2003/87/EC, que entró en vigor el 25 de octubre de 2003. Esta directiva, identificaba las instalaciones que, dentro de la Unión, estarían obligados a reducir sus emisiones: básicamente, plantas de generación de energía eléctrica, instalaciones siderúrgicas, refinerías, plantas productoras de cemento, vidrio y
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
cerámica, papel y pulpa. Quedaban fuera de la directiva, el sector del transporte, la agricultura y las economías domésticas, que, sin embargo, en total, generaban casi la mitad de las emisiones de GEI de la Unión. Una vez establecidos los sectores afectados por la directiva, cada Estado miembro contraía una doble obligación. En primer lugar, realizar un inventario (un registro) de las instalaciones afectadas por la directiva (algo menos de doce mil en la Unión Europea, y algo más de setecientas en España), así como de sus emisiones. En segundo lugar, llevar a cabo un Plan Nacional de Asignación de Emisiones, que otorgara a cada una de ellas, para el período de vigencia del Protocolo, un volumen máximo de emisiones permitidas, compatible con la consecución del objetivo final negociado para cada país en el seno de la Unión: en el caso de España, por ejemplo, un aumento del 13 por 100 con respecto a las emisiones del año base (1990). Una vez cumplidos estos dos compromisos, y recibida la aprobación de la Comisión, el EU ETS comenzó su andadura el primero de enero de 2005.25 Junto a estos mercados oficiales en los que se intercambian CER válidos para cumplir con los compromisos de Kioto, existe un mercado «voluntario», no-Kioto, radicado en la Bolsa de Chicago, al que acuden empresas e instituciones que desean, por cualquier motivo, adquirir CER. Distintas instituciones y empresas, en efecto, están interesadas en adquirir estos certificados de reducción de emisiones para mejorar su imagen frente a sus competidores, accionistas o clientes: es el caso, por ejemplo, de ABB, Dupont, IBM, Shell, Ontario Power Generation y Toyota —Estados Unidos, entre otros. Por otro lado, si bien Estados Unidos ha rechazado el Protocolo, diversos Estados de la Unión se han comprometido a reducir sus emisiones: Massachussets (las seis plantas térmicas del Estado tienen que reducir en un 10 por 100 sus emisiones); Oregón (que obliga a las nuevas plantas de generación de energía, para obtener el permiso de instalación, a emitir un 17 por 100 menos que la más eficiente de ciclo combinado de gas natural, o a pagar una multa por cada tonelada que excede este límite, que el Estado utiliza para invertir en proyectos MDL) o California. Junto a ellas, acuden a estos mercados no-Kioto, empresas, instituciones o particulares que no han sido capaces de introducir sus CER en el mercado oficial, por ejemplo, en el EU ETS y, por tanto, no son reconocidos para el cumplimiento de los objetivos del Protocolo: es el caso de los Proyectos LULUCF, dentro del MDL, que se analizarán en el Capítulo 12. Como es natural, el precio de estos CER está bastante por debajo de los que cotizan en el mercado oficial.
25 En su primer año de funcionamiento se negociaron algo más de 300 millones de toneladas de CO2 (e) en los parqués existentes: Reino Unido (ECX/IPE); Francia (Powernext); Escandinavia (Nordpool); Austria (EXXA) y Alemania (Eex/IPE), a los que se unirán próximamente una segunda plataforma en Londres (UKPX) y un nuevo parqué en la Bolsa de Barcelona (Alianza Climex). Esta cifra ha ido aumentando con el paso del tiempo, alcanzando ya los casi dos millones de toneladas diarias.
CAPÍTULO
DIEZ EMPRESA Y MEDIO AMBIENTE
La empresa juega un papel clave en la problemática ambiental. Como agente situado entre el mercado de bienes y servicios (finales, intermedios y de producción) por un lado, y los mercados de insumos productivos, por otro, organiza el proceso de producción y distribución en función de las demandas de los consumidores y productores, sobre los que también intenta influir. De esta forma, se constituye en un puente fundamental entre el mundo de la economía y el mundo de la biosfera, ya que es ella la que en gran medida toma los recursos naturales y ambientales de la misma para, valorizándolos económicamente, introducirlos en el mundo del mercado. También es ella quien, conjuntamente con los consumidores, devuelve a la biosfera los residuos y la entropía que deterioran su capacidad de seguir cumpliendo sus funciones. No es de extrañar, por tanto, que una parte fundamental de la política ambiental se dirija, directa o indirectamente, a procurar un cambio en el comportamiento de las empresas, para tratar de hacerlo más respetuoso con el medio ambiente. Directamente, como se tuvo ocasión de comprobar en el capítulo anterior, a través de medidas normativas o de instrumentos económicos, que modifican la rentabilidad de su comportamiento tradicional. Indirectamente, influyendo sobre la demanda de los consumidores para que ésta se mueva en la dirección apuntada, a través de la información y la educación ambiental. El presente capítulo analiza el impacto sobre las empresas de este tipo de medidas, y la adecuación de las mismas en función de la tipología de los agentes receptores. Para ello está estructurado como sigue. En el primer epígrafe se analizan los motivos que podrían llevar a la empresa a adoptar una postura de mayor respeto al medio ambiente, tras una primera caracterización de la tipología que sería posible establecer con respecto al posicionamiento de las distintas empresas frente al fenómeno ambiental. Este análisis de las motivaciones empresariales en el campo ambiental, permitirá establecer las características más relevantes a la hora de explicar este comportamiento, así como los mecanismos más eficaces de presión sobre la misma. El segundo epígrafe comienza el análisis de las herramientas que puede introducir la empresa para abordar su problemática ambiental y se centra en aquellas que hacen referencia al proceso de producción y distri-
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
bución de bienes y servicios. Dentro de los Sistemas de Gestión Ambiental analizados en este epígrafe sobresalen, tanto la normativa correspondiente a la ISO 14001, como las auditorías ambientales que la acompañan. El tercer epígrafe continúa en la misma línea, pero centrando su atención en aquellos instrumentos que hacen referencia a los bienes y servicios ofrecidos por la empresa. Se pasa revista, en concreto, tanto al ecoetiquetado en sí, como al Análisis del Ciclo de Vida del Producto que le proporciona su base teórica. A pesar de ser un fenómeno relativamente reciente, el cuarto epígrafe se detiene brevemente en el análisis de las posibilidades que ofrecen las fondos de inversión éticos y ambientales como mecanismos de incentivo para un posicionamiento ambiental más decidido por parte de las empresas. El quinto epígrafe analiza el comportamiento ambiental de las empresas en México, a modo de ilustración de los puntos anteriores. Finalmente, y como es habitual, el capítulo se cierra con un resumen y una nota para consultas adicionales.
10.1.
LA RESPUESTA DE LAS EMPRESAS ANTE LA VARIABLE AMBIENTAL: TIPOLOGÍA Y MOTIVACIONES
Conviene comenzar este epígrafe por recordar lo que es obvio: no todas las empresas perciben de la misma forma lo que la demanda social por una mejora de la calidad ambiental significa, y lo que para ellas representa. Las empresas no reaccionan de la misma manera ante la creciente importancia que la sociedad otorga a las consecuencias que sobre el medio ambiente tiene su actividad, y el intento consiguiente de minimizar sus aspectos más negativos.
10.1.1. El posicionamiento ambiental de la empresa: tipología Constituye un lugar común en la literatura clasificar a las empresas, de acuerdo a su percepción de esta nueva variable y la actitud adoptada frente a ella, con ayuda de la siguiente tipología (Fundación Entorno, 2001): — Negativas. En este grupo se encuentran aquellas empresas que consideran la preocupación con respecto al medio ambiente, y las medidas que genera, como un elemento de distorsión que dificulta sus operaciones convencionales, reduciendo la obtención de beneficios. «La empresa cree que el medio ambiente supone una amenaza para sus resultados económicos y considera que los problemas medioambientales son agrandados por los grupos ecologistas y los medios de comunicación». Ludevid (2000), siguiendo a Welford (1996) las caracteriza como «ostras» o «resistentes». — Pasiva-indiferente. En este segundo caso, el medio ambiente no es una variable relevante para la empresa, aunque de vez en cuando se ve obligada a tomar algún tipo de medidas forzada por la situación: «los problemas ambientales no preocupan de manera especial a la empresa y sólo actúa frente a ellos cuando se ve obligada a hacerlo». Serían las «why me?» (¿por qué yo?) y las «lagarto» (conscientes de los retos ambientales pero incapaces de hacerles frente). — Reactiva. En este tercer grupo se encuentran aquellas empresas que se ven directamente afectadas por la normativa ambiental, debido al hecho de pertenecer
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a un sector sensible, por ejemplo, pero que no adoptan un comportamiento particularmente activo al respecto. «Este tipo de empresa actúa a favor del medio ambiente fundamentalmente para cumplir la legislación aplicable y responder a las demandas de las Administraciones competentes.» Empresas «pensativas». — Proactiva. A diferencia del grupo anterior, en este caso la empresa integra la variable ambiental en sus procedimientos de gestión, bien sea para adelantarse a los acontecimientos, bien para explotar lo que percibe como ventajas de mercado. «Empresa que participa activamente en los asuntos medioambientales y promueve la aplicación de técnicas de prevención y sistemas de gestión.» Empresas «anticipativas». — Líder. Finalmente, en el otro extremo del espectro, se encuentran aquellas empresas que ven la preocupación social con respecto al medio ambiente como una oportunidad de potenciar su propia línea de negocios. «La empresa ha sido, es y pretende seguir siendo pionera en su sector en la aplicación de técnicas de prevención medioambiental, sistemas de gestión y otro tipo de soluciones.» Empresas «entusiastas»1. Las tres primeras categorías tienden a adoptar una postura pasiva y más bien negativa frente a la variable medioambiental, mientras que las dos últimas se caracterizan por una actitud positiva y activa o proactiva. Ahora bien, el que las empresas reaccionen de una u otra manera frente a los cambios introducidos por una mayor conciencia ambiental depende, en gran medida, del carácter de la fuerza que impulsa el cambio, pero también de las condiciones que permiten a dicha fuerza manifestarse en mayor o menor medida.
10.1.2. El posicionamiento ambiental de la empresa: variables explicativas El hecho de que las empresas adopten un tipo de actitud u otro frente al medio ambiente depende, como es natural, de muchas variables. Entre ellas, sin embargo, juega un papel destacado el tipo de estímulo que propicia la reacción positiva con respecto a sus relaciones con el medio. En este sentido, existen distintos vectores fundamentales del cambio: a) Ahorro de costes En primer lugar, un posible ahorro de costes de producción, al mejorar la eficiencia de los procesos productivos, y la utilización de materias primas y energía. Sin embargo, en ocasiones este ahorro potencial de costes no es percibido como tal. En efecto, muchas empresas que consideran que la adopción de medidas de protección del medio ambiente representa un coste de producción añadido, se sorprenderían al descubrir que, por el contrario, la adopción de algunas de ellas se traduce en un ahorro sustancial. En ocasiones este ahorro se produce por un rediseño del proceso de producción que reduce la utilización de materias primas, agua y energía, así como la producción de residuos. Otras veces es un cambio en el diseño del producto el que comporta estas conse1
De acuerdo al mencionado trabajo de la Fundación Entorno, en España, el 2,7 por 100 de las empresas analizadas pertenecería a la categoría de las negativas; el 9,1 a la de las pasivas-indiferentes; 33,6 serían reactivas; 42,7 proactivas; y 11,8 líderes (ibid).
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cuencias positivas. Una tercera fuente de ahorro es la que se origina en el reciclaje y la reutilización de los residuos generados, bien sea en la propia compañía, bien en otras. De la misma forma, la empresa puede modificar la fuente de su suministro de materias primas, pasar de productos vírgenes a productos reciclados, más baratos y con un menor impacto ambiental. Finalmente, puede ahorrar costes en sus propias instalaciones, haciendo energéticamente más eficientes sus oficinas y plantas de procesamiento y producción, así como el empaquetado y transporte de sus productos: en ambos casos, el mejor comportamiento ambiental puede venir acompañado por una reducción de costes de operación y funcionamiento. El lector interesado en este campo encontrará de gran interés los estudios de caso presentados, por ejemplo, en Starkey (1998). El papel de la Administración en este terreno, ayudando a que las empresas adopten una serie de prácticas más respetuosas con el medio ambiente que, al mismo tiempo, redundan en una reducción de costes, puede ser crucial: — Por un lado, proporcionando información. No puede perderse de vista, en efecto, el hecho de que la información es un bien escaso, cuya adquisición puede llegar a ser muy costosa, y que, en consecuencia, no se encuentra al alcance de todas las empresas. El papel del sector público, a través de distintas dependencias ministeriales u organismos autónomos competentes, mostrando las posibilidades de ahorro de costes derivadas de un cambio en los procesos productivos, o cualquier otro de los factores mencionados más arriba, puede ser en este contexto clave2. — Por otro, proporcionando acceso a la financiación necesaria. En ocasiones, la empresa conoce las posibilidades tecnológicas mencionadas, pero carece de la liquidez o la capacidad de endeudamiento requerida para llevar a cabo las inversiones obligadas. Pudiera ser, asimismo, que su horizonte temporal no sea lo suficientemente largo como para hacer que la inversión sea financieramente atractiva. En estos casos, el sector público podría proporcionar aquello que falta para que la empresa tome una decisión que mejora la situación del medio ambiente, al tiempo que le resulta rentable: acceso a unas condiciones de financiación menos onerosas. b) Cumplimiento de la normativa El segundo gran motivo para adoptar una serie de prácticas de protección del medio ambiente es, evidentemente, la necesidad de cumplir la normativa al respecto, evitando eventuales sanciones. Conviene recordar, en este sentido, que el coste que acarrea el incumplimiento de la normativa ambiental, una vez que la empresa ha sido descubierta y sancionada por ello, no estriba únicamente en la multa correspondiente. Para muchas empresas, incomparablemente más importante que esta sanción monetaria, es la pérdida de imagen corporativa ante clientes y accionistas, que puede traducirse en una caída del valor de sus acciones y activos, así como en una reducción de su cuota de mercado. En otras ocasiones, y con una perspectiva más positiva, la empresa adopta medidas ambientalmente beneficiosas, no sólo para cumplir la normativa vigente, sino para adelantarse a futuros cambios legislativos en el sector. Una empresa que anticipa esta posibilidad gozará de un mayor período de adaptación, con la consiguiente ventaja comparativa frente a eventuales competidores. 2 Como recordará el lector, a este propósito iba dirigido, en España, el Proyecto PITMA, del antiguo Ministerio de Industria, y la Iniciativa ATYCA, mencionados en el capítulo anterior.
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c)
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Reducción de riesgos
La inversión que tiene como objetivo la reducción de eventuales riesgos ambientales, también puede contemplarse como una decisión encaminada a reducir los costes de la empresa. Ello es debido a que las compañías de seguros diseñarán sus pólizas en función de las medidas adoptadas por la empresa para prevenir estas eventualidades. Asimismo, los bancos, intermediarios financieros en general, y eventuales inversores, tendrán en cuenta la vulnerabilidad de la compañía en éste, y otros terrenos, a la hora de decidir sobre la colocación de sus fondos. d) Presión de los demandantes En cuarto lugar, la empresa puede verse impelida por la exigencia de sus propios clientes. Conviene señalar, en este sentido, la existencia de tres fuentes complementarias de presión: — Por un lado, puede verse empujada a la adopción de medidas correctoras, o ambientalmente positivas, por la presión de las empresas que contratan con la afectada, bien sea el suministro de materias primas e insumos productivos, bien sea el suministro de servicios, y que desean mostrar una imagen respetuosa con el medio ambiente. Un creciente número de grandes corporaciones está exigiendo a sus proveedores que sean capaces de mostrar una gestión medioambiental aceptable, incluso con las certificaciones correspondientes, bajo amenaza de buscar fuentes de suministro alternativas en caso contrario. — Por otro lado, pueden ser los propios consumidores, clientes convencionales de la compañía, de los que nos ocuparemos enseguida, los que demanden este comportamiento. De acuerdo con un estudio realizado por Corporate Social Responsability Europe (http://www.csreurope.org) mediante la realización de una serie de entrevistas a 12.000 consumidores en 12 países europeos, la responsabilidad social de las empresas es un factor importante a tener en cuenta a la hora de tomar las decisiones de compra. Según pone de manifiesto este estudio, un 70 por 100 de los consumidores entrevistados asegura que el compromiso social de las empresas es importante a la hora de adquirir un determinado servicio o producto, y más de un 20 por 100 de los consumidores estarían dispuestos a pagar más por productos medioambiental y socialmente responsables (Sánchez Carretero, 2001)3. — Finalmente, el propio sector público puede ejercer una presión considerable, en su papel de demandante de bienes y servicios, así como dentro de su política de contratos y concesiones, introduciendo criterios nítidos y transparentes de responsabilidad ambiental en el proceso de selección de proveedores, contratistas y subcontratistas4. Ampliando un poco el espectro del colectivo cuya opinión toma en cuenta la empresa, es necesario incluir asimismo a la comunidad en la que ésta se encuentra inmer3 En España, por ejemplo, más de 150 hoteles han solicitado la certificación EMAS debido a la demanda de un determinado tipo de turismo de calidad. 4 De hecho, en España, en 1997 el Ministerio de Medio Ambiente introdujo una serie de criterios ambientales para la adjudicación de los contratos de suministros, entre los que destacan el contar con un Sistema de Gestión Ambiental, o la certificación ISO 14001, en cuanto al proceso, o la ecoetiqueta, en cuanto al producto (Orden de 14 de octubre de 1997, publicada en el B.O.E. del 29-10-1997).
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
sa, así como a la opinión pública en general. Una opinión positiva con respecto a sus actividades, por parte del entorno en el que se encuentra enclavada, se traducirá en una mayor fluidez de sus relaciones con la comunidad en general, y la Administración local en particular, que redundará en un mejor desempeño de sus operaciones. La opinión pública con respecto al comportamiento empresarial en algunos sectores clave (derechos laborales, trabajo infantil, medio ambiente), suele tener también una traducción directa en términos de cuota de mercado, valor de las acciones, etc. Las propias relaciones con la Administración en general, que proporciona el marco institucional en el que la empresa desarrolla sus actividades, se ven claramente favorecidas si la empresa puede mostrar una imagen positiva de cara a la opinión pública. e)
Una apuesta de futuro
En efecto, más allá del intento de mantener una imagen ambientalmente correcta ante sus clientes, la comunidad y la opinión pública en general, para evitar la pérdida de mercado, la empresa puede apostar por tratar de introducirse en lo que percibe como un nicho interesante de la demanda, ambientalmente comprometida, y obtener una ventaja económica con ello. No se trata ya de no adquirir una connotación negativa ante la opinión pública o los clientes, sino de segmentar la demanda en función de las preferencias ambientales de los consumidores, o de entrar en un mercado ya segmentado, diferenciando activamente su posicionamiento ambiental con respecto al de sus competidoras. Tanto en este caso, como en el anterior, vuelve a ser clave el papel de la Administración, garantizando a sus eventuales demandantes la corrección ambiental del comportamiento de la empresa interesada en ello: bien sea el producto ofrecido (ecoetiquetado), bien el proceso seguido para producirlo. f)
Presión de los trabajadores
Finalmente, algunos autores señalan el impacto positivo que una política ambiental responsable puede tener sobre el comportamiento de los propios trabajadores de la empresa, y que se puede traducir no sólo en una mayor identificación con sus objetivos generales, sino en una participación activa y creativa en la gestión de su política ambiental. Resulta significativo recordar, en este terreno, y con respecto a la capacidad de atraer y retener talentos, que las encuestas realizadas entre estudiantes de MBA (Master on Business Administration) en Estados Unidos, muestran que el 90 por 100 de los encuestados estarían dispuestos a trabajar por menos dinero en una empresa con un comportamiento socialmente responsable (Sánchez Carretero, 2001). Naturalmente, la importancia que cada empresa otorga a cada una de estas consideraciones a la hora de adoptar una política ambiental más activa, depende de sus propias características: no es la misma la importancia de la imagen para una empresa multinacional productora de muebles, que para un pequeño taller de reparación de automóviles; ni el peso de las sanciones por incumplimiento de la normativa ambiental para una de las grandes empresas productoras y distribuidoras de petróleo, que para una gravera local. El administrador público no puede perder de vista este hecho, ya que en sus manos está el proporcionar un marco adecuado en el que se haga rentable la adopción de medidas de atenuación de los impactos ambientales negativos. En este sentido, es ilustrativa la Figura 10.1, en la que se combinan las dos fuerzas clave con respecto a las presiones ambientales recibidas por la empresa: la legislación, que será tanto más
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Pérfil público Directriz legislativa Alto
Ocio Comunicaciones
Motor Comercial Alimentación y bebidas
Químico Farmaceútico Petrolífero y eléctrico
Banca Seguros
Turismo Construcción Agricultura
Agua Ingeniería Minería
Servicios financieros
Textil
Fundición
Directriz del interés público
Bajo Baja
Alta Vulnerabilidad ambiental
Fuente: Hunt y Johnson, 1996, página 3.
Figura 10.1. Matriz perfil-vulnerabilidad.
severa cuanto más vulnerable sea el ámbito en el que opera; y la opinión pública, que hará sentir su presencia tanto más cuanto mayor sea el perfil de la empresa implicada. Aquellas empresas que se encuentran operando en sectores donde el riesgo ambiental de su actividad es muy alto y, al mismo tiempo, tienen un perfil público muy elevado (imagen corporativa), es probable que tomen un posicionamiento ambiental activo, ya que se ven sometidas a una fuerte presión normativa, y no pueden permitirse el lujo de ser sancionadas por daños al medio ambiente (eléctricas, petroquímicas). En el extremo opuesto, las empresas que operan en entornos ambientalmente poco sensibles, y que además no tienen una imagen que defender, probablemente adoptarán una posición eminentemente pasiva (muchos servicios). Vale la pena mencionar, por último, que son ya varios los estudios que han mostrado una correlación positiva entre la adopción de medidas sociales y ambientales por parte de las empresas, y sus resultados económicos. Por ejemplo, Michael Russo y Paul Fouts, basándose en el análisis de una muestra de 243 compañías señalaron, mediante un modelo de regresión simple, que las empresas que adoptan las medidas ambientales requeridas por la regulación estatal, se benefician económicamente de ello en el largo plazo (Russo y Fouts, 1997). En el mismo sentido, Waddock y Graves (1997) plantean la existencia de un círculo virtuoso entre el comportamiento socialmente responsable de una empresa y su rentabilidad financiera (rendimientos sobre acciones, rendimientos sobre participaciones y rendimientos sobre ventas).
10.1.3. La hipótesis de Porter La idea de que la adopción de una normativa ambiental más estricta puede resultar beneficiosa para las empresas afectadas, fue introducida por Michael Porter hace ya bastantes años. En su formulación más sencilla afirma que una normativa ambiental más exigente (con la condición de que sea eficiente) puede conducir a situaciones ganadorganador (win-win), en las que tanto el bienestar social como el beneficio privado neto
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
de las empresas que operen bajo dicha normativa, pueden verse incrementados (Porter 1991, Porter y van der Linde, 1995). No debe sorprender que una normativa ambiental más exigente incremente el bienestar social: ésta es la razón por la que se introduce. Ahora bien, no parece tan evidente que esta misma normativa ambiental tenga un impacto igualmente positivo sobre los costes y beneficios de las empresas afectadas. El motivo, según Porter, es que una normativa ambiental más exigente introduce incentivos para la innovación, con el consiguiente impacto positivo sobre la competitividad. La hipótesis de Porter, si bien es muy atractiva, no deja de estar sujeta a críticas. Se afirmaba, por ejemplo, que el supuesto implícito en ella (las empresas ignoran las oportunidades de mejorar sus resultados), es algo ciertamente difícil de comprender cuando se trata de entidades maximizadoras de beneficio. Sin embargo, en cuanto se toma en cuenta que la información no siempre es un bien público, y que el acceso a la misma, y a veces su propia adquisición, es costosa, la aparente contradicción desaparece. A todo lo anterior se añade, como ya se ha tenido ocasión de apuntar, que la mejor gestión del riesgo ambiental conduce a menores primas de riesgo, lo que hace disminuir los costes de financiación. Un mayor flujo de caja y unos menores costes financieros conducen a un incremento del valor bursátil (algo que podría ser irrelevante para cualquiera, excepto para el propio accionista). La información que aparece reflejada en la Figura 10.2 parece mostrar, en cualquier caso, que no son los países que han adoptado Finlandia 2,0 Suiza
Noruega 1,5
Holanda Dinamarca
Índice de regulación ambiental
Alemania
Suecia Canadá
1,0
Reino Unido
EE.UU.
Francia España
0,5 Malasia Brasil
Italia
Israel
0 –2
–1,5
–0,5
–1 –0,5 Argentina México China Rusia
0
0,5 Sudáfrica
1 1,5 Hong Kong
2
Chile
Indonesia
India
–1,0 Venezuela Ucrania
Índice de competitividad
Filipinas
copyright 2000 - Professor M. E. Porter
–1,5 Bulgaria El Salvador –2,0
Fuente: Esty, D. y M. Porter, Global Competitiveness Report 2001-2002, World Economic Forum; Capítulo 2.1, página 92.
Figura 10.2.
EMPRESA Y MEDIO AMBIENTE
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una legislación ambiental más ambiciosa, los menos competitivos: más bien lo contrario. Ciertamente, del análisis de una información como la contenida en la tabla no se puede deducir que una mayor exigencia ambiental traiga consigo una mayor competitividad (hipótesis de Porter), pero sí que la evidencia empírica existente no la contradice y que, desde luego, no muestra una relación inversa entre competitividad y exigencia ambiental.
10.1.4. La ecoeficiencia El objetivo último de la empresa que adopta algún tipo de medida para mejorar su desempeño ambiental es la ecoeficiencia: producir más con menos deterioro ambiental. Ahora bien, son distintas las formas en las que una empresa determinada puede conseguir una mayor ecoeficiencia (Ludevid, 2000, páginas 48 y siguientes): — Reduciendo su consumo de recursos naturales, materiales y energía, a lo largo de todo el ciclo de vida del producto. Esto es lo que se conoce como proceso de desmaterialización de la producción5. — Aumentando, en segundo lugar, el componente renovable, reciclable y reutilizable de sus insumos y productos: el incremento de la renovabilidad. — En tercer lugar, disminuyendo su carga contaminante (emisiones, ocupación del territorio) tanto directa como indirecta (ligada a sus fuentes de aprovisionamiento): reduciendo su nocividad. — Finalmente, ampliando el espectro de necesidades cubiertas por el producto o servicio que ofrece, y su durabilidad, de forma que no sea necesario sustituirlo o complementarlo con otros productos con tanta frecuencia. Extendiendo, en otras palabras, el ámbito de cobertura del bien o servicio proporcionado. Es importante no perder de vista estas cuatro posibilidades, complementarias e igualmente importantes en la búsqueda de la ecoeficiencia, porque el papel relativo de cada una de ellas puede ser muy distinto en cada caso concreto. Son pues varios los campos en los que la empresa puede y debe actuar, en este sentido: — Introduciendo cambios en el proceso de producción y distribución de bienes y servicios. — Introduciendo cambios en el diseño y en la concepción misma del producto o servicio. — Introduciendo cambios en los sistemas y formas de gestión de la propia empresa (íd., página 63).
10.2. HERRAMIENTAS PARA LA POLÍTICA AMBIENTAL DE LA EMPRESA CENTRADAS EN EL PROCESO Ahora bien, una vez que la empresa ha decidido incorporar la variable medioambiental en su proceso de decisión y adoptar una postura activa al respecto, ¿con qué tipo de instrumentos cuenta? Es importante, en este sentido, no perder de vista que, en multitud 5 Objeto de atención del trabajo desarrollado por el Instituto Wuppertal y del denominado Factor 4 (von Weizsäcker et al., 1997).
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
de ocasiones, la empresa está interesada no sólo en asumir una serie de medidas que mejoren su desempeño ambiental (y le supongan un ahorro de costes, por ejemplo) sino, sobre todo, en que la opinión pública lo sepa y tenga la certeza de que ha sido así (para mejorar su imagen ante los consumidores, accionistas o la Administración). De ahí la importancia de los procesos de certificación que deben de acompañar a muchos de los instrumentos de gestión ambiental que pudiera adoptar la empresa. Estos instrumentos son de dos tipos: — En primer lugar se analizarán aquellos que se centran en el proceso de producción y distribución de bienes y servicios. — En segundo lugar, se pasará revista a los instrumentos que se dirigen a garantizar el desempeño ambiental del producto ofrecido. En primer lugar, en efecto, la empresa puede estar interesada en hacer un estudio de su comportamiento ambiental a lo largo de su proceso de producción y distribución de bienes y servicios, sea porque desea explorar posibles ahorros de costes, reducir la posibilidad de tener accidentes que afecten al medio ambiente, cumplir sin sobresaltos con la normativa (o adelantarse a futuras medidas en este campo) o poderse mostrar ante sus clientes, en particular, y la opinión pública en general, como un agente comprometido y respetuoso con el medio ambiente. Varias son las posibilidades que se abren ante la empresa en este caso. Las opciones que tiene ante sí difieren en cuanto a su complejidad y el grado de compromiso que encierran, así como con respecto al elemento esencial de la propia organización al que se dirigen.
10.2.1. Política ambiental de la empresa El paso más elemental, en este recorrido, es el de la introducción de un sistema sencillo de política ambiental. La adopción de una política ambiental de la empresa consiste en la declaración, por parte de la misma, de su propósito de mejorar su desempeño en el campo del medio ambiente. Esta declaración ha de contenerse en un documento, suscrito por los máximos responsables de la dirección (para garantizar la seriedad del compromiso adquirido), en el que se especifiquen los objetivos que la institución se propone conseguir con respecto al medio ambiente. En cuanto al contenido y estructura de este documento, se recomienda (Starkey, 1998, páginas 30-32): — Que no sea muy largo: no más de una o dos páginas. — Escrito en un lenguaje claro y comprensible, libre de tecnicismos innecesarios. No hay que olvidar que sus destinatarios son personas pertenecientes a distintos grupos sociales, muchos de los cuales no poseen un especial conocimiento de la problemática ambiental, si bien se encuentran sensibilizados con respecto a la misma. — Debe de contener los objetivos ambientales perseguidos, pero sin descender al detalle de las medidas específicas que, eventualmente, se adoptarán: éstas pueden ir cambiando conforme se profundiza en el análisis de la situación real de la empresa.
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— Por otro lado, los objetivos expuestos tampoco han de ser tan vagos y generales como para que no proporcionen ninguna información relevante: han de hacer referencia a problemas ambientales concretos de especial aplicación a la empresa. En este sentido, hace ya algunos años que, por ejemplo, una serie de empresas norteamericanas pusieron en marcha el CERES (Coalición para unas Economías Medioambientales Responsables). En concreto, estas empresas se comprometían a suscribir diez principios básicos relativos a la defensa del medio ambiente6. Ahora bien, declaraciones de este tenor pueden fácilmente quedarse en papel mojado, tanto por la falta de un compromiso vinculante por parte de quien las suscribe, como por la indefinición y ambigüedad de muchos de los objetivos consignados. Se hacía por ello necesario establecer algún tipo de procedimiento que obligara a quien declaraba comprometerse con la mejora ambiental, y que pudiera ser independientemente verificado por agentes externos a la propia compañía (White, 1999). En el caso del CERES, se ponía en marcha en 1997 la Iniciativa para una Información Global (GRI) que, dirigida por un comité creado al efecto (Steering Committee) en el que están representados todos los grupos de interés (empresas, asociaciones ecologistas, Naciones Unidas, etc.), establecía una serie de compromisos efectivos para las empresas participantes, así como un mecanismo de normalización tanto de la medición de los impactos ambientales, como de la información al respecto proporcionada por las propias empresas7. Como ha señalado reiteradamente la literatura, la necesidad de que esta declaración venga acompañada por la adopción de una serie de medidas concretas, y en general costosas, hace imprescindible el hecho de que la cúpula directiva de la empresa no sólo conozca, sino que apoye sin restricciones la puesta en marcha de la política ambiental: en otras palabras, ésta no debería ser una iniciativa bienintencionada de un departamento determinado (el de medio ambiente, por ejemplo), que no cuenta, en el mejor de los casos, sino con un vago compromiso general por parte de la dirección. La política ambiental ha de ser conocida y apoyada al más alto nivel, para de esta forma garantizar que no se trata de una mera declaración de intenciones, o de una simple estrategia de marketing, de la que se puede prescindir si las circunstancias, en opinión de los responsables últimos de las decisiones operativas, así lo hicieran aconsejable. La declaración de la política ambiental de la empresa, en definitiva, tiene un doble objetivo. En primer lugar, el de hacer conocer a la sociedad, y a una serie de grupos específicos (clientes, accionistas, comunidad, Administración), que la empresa adopta una posición de responsabilidad con respecto a los problemas ambientales, y está dis6
Estos diez principios eran:
— Protección de la biosfera. — Uso sostenible de los recursos naturales. — Reducción y eliminación de residuos. — Conservación de energía y eficiencia energética. — Reducción de riesgos en el trabajo y para la comunidad. — Productos y servicios seguros. — Recuperación medioambiental: reparación de daños. — Información al público. — Compromiso de la dirección. — Verificación e informes públicos. 7 Para mayor información al respecto puede consultarse el sitio web http://www.globalreporting.org./. En marzo de 1999 el grupo de trabajo de medio ambiente de la Federación Europea de Expertos Contables (http://www.fee.be/) publicó un marco teórico y conceptual, a modo de guía, en la línea de lo establecido en el GRI.
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
puesta a tomar una serie de medidas para reducir su impacto negativo en este terreno. Para que este compromiso sea creíble, y la empresa obtenga el cambio positivo en la percepción social que busca con ello, la política ambiental ha de ser implementada, han de tomarse las medidas necesarias para su puesta en marcha, y la opinión pública ha de estar en posición de comprobarlo. Este es precisamente su segundo objetivo: obligar a los responsables de la empresa a iniciar un análisis detallado de las implicaciones ambientales de sus distintas operaciones, estudiar formas alternativas de minimización de impactos, y seleccionar el conjunto de medidas más adecuado para lograr este propósito. De ahí que la declaración por parte de los responsables de la empresa de su intención de poner en marcha una política ambiental específica, concretada en el documento correspondiente, sea un primer paso que vendrá acompañado, normalmente, por la adopción de una serie de medidas adicionales como las que se analizarán a continuación.
10.2.2. Sistemas de Gestión Ambiental: la norma ISO 14001 La implantación de un Sistema de Gestión Ambiental (SGA) en la empresa, constituye un paso adicional cualitativamente muy importante, que refuerza notablemente su compromiso ambiental. En términos generales, la empresa puede adoptar multitud de sistemas distintos de gestión de sus variables ambientales que podrían recibir este nombre. A la vista de la importancia que en muchos aspectos reviste la adopción de un sistema efectivo de manejo del componente ambiental (imagen corporativa, relaciones con la Administración, cumplimiento de la normativa) y de esta multiplicidad de formas de hacerlo, y para evitar el problema que supondría que cualquiera pudiera invocar esta práctica ante sus clientes, accionistas y opinión pública en general, se procedió a regular las condiciones que permitirían certificar la adopción, por parte de la empresa concernida, de un Sistema de Gestión Ambiental propiamente dicho. Es así como la diferencia fundamental con respecto al paso anterior, la adopción de una política ambiental, viene dada por el hecho de que la implementación de un Sistema de Gestión Ambiental supone la puesta en práctica de un sistema estandarizado de gestión, así como, normalmente, de una certificación externa de su funcionamiento. En este sentido, hace algunos años la International Organisation for Standardisation (ISO), con sede en Ginebra, decidió elaborar un modelo estándar de Sistema de Gestión Ambiental que pudiera ser adoptado en todo el mundo por todo tipo de empresas u organizaciones: la ISO 140018. Por su parte, la Unión Europea, aprobó un sistema ligeramente distinto con el mismo propósito: el EMAS (Eco Management and Audit Scheme). La norma ISO 14001 (y en menor medida la ISO 14004) puede contemplarse como un conjunto de componentes estrechamente interrelacionados, que se alimentan unos a otros formando un todo integrado, y que constituyen un sistema completo de gestión ambiental. Estos componentes, que aparecen reflejados en la Figura 10.3, son los siguientes: — Política ambiental (apartado 4.2 de la norma ISO 14001). Se trata de un documento similar al presentado en el apartado anterior salvo que, en este caso, debe de contemplar, necesariamente, tres compromisos ineludibles: mejora continua 8
Seguía con ello la línea emprendida por varios países con anterioridad aprobando sus propias normas y reglamentos y que, desde la aprobación de la norma citada, fueron sustituidas por ésta. Es el caso, por ejemplo, de la británica BS 7750 o de la española UNE-801(2) que desaparecieron en marzo de 1997.
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EMPRESA Y MEDIO AMBIENTE
Política ambiental
Mejora continua
Revisión
Control y corrección
Planificación
Implementación y operación
Figura 10.3.
de las prácticas de la empresa con relación al medio ambiente; prevención de la contaminación; y cumplimiento de la legislación ambiental. — Planificación (apartado 4.3 de la norma ISO 14001). La empresa debe, a continuación, establecer las metas y objetivos que se propone alcanzar en su proceso de mejora ambiental, así como los medios que piensa dedicar a conseguirlos. Los objetivos tienen un carácter general (reducir el consumo energético), mientras que las metas son más específicas y cuantificables (reducir un 10 por 100 el consumo del año anterior). Para ello debe identificar, en primer lugar, los denominados aspectos ambientales de la empresa: es decir, los factores que afectan a la relación de la empresa con el medio ambiente que la rodea. Necesita, pues, elaborar una revisión ambiental que le permita identificar tanto la normativa ambiental aplicable, y por consiguiente sus obligaciones al respecto, como los posibles impactos de la actuación de la empresa sobre el medio ambiente, y su nivel de significación. Es necesario, en consecuencia, establecer un inventario exhaustivo de los impactos ambientales generados por la empresa. La norma ISO 14001 no contiene instrucciones sobre cómo determinar su nivel de significación, pero una práctica comúnmente recomendada en la literatura es la de evaluar cada eventual impacto en una triple dimensión (frecuencia de ocurrencia; probabilidad de una pérdida de control; severidad de las consecuencias) y construir a partir de esta información un factor crítico de impacto (C)9: C FrPrS 9
(10.1)
Por ejemplo (Hunt y Johnson, 1996, página 169):
— Frecuencia de aparición (F): de 1 (muy rara: una campaña de producción poco frecuente) a 5 (continua: el vertido de un efluente tratado). — Probabilidad de pérdida de control (P): de 1 (muy improbable, por ejemplo, el fallo de un mecanismo de control muy robusto) a 5 (muy probable, por ejemplo, una pequeña pérdida de un disolvente continuamente utilizado).
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Con respecto a las metas y objetivos, una vez establecidas éstas, la empresa debe establecer un programa de gestión para alcanzarlos, un calendario, e identificar a las personas, equipos y departamentos responsables de llevarlo a cabo. — Implantación (apartados 4.4.1 a 4.4.7 de la norma ISO 14001). Con respecto a la puesta en práctica del Sistema de Gestión Ambiental, la empresa debe especificar el papel de cada persona o departamento responsable, la definición de la estructura organizativa y la asignación de responsabilidades; los medios financieros con los que se cuenta; los programas de formación y sensibilización del personal; los mecanismos de comunicación (interna y externa), documentación y control, tanto de la documentación como operacional; y los procedimientos de identificación y respuesta ante posibles situaciones de emergencia. La norma no impone la obligatoriedad de hacer públicos los resultados ambientales al exterior, cosa que sí hace con la comunicación interna. La comunicación externa es por tanto voluntaria, y en ella juega un papel clave la auditoría ambiental, de la que se hablará enseguida. — Control y corrección de desviaciones (apartados 4.5.1 a 4.5.4 de la norma ISO 14001). La empresa se obliga, en este apartado, a establecer una serie de procedimientos para el seguimiento y la medición regulares, en aquellas áreas para las que se han establecido objetivos y metas específicas, documentando periódicamente los resultados10; calibrar y mantener apropiadamente los equipos de seguimiento; investigar los casos de no cumplimiento de estos objetivos, corregir las desviaciones detectadas, mitigar los impactos causados y adoptar, en su caso, medidas preventivas y correctoras. Se obliga, asimismo, a realizar periódicamente una serie de auditorías ambientales que determinen si la empresa está cumpliendo con las exigencias de la norma ISO 14001 y el Sistema de Gestión Ambiental introducido está funcionando correctamente. — Revisión y validación (apartado 4.6 de la norma ISO 14001). Finalmente, la empresa debe revisar periódicamente su Sistema de Gestión Ambiental para asegurarse de que continua siendo satisfactorio, o de que necesita modificaciones, a la luz de la información proporcionada por las auditorías ambientales, los eventuales cambios en las circunstancias que rodean el desempeño de la empresa, o su propio compromiso con la mejora continua. En definitiva, la norma ISO 14001, en lo referente a la implantación de un Sistema de Gestión Ambiental en la empresa, es un proceso continuo de control y mejora del desempeño ambiental. Es un instrumento voluntario, no tiene fuerza de ley, y voluntarios son los objetivos que se fija la propia empresa en el campo de sus relaciones con el medio ambiente. Es asimismo un procedimiento costoso: Coopers y Lybrand, en un estudio realizado en 1995 sobre los costes de adopción e implantación de la norma EMAS de la Unión Europea, y cuyos resultados fueron considerados estrictamente extrapolables al caso de la ISO 14001, encontraron que la empresa promedio de la muestra analizada (19 empresas de entre 20 y 300 empleados), necesitaba alrededor de 40 días-persona de trabajo para conseguir la certificación (Starkey, 1998, página 48). El — Severidad de las consecuencias (S): de 1 (locales y limitadas: un problema local con el polvo) a 5 (daño extenso y severo: vertido de un efluente muy tóxico a un gran curso de agua). 10 En este sentido, la norma ISO 14031 (evaluación del comportamiento medioambiental) es la que puede servir como guía (Barón, 1999, página 75).
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hecho de que un número creciente de empresas estén adoptando esta práctica, sin embargo, muestra que, para muchas de ellas, los beneficios de la misma son superiores a sus costes11. Una vez implantado el Sistema de Gestión Ambiental en la empresa, y pasado el filtro del verificador externo, la empresa tiene derecho a exhibir el logotipo correspondiente en sus comunicaciones con el público en general, pero no en sus productos ni envases.
10.2.3. La auditoría ambiental (ISO 14010) Una auditoría es una herramienta que pretende comprobar si una empresa u organización está haciendo lo que se supone que debería hacer. Una auditoría ambiental, por tanto, es «una herramienta que comprende una evaluación sistemática, documentada, periódica y objetiva sobre cómo la organización, ordenamiento y equipamiento de una empresa cumplen con el objetivo general de contribuir a la salvaguarda del medio ambiente», según el reglamento original de la Unión Europea12. Como tal, está constituida por una serie de elementos fundamentales: — El objetivo de la auditoría. Es necesario, en efecto, establecer en primer lugar el contenido (aspectos a considerar en la realización de la auditoría) y el alcance (profundidad) del análisis que se va a efectuar. — Los criterios con respecto a los que se va a evaluar el grado de cumplimiento de los objetivos fijados con anterioridad. Estos criterios varían en función de los objetivos propuestos y pueden abarcar, desde el cumplimiento legislativo hasta el logro de las metas de la política ambiental, pasando por la adecuación del Sistema de Gestión Ambiental a los requerimientos de la normativa aplicable (EMAS, ISO 14001). — Las partes involucradas en la realización de la misma: el auditado (empresa, compañía o departamento que se somete a la auditoría); el cliente (empresa u organismo que encarga la realización del trabajo, y que no tiene por qué coincidir con el anterior); y el equipo auditor. — El equipo responsable de llevar a cabo la auditoría, que puede ser tanto individual como colectivo, interno de la empresa o externo. Dado que las auditorías pueden terminar siendo periódicas, es probable que a la empresa le resulte finalmente rentable preparar a su propio equipo auditor interno, pero es fundamental, en este caso, que no exista ninguna relación entre el responsable del 11 El EMAS (Eco-Management and Auditing Scheme) de la Unión Europea, introducido en 1993, es muy similar a la norma ISO 14001. Las únicas diferencias dignas de mención son las siguientes:
— Sólo los países miembros de la UE pueden participar en EMAS. — EMAS no es un estándar sino una regulación. — Sólo pueden participar en el EMAS empresas que desarrollan actividades industriales en emplazamientos específicos. — EMAS requiere una verificación independiente. En 1999 la Comisión Europea propuso integrar la ISO 14001 como una parte del Reglamento del EMAS. 12 El Reglemento europeo de gestión y auditoría ambiental (1836/93) fue incorporado a la legislación española mediante el Real Decreto 85/1996.
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equipo auditor y el del departamento o departamentos sujetos a la investigación13. En el caso de las auditorías ambientales, los objetivos tienen que ver con las relaciones existentes entre la empresa y el medio ambiente: los aspectos ambientales de la empresa que se mencionaban en el análisis de los Sistemas de Gestión Ambiental. El contenido puede hacer referencia, por ejemplo, al grado de cumplimiento de la normativa ambiental, o a la consecución de los objetivos marcados en la política ambiental de la empresa. Puede darse el caso, no obstante, de que una empresa esté interesada en realizar la auditoría ambiental de otra distinta, que se propone adquirir o con la que planea fusionarse, por ejemplo, para evitar sorpresas desagradables que pudieran tener una incidencia clave en su desarrollo futuro. En cualquier caso, las auditorías ambientales, o ecoauditorías, son un complemento indispensable de los Sistemas de Gestión Ambiental. En efecto, tanto la norma ISO 14001 como el EMAS de la Unión Europea requieren la realización periódica de una auditoría ambiental a toda empresa que quiera certificar su sistema de Gestión Ambiental (para lo que la ISO 14011 ofrece la guía pertinente). Conviene señalar, por último, que el auditor ha de trabajar con la información existente: es decir, no es cometido suyo obtener la información primaria necesaria para realizar su tarea. Si considera que no existe información suficiente para llevarla a cabo ha de informar, simplemente, de este hecho a quien se la encargó, y no iniciar el trabajo.
10.2.4. El ecobalance Una herramienta muy útil en la gestión ambiental de la empresa y, en concreto, para facilitar el conocimiento de su situación ambiental, es el llamado ecobalance. El ecobalance recoge, de una forma sistemática, el flujo de materias primas, energía, recursos naturales, residuos y productos en general, que entran y salen de la empresa, en un período de tiempo determinado. Tal y como puede apreciarse en la Figura 10.4, los ecobalances pueden ser de tres tipos: — De producto. En este caso, el foco de atención se centra en la producción de un único bien dentro de los que constituyen la oferta de la empresa. — De proceso. En este segundo caso, el ecobalance cubre todo el proceso productivo de la empresa. — De la empresa. Finalmente, el ecobalance puede abarcar todas las operaciones de la empresa, y no sólo las relativas específicamente a la producción. El ecobalance, como es obvio, puede resultar de gran utilidad para identificar los aspectos ambientales de la empresa, mencionados con anterioridad.
13 La norma ISO 14012 ofrece una serie de pautas orientativas con respecto a los requisitos necesarios (formación, experiencia) y los criterios de calificación de los auditores ambientales.
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Procesos
Producto B
Stock
Tierra Edificios Materiales
Tierra Edificios Planta y equipo Materiales Energía Agua
Producto A Administración
Insumos
Producto C
Productos Tierra contaminada Edificios Planta y equipo Residuos sólidos Emisiones energéticas Agua residual Emisiones atmosféricas
Ecobalance de producto Ecobalance de proceso
Ecobalance de la empresa
Figura 10.4. Fuente: Starkey, 1988, página 78.
10.3.
SISTEMAS QUE SE CENTRAN EN EL PRODUCTO OFRECIDO
En ocasiones, el interés de la empresa se centra en el reconocimiento de que el producto que ofrece ha sido obtenido con un menor impacto ambiental que los productos similares de sus competidores. El motivo puede ser doble: — En primer lugar, porque ha detectado una demanda por parte de los consumidores finales en este sentido, y quiere aprovechar las ventajas que proporciona un posicionamiento favorable en este terreno. — En segundo lugar, puede ser la empresa a quien suministra su producción la que se lo exige, porque es ella la que desea que se produzca esta identificación. Lo más sencillo, en este caso, sería simplemente anunciar, mediante cualquier símbolo o afirmación fácilmente reconocible, que el producto en cuestión es «ambientalmente amigable». Sin embargo, la indefinición con respecto a qué se entiende por ello, unido sin duda a una cierta picaresca, pueden propiciar la aparición de abusos. Sería el caso, por ejemplo, de productores que destacan el comportamiento ambiental de sus productos: — Mediante afirmaciones particularmente vagas y sin ningún contenido práctico: productos «ambientalmente seguros», o «amistosos», o «especialmente formulados para priorizar el medio ambiente» (Hunt y Johnson, 1996, página 21).
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— Recalcando el hecho de que no se emiten determinadas sustancias nocivas, o no se utilizan determinados insumos que, en cualquier caso, están prohibidos por la normativa vigente: pinturas que se anuncian «sin plomo» o aerosoles «libres de CFC». — Llegando incluso a introducir en su presentación afirmaciones totalmente peregrinas: como el caso de unos cereales para el desayuno promocionados como «amigables con los delfines» (Starkey, 1998, página 105). No es de extrañar, por tanto, que ante abusos como los mencionados creciera la desconfianza de los consumidores, y tanto ellos como las empresas interesadas demandaran una clarificación y estandarización de los procedimientos conducentes a identificar aquellos productos realmente favorables desde un punto de vista ambiental. Dos han sido las herramientas fundamentales desarrolladas con este propósito.
10.3.1. El Análisis del Ciclo de Vida del Producto (ISO 14040) El Análisis del Ciclo de Vida del Producto, como su nombre indica, es una herramienta que pretende descubrir los impactos ambientales asociados a la vida de un producto cualquiera, «desde la cuna a la tumba». Trasciende, por tanto, la mera etapa de su producción, para cubrir toda una serie de fases diferenciadas: — Fase previa a la producción. En esta etapa se contemplan las operaciones necesarias para obtener las materias primas que se utilizarán en su producción, la fabricación de los componentes básicos y su transporte hasta la planta de producción. Por ejemplo, en el caso de la energía eléctrica producida en una central térmica convencional: los impactos ambientales ligados a la minería del carbón y su transporte (por carretera, ferrocarril o barco) hasta la central. — Producción. Cubriría las operaciones de producción y montaje del bien analizado. En el caso anterior, las emisiones ligadas a la combustión del carbón, así como las derivadas de la necesidad de disponer de alguna forma de las escorias producidas. — Distribución. En ella se contemplarían los impactos ambientales ligados al empaquetado, transporte y distribución del bien a sus usuarios. Siguiendo con el ejemplo anterior, los impactos derivados del tendido de las línea de alta tensión necesarias para distribuir la electricidad a los consumidores finales. — Utilización. En algunos casos, es el uso del producto el que genera los mayores impactos ambientales: por ejemplo, así ocurre con las lavadoras domésticas debido a su consumo de agua y energía. — Eliminación. En esta etapa se analizan los impactos ligados a las operaciones que acompañan al producto una vez que éste ha terminado su vida útil y se convierte en un residuo: trasporte a un vertedero, reciclaje de sus componentes, etc. En definitiva, el Análisis del Ciclo de Vida del Producto trata de ofrecer un inventario completo de todos los impactos ambientales ligados a su fabricación, distribución, uso y retirada final: la Figura 10.5 ofrece un ejemplo esquemático de las etapas e impactos que podrían considerarse en el ciclo de vida de una bombilla. Con ello proporciona una información muy útil, no sólo al consumidor, sino a la propia empresa fabricante. En efecto, un análisis detallado del mismo le permitirá detectar dónde, en qué
Pre-producción
Producción
Distribución
Uso
Eliminación
Energía Empaquetado Energía Energía
Energía
Vidrio
Energía Lighting Uso use
Plastico C. Electrónicos Recursos disponibles
Extracción Exploración Producción Procesado
Aluminio
Manufactura de la bombilla
Cobre
Bombilla
Proceso de eliminación
Empaquetado y transporte
Mercurio Sus. radioactivas Fósforo Otros Emisiones y residuos
Emisiones y residuos
Emisiones y residuos
Fuente: Starkey, 1998, página 89.
Residuos
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Figura 10.5. Ciclo de vida de una bombilla.
Emisiones y residuos
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Incandescente Incadesdent Halógena Tungsten halogeno Fluorescente Compact fluorescente compacta Tubo Fluorescente fluorescente strip
Acero
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etapa, se producen los impactos más relevantes, y cómo atenuarlos. Información que traducida en un cambio en las fuentes de suministro de materias primas, los procesos de producción, el diseño del producto, o los mecanismos de empaquetado y distribución puede reflejarse, no sólo en una mejora de la imagen ambiental de la empresa, sino, en ocasiones, en una reducción de sus costes (a través de una mayor ecoeficiencia). La realización de un Análisis del Ciclo de Vida del Producto no es, sin embargo, una tarea fácil. Una vez definidos el producto objeto de estudio14, los objetivos del mismo y su modalidad (individual o comparativo), son varias las dificultades que han de enfrentarse. Entre ellas cabría destacar la siguientes: — En primer lugar, han de definirse los impactos ambientales que van a ser tenidos en cuenta. Dada la multitud de aspectos que podrían contemplarse en este sentido, y el grado de complejidad que sería factible abordar en cada uno, y que harían la lista interminable, lo más sensato es acogerse a las recomendaciones de alguna institución solvente en este campo, y agruparlos en un pequeño conjunto de impactos significativos, que pudiera servir de guía en una primera instancia, y ser adaptado posteriormente a las circunstancias particulares de cada caso. La Tabla 10.1 recoge, a modo de ejemplo, una lista de impactos relevantes proporcionada por la Agencia Europea del Medio Ambiente. — En segundo lugar, es necesario trazar algún límite con respecto a la distancia que se va a recorrer analizando lo que ocurre en los eslabonamientos del proceso productivo hacia atrás: «aguas arriba». ¿Se van a tomar en cuenta, a la hora de establecer el Análisis del Ciclo de Vida de la energía eléctrica producida en una central térmica convencional, los impactos ambientales de la producción del acero que fue necesario para fabricar la maquinaria utilizada en la minería del carbón? La cadena, en este caso, podría llegar fácilmente hasta el infinito, algo que, además de complicar sutancialmente las cosas, haría prohibitivo un estudio de esta naturaleza para la inmensa mayoría de las empresas. Dónde se traza la frontera dependerá de las características de cada caso particular, fundamentalmente de los objetivos perseguidos al realizar el análisis. Parecería sensato, en cualquier caso, recomendar que sólo se tengan en cuenta aquellas fases de la operación, directas e indirectas, que produzcan impactos ambientales significativos, por un lado, y que no se obvie ninguna que lo tenga, ya que en este caso, todo el ejercicio perdería credibilidad15. — En tercer lugar, surge en ocasiones el problema que representa la producción conjunta. Si una empresa produce simultáneamente dos bienes (gas y petróleo), y quiere realizar el Análisis del Ciclo de Vida de uno de ellos (el petróleo), ¿cómo asigna el impacto ambiental de aquellas operaciones que son comunes? 14 Así como la unidad de medida que se va a utilizar y que, normalmente, vendrá expresada en unidades físicas. Es importante, asimismo, definir la fase del proceso de producción que se toma como referencia para ello, ya que normalmente hay una pérdida (por ejemplo de peso) al ir pasando de unas a otras. 15 Existen modelos que pueden ayudar a realizar esta tarea, abaratando sustancialmente los costes. Normalmente, estos modelos proporcionan el inventario de impactos ambientales de productos estándar, utilizados por ejemplo en el proceso de producción de otros bienes y servicios. Algunos de ellos permiten incluso adaptar el modelo a las circunstancias particulares de la empresa demandante (por ejemplo: en función del modo de transporte del insumo a la factoría). Naturalmente el coste de estos modelos depende de su nivel de sofisticación y, si bien pueden resultar muy caros de adquirir, la opción de alquilar el acceso a los mismos por un tiempo limitado puede resultar muy atractiva. En España, la Fundación Entorno pone a disposición de las empresas interesadas un Eco-Eficiencia Toolkit que permite al usuario realizar un Análisis del Ciclo de Vida de distintos productos (http://www.fundacion-entorno.org).
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Tabla 10.1. Principales impactos ambientales — — — — — — — — — — — — — — —
Calentamiento global. Uso de recursos no renovables. Pérdida de diversidad biológica. Toxicidad sobre seres humanos. Toxicidad sobre ecosistemas. Radiaciones. Condiciones de trabajo. Olor. Degradación de la capa de ozono. Contaminación del agua. Acidificación. Eutrofización. Ruido. Calor. Daños al paisaje. Fuente: Starkey, 1998, página 98.
Lo normal, aunque no deja de ser un convencionalismo, será asignar el impacto ambiental en proporción al valor de cada producto en la facturación final de la empresa. — Finalmente, aparece el problema de la agregación de impactos. Se mencionaba más arriba que el análisis puede ser individual o comparativo. En el primer caso, recomendable cuando se trata simplemente de descubrir dónde se producen los impactos ambientales más significativos, se analiza el ciclo de vida de un producto en concreto, sin ningún estándar de referencia con el que poder compararlo. En el segundo, sin embargo, el producto queda posicionado frente a sus competidores, lo que enriquece sustancialmente la información proporcionada. Ahora bien, los impactos ambientales de cada producto vienen reflejados normalmente en unidades físicas (toneladas de SO2 emitidas a la atmósfera, consumo de energía eléctrica o de agua, decibelios generados en el entorno): ¿cómo comparar el inventario de un producto con el de un competidor?, ¿es más contaminante el que emite más dióxido de carbono a la atmósfera, pero en contrapartida consume menos agua o energía eléctrica? No es fácil ofrecer una respuesta inequívoca a preguntas como las anteriores. El Análisis del Ciclo de Vida del Producto constituye, pues, una herramienta imprescindible si se quiere conocer con precisión el impacto ambiental que supone cada una de las distintas formas alternativas que tiene el ser humano de satisfacer sus necesidades. Al mismo tiempo, puede suponer una ayuda inestimable para la empresa en su afán por reducir los impactos negativos de su producción, ganar en ecoeficiencia y posicionarse en el mercado ambiental. Finalmente, el ciudadano preocupado por las consecuencias ambientales de su comportamiento encontrará en este tipo de análisis una orientación bastante precisa sobre cómo dirigir sus pautas de consumo. De todas formas, y a la vista del todavía incipiente proceso de estandarización y normalización experimentado por esta herramienta, es difícil profundizar mucho más en su evaluación crítica.
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
10.3.2. El compás ecológico Una alternativa más sencilla al Análisis del Ciclo de Vida del Producto, y que se mencionará únicamente de pasada, es el llamado compás ecológico. Este instrumento, diseñado originalmente por Dow Europe, organiza la evolución de los impactos ambientales de un determinado producto de una forma visualmente muy atractiva, tal y como puede comprobarse en la Figura 10.6. Establecido un pequeño grupo de impactos significativos, que actúan como vértices del compás, se traza una envolvente anual (o semestral, o mensual, de acuerdo a las características del problema objeto de estudio), que permite visualizar de manera instantánea los progresos realizados en cada campo (PNUMA, 2000, página 17).
10.3.3. La ecoetiqueta Desde el punto de vista de la información al consumidor sobre la bondad de las características ambientales de un producto, probablemente la forma más expeditiva de darlas a conocer sea la utilización de algún símbolo o sello que lo distinga de sus competidores. Esta es la base de todos los esquemas de ecoetiquetado que, desde la aparición en 1977 del «ángel azul» en Alemania, han tratado de garantizar al consumidor el comportamiento ambientalmente menos agresivo de determinados productos, obviando los posibles abusos a que se aludía más arriba. A partir de ese punto, se ha venido desarrollando en el ámbito de la Unión Europea un proceso de normalización que ha desembocado en la aparición, en 1993, de un sistema europeo de etiquetado ecológico16. Los elementos que configuran un sistema de ecoetiquetado serían los siguientes: — En primer lugar, un grupo de productos que tienen en común el satisfacer una determinada necesidad: «todos los productos competitivos que sirven un propósito similar y tienen un uso equivalente». — En segundo lugar, un Análisis del Ciclo de Vida del Producto aplicado al grupo en su conjunto, para determinar sus principales impactos ambientales. — En tercer lugar, una serie de criterios que permitan identificar a los productos menos agresivos con el medio ambiente, dentro del conjunto de los analizados: por ejemplo, al 30 por 100 de los productos más favorables desde el punto de vista ambiental. Estos criterios, recuerde el lector el problema de la agregación mencionado en el epígrafe anterior, son establecidos normalmente por una comisión de expertos que incluye a representantes del gobierno, las empresas, la comunidad científica, y las asociaciones ecologistas y de consumidores. Una vez establecidos los puntos anteriores, un organismo independiente concede el derecho a utilizar la etiqueta ecológica correspondiente a la empresa que lo solicite para 16
Además del ángel azul, otras etiquetas ecológicas bien conocidas son el cisne blanco (Suecia), el sello verde (Estados Unidos), la ecomarca (Japón), la marca verde (Taiwán), KELA (Corea del Sur) y AENORMedio Ambiente (España). En el ámbito de la UE existe la ecoetiqueta europea, cuyos primeros pasos aparecieron con el Reglamento del Parlamento Europeo y del Consejo (880/92) de 23 de marzo de 1992 relativo a un sistema comunitario de concesión de etiqueta ecológica. El texto definitivo fue adoptado en España mediante Real Decreto de 8 de abril de 1994 (598/94). En julio de 2000 se aprobaba el Reglamento (CE) del Parlamento Europeo y del Consejo (1980/2000) que revisaba el sistema comunitario de concesión de etiqueta ecológica.
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Prolongación de servicios Salud y medio ambiente
Emisiones
Intensidad de materiales
Reciclaje
Generación de residuos
Conservación de recursos Energía
Figura 10.6. El compás ecológico.
alguno de sus productos, y que se encuentre dentro del porcentaje previamente definido (en la Unión Europea, el 30 por 100 mencionado). Esta concesión tiene una vigencia temporal finita (normalmente tres años), y ha de ser renovada, si la empresa así lo desea, al término de la misma. La vigencia temporal limitada de la ecoetiqueta responde al hecho de que, con toda probabilidad, la concesión de la misma a una serie limitada de productos dentro de un grupo cualquiera supondrá un incentivo para aquellos que se han quedado fuera. Si esto ocurre, y los excluidos adoptan las medidas necesarias para cumplir con los criterios establecidos, el 30 por 100 original puede no tardar en convertirse en un 70 u 80 por 100. El comité certificador, a la vista de la evolución de los acontecimientos, irá endureciendo los criterios ambientales, elevando el listón, de forma que en cada momento del tiempo, en promedio, sólo un porcentaje reducido de productos cumpla con las condiciones necesarias para obtener la ecoetiqueta17. Dentro del marco de la Unión Europea, la ecoetiqueta no se concede a los siguientes grupos de productos: alimentos, bebidas, productos farmacéuticos y aparatos médicos, y productos clasificados como peligrosos, o cuyos procesos de producción entra17
En España, el procedimiento consta de las siguientes fases:
— Solicitud. Se dirige al organismo competente (AENOR, dependencias de las CCAA facultadas para ello). — Consulta al Registro de solicitudes de etiqueta ecológica de la Comisión Europea, para comprobar que no se ha solicitado ante otro organismo. — Examen de los requisitos y documentación exigida. Admitida la solicitud, se examinan las propiedades ecológicas del producto a partir de los documentos y certificados aportados. Se podrán recabar en esta fase los informes que se estimen oportunos. — Denegación (en su caso). Se notificará a la Comisión Europea y al solicitante la denegación, de forma motivada, adjuntando los resultados de la evaluación. — Concesión (en su caso). Notificada la concesión, se firma el contrato correspondiente y se comienza el pago del canon de utilización de la etiqueta.
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ñen un daño significativo para las personas o el medio ambiente. Para los demás, la solicitud de la ecoetiqueta es totalmente voluntaria, y la empresa interesada ha de hacer frente no sólo a los costes derivados de lograr que su producto cumpla con las exigencias ambientales establecidas por la norma correspondiente, sino que ha de añadir a éstos los debidos al organismo certificador: normalmente una tasa común, al presentar la solicitud, y un porcentaje de las ventas del producto certificado, por el uso de la ecoetiqueta (una tasa de 500 euros, más un 0,15 por 100 de las ventas del producto en el caso de concesión de la ecoetiqueta).
10.4. FONDOS DE INVERSIÓN ÉTICOS Y AMBIENTALES18 No quisiéramos terminar este breve repaso a los instrumentos que podrían incentivar la adopción de un posicionamiento más claramente favorable al medio ambiente por parte de la empresa, sin hacer mención de una posibilidad que no se centra ni en el proceso productivo ni en el producto, sino en la empresa como un todo: los fondos éticos y ambientales. Los fondos éticos son una de las manifestaciones de la llamada inversión ética, que estaría compuesta por: — Las cooperativas de crédito de apoyo a proyectos normalmente discriminados por la financiación convencional. — La banca ética, que considera objetivos sociales y ambientales en todas sus operaciones: por ejemplo, el Grameen Bank de Bangla Desh, el Citizen’s Bank de Canadá o el Southshore Bank de Chicago. — Los productos éticos que ofrecen las instituciones financieras convencionales. En esta categoría estarían incluidos los denominados fondos éticos19. El origen de estos instrumentos se encuentra en la inquietud de distintos consumidores y organizaciones con respecto a la colocación de sus ahorros en el sistema financiero. Estas personas están interesadas en obtener una rentabilidad por los mismos, pero no a cualquier precio: no desearían que sus ahorros contribuyeran a financiar empresas cuyo comportamiento no aprueban. Los fondos éticos nacen, precisamente, para garantizar esto. Los gestores de estos fondos establecen una serie de requisitos que han de cumplir las empresas para que sus títulos puedan entrar en la cartera de estos intermediarios financieros: en otras palabras, si no satisface los criterios éticos de los responsables del fondo, no se adquirirán las acciones de esta compañía con el dinero depositado por los inversores. Existen dos grandes categorías de criterios que se utilizan para calificar una inversión como ética: — Criterios negativos o excluyentes. Son aquellos indicadores por los cuales se rechaza a una empresa para que forme parte de un fondo de inversión concreto, 18 Este apartado se basa, fundamentalmente, en el trabajo realizado por Paula Sánchez Carretero dentro del programa de doctorado en Economía Ambiental de la Universidad de Alcalá (Sánchez Carretero, 2001). 19 A su vez, los fondos éticos no han de confundirse con los llamados fondos solidarios, que son aquellos fondos normales de inversión que ceden una parte de su rendimiento para fines sociales (ONG) y que, en muchas ocasiones, no son sino una estrategia más de márketing.
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debido a sus actuaciones contrarias al objetivo que pretende favorecer la inversión. — Criterios positivos o incluyentes. Son aquellos que pretenden valorar la actuación de la empresa con respecto a la contribución real al desarrollo de los fines del fondo. Dentro de estas dos grandes categorías se pueden distinguir cuatro distintos grupos de criterios: — Relativos a las relaciones sociolaborales y con la comunidad: • • • •
Política sociolaboral. Condiciones de trabajo. Mujeres y situación sociolaboral. Discapacitados y situación sociolaboral.
— Relativos al medio ambiente: • Política ambiental. • Emisiones y residuos. • Reciclaje y reutilización. — Campo de actuación: • • • • • •
Defensa y armamento. Tabaco. Alcohol. Juego. Pornografía. Energía nuclear.
— Otros: • Transparencia informativa. • Experimentación con animales. • Derechos Humanos. Existen organizaciones especializadas en proporcionar información a las Instituciones de Inversión Colectiva (IIC) sobre las características sociales y ambientales de las empresas, en función de los criterios mencionados, para que éstas puedan decidir con mayor conocimiento de causa sobre la colocación de sus fondos20. Los fondos éticos representan, en cualquier caso, la sensibilidad de sus clientes y es importante señalar, en este sentido, la gran diferencia que puede llegar a existir entre los criterios utilizados en países como Estados Unidos y Canadá, o en España, el Reino Unido o Europa. En el primer caso, los criterios más importantes son los de pornografía, tabaco y alcohol, mientras que en los países europeos los más demandados socialmente son los derechos humanos, el medio ambiente y la discriminación laboral. En el caso de los Estados Unidos, uno de los países pioneros en este campo, las inversiones socialmente responsables surgieron como iniciativa de organizaciones religiosas, universidades y fundaciones. Su tasa de crecimiento ha sido realmente espectacular: 20 Es el caso, por ejemplo, del Ethical Investment Research and Information Service (EIRIS) en el Reino Unido (Hine, 2001); el Ethical Investors Group en los Estados Unidos; o el INVERCO en España.
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40.000 millones de dólares en 1984; 639.000 millones en 1995; 1,2 billones en 1997; y 2,16 billones en 1999 (Social Investment Forum, 1999). Como se apuntaba más arriba, los criterios de selección más utilizados son el tabaco (96 por 100), juego (86 por 100), alcohol (83 por 100), armamento (81 por 100), comportamiento medioambiental (79 por 100), derechos humanos (43 por 100), las relaciones laborales (38 por 100), la contracepción y el aborto (23 por 100) y los derechos de los animales (18 por 100). Con respecto a la rentabilidad de estos fondos, variable no desdeñable, cabría afirmar que su desempeño ha sido comparativamente bastante positivo. En 1990, apareció el Domini 400 Social Index, basado en el análisis de 400 empresas que cumplían los requisitos exigidos para ser incluidas en los fondos de inversión éticos21. Si se compara la evolución del rendimiento obtenido por la inversión de un dólar en un fondo convencional, utilizando como índice de su rentabilidad, por ejemplo, el S&P 500, se observa cómo el Domini 400 Social Index y el Citizen Index (otro índice de rentabilidad de fondos éticos, en este caso canadiense) superan al S&P500, casi desde su aparición. Concretamente el Domini 400 Social Index consiguió en el período 1990-1998 una rentabilidad acumulada del 442 por 100 mientras que la del índice S&P 500 fue del 365 (Social Investment Forum, 1999). En el Reino Unido, el otro gran país pionero en este campo, el creciente interés por los temas ambientales ha favorecido también el desarrollo de las inversiones éticas. En los últimos años, además, la revolución en los fondos de pensiones ha supuesto un elemento de despegue del componente ético en las inversiones. Actualmente se calcula que existen aproximadamente 54 fondos éticos, en los que participan casi medio millón de inversores, cuya cartera de valores se calcula asciende a 4.614 millones de libras esterlinas (Hine, 2001). Como muestra de la creciente importancia de estos fondos, la Bolsa de Londres ha puesto en circulación un nuevo índice, el FTSE4Good (juego de palabras que significa «índice para bien»), dirigido a las denominadas empresas éticas. Esta iniciativa surgida a través de EIRIS y el fondo de inversión Close Fund Management, pretende ser un punto de referencia para medir el rendimiento de estos valores. En España, este tipo de fondos es un producto relativamente nuevo. Desde que en 1999 se aprobaron los requisitos para que un fondo pudiera catalogarse como ético (INVERCO, circular del 15 de noviembre de 1999), han aparecido en el mercado más de una decena de este tipo de fondos22. En concreto, existen en la actualidad 15 fondos de responsabilidad social, de los cuales seis son éticos y solidarios, seis son ecológicos y tres son exclusivamente solidarios. De los fondos ecológicos tan sólo dos son gestionados en España, los otros cuatro (Crédit Suïse Equity Fund, Lux; Global Sustainability UBS Lux Equity Fund Eco-Performance; Bankpyme Green Fund; y DB Ecoinvest) no están domiciliados en España pero sí se comercializan en el país. El patrimonio invertido en ellos por sus casi seis mil participantes es de 106 millones de euros (CEPES, 2001). En cualquier caso, y aun cuando se trata de un instrumento muy reciente, en la medida en que crezca la importancia tanto cuantitativa como cualitativa de estos fondos 21 Peter Kinder, Steve Lydenberg y Amy Domini, fundaron en 1989, la Kinder, Lydenberg, Domini &Co. (KLD) para proporcionar asistencia en materia de identificación del perfil económico y social de las empresas en Estados Unidos. Es esta empresa, KLD, la que creó el Domini 400 Social Index, y la que elabora informes periódicos con respecto a su evolución. Otro índice muy importante en este terreno, por su representatividad internacional, es el Dow Jones Sustainable Group Index (DJSGI). 22 Esta circular contempla la participación de una Comisión de Ética, formada por miembros independientes, aunque será la Comisión Gestora la que determine en última instancia las decisiones de inversión de la cartera, aprobada por la Comisión de Ética. Actualmente se está creando esta Comisión de Ética en AENOR, formada por miembros de diferentes organismos, fundaciones e instituciones, para realizar dicha función.
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éticos y ambientales, mayor será el incentivo que tendrán las empresas en resultar elegibles, ya que ello redundará no sólo en una mejora de su imagen, sino en una revalorización de sus activos y el acceso a una mayor liquidez.
10.5.
POLÍTICA AMBIENTAL EN MÉXICO Y EFICIENCIA EMPRESARIAL23
La política ambiental en México ha sufrido una profunda transformación en los últimos años, con la consiguiente repercusión sobre el mundo empresarial. Durante los años setenta y ochenta del siglo pasado, la política ambiental se orientó a combatir las causas más notorias de contaminación industrial, apoyándose en el uso de los instrumentos de regulación directa que atendían de forma separada los problemas del medio hídrico y la atmósfera: un sistema regulador tradicional de permisos, inspecciones y sanciones, basado en normas técnicas y ecológicas originadas en ordenamientos anteriores y dispersos, con resultados sumamente deficientes (Mercado y Blanco, 2003). Es a partir de los últimos tres años de la década de los ochenta cuando se acelera el proceso de actualización del marco normativo ambiental. En 1988 se promulga la Ley General del Equilibrio Ecológico y la Protección al Ambiente (LGEEPA), un año después de las reformas constitucionales que convirtieron en deberes del Estado la conservación y restauración del equilibrio ecológico, así como la preservación del medio ambiente. Con esta ley comenzó a intensificarse la elaboración de reglamentos en materia de impacto ambiental, residuos peligrosos, contaminación atmosférica y transporte terrestre de materiales y residuos peligrosos. En 1990 se formuló el Programa Nacional de Protección al Medio Ambiente 1990-1994, el cual se complementó posteriormente con los preceptos y principios orientadores generados a partir de la Cumbre de Río. A lo largo de los años noventa se produjo el cambio institucional necesario para hacer cumplir la ley: en 1992 se crean el Instituto Nacional de Ecología, encargado de las funciones administrativas y normativas derivadas de la política ambiental, y la Procuraduría Federal de la Protección al Ambiente, con funciones de inspección y vigilancia. A partir de 1994 se inicia una nueva etapa de cambios más sistemáticos. En primer lugar, en el terreno de las normas. Estas se reformaron con base en reglas de medición basadas en la Ley Federal sobre Metrología y Normalización y se orientaron de una manera más explícita hacia el logro de objetivos ambientales precisos, especialmente en la ya mencionada LGEEPA de 1988, reformulada en 1996. La situación mostraba una elevada concentración de normas en el sector industrial, seguido a distancia por el sector transporte y el de servicios, y quedando notablemente rezagado el sector agropecuario. El enfoque se mueve hacia un número menor de normas, al aplicar a todos los agentes regulados las mismas, en lugar de atender, como se hacía con anterioridad, a sus particularidades tecnológicas, estableciendo límites diferenciales en función de las características tecnológicas de los medios receptores24. 23
Esta sección se basa en el Capítulo 3 de Domínguez (2006). Este cambio en el carácter de la normativa es, en cierto sentido, una transición de los estándares basados en especificaciones tecnológicas a los de desempeño, que son los que están adoptando con mayor frecuencia los países desarrollados, ya que tienen algunas ventajas sobre los primeros, en particular la de que, al estar apoyados en la capacidad de asimilación de los medios receptores, permiten localizar los problemas, evaluarlos en su entorno geográfico local y, por consiguiente, dan a las empresas la libertad para elegir las soluciones tecnológicas que consideren más eficientes, sin limitarse sólo a la tecnología de control. 24
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Por otro lado, se facilita la adopción de iniciativas empresariales relacionadas con el control de la contaminación. Es así como en 1996 se regularon los instrumentos voluntarios, justificados por la necesidad de adoptar una política de gestión ambiental congruente con los criterios de subsidiariedad estatal y corresponsabilidad social. Entre otras, estas modificaciones incluían: — La posibilidad de que las empresas u organizaciones empresariales desarrollaran procesos voluntarios de autorregulación ambiental para mejorar su desempeño, comprometiéndose a superar los niveles establecidos en materia ambiental mediante normas voluntarias o especificaciones técnicas más estrictas que las oficiales. — La realización, en forma voluntaria y mediante una auditoría ambiental, del examen de sus operaciones, de la contaminación y el riesgo que generan, así como del grado de cumplimiento de la normativa ambiental y, en su caso, de los parámetros internacionales y de buenas prácticas aplicables, con el objeto de definir las medidas preventivas y correctivas necesarias para proteger el medio ambiente25. Tras un examen exhaustivo de sus instalaciones y operaciones, así como del cumplimiento de la normativa, se podían identificar los principales problemas ambientales, para abordar su solución en un período establecido y acordado por las partes. El proceso culminaba con la Certificación de Industria Limpia que las empresas debían renovar cada año en un organismo acreditado. En 2000 se habían realizado 1.701 auditorías, 725 con certificación positiva. Estas cifras muestran un cierto avance frente a la situación a inicios de los noventa. Cubre buena parte de las empresas industriales grandes, pero es evidente que queda mucho por avanzar, sobre todo entre las medianas, pequeñas y las llamadas microempresas (el Censo Industrial de 2003 sumaba alrededor de 200.000 empresas). El Programa Voluntario de Gestión Ambiental (PVG), por su parte, buscó propiciar que las empresas fortalecieran su capacidad de gestión ambiental, mediante la introducción de Sistemas de Gestión Ambiental, del tipo ISO-14001, o similar, para lo que se requiere la certificación de un organismo acreditado internacionalmente. En México apenas se ha creado de manera formal la Entidad Mexicana de Acreditación y sólo existe un organismo certificador en ISO-14001. Hasta junio de 1999 se habían emitido sólo 40 de estos certificados. Las empresas que lo consiguieron fueron, básicamente, grandes empresas que formaban parte de corporaciones internacionales con intensa actividad exportadora. La política ambiental hacia la industria contaba, adicionalmente, con dos instrumentos económicos de tipo fiscal que, originalmente, tenían como objetivo impulsar el cambio tecnológico en la industria: — La depreciación acelerada (regulada en la Ley del Impuesto sobre la Renta), en vigor desde 1993, permitía una depreciación en un año del 50 por 100 del equi25 Sin duda uno de los elementos al que se dio mayor relevancia en aquellos años fue el de las auditorías voluntarias. Éstas aparecieron fundamentalmente en los sectores industriales en que tenía jurisdicción Profepa (la industria química, petroquímica básica, petrolera, pinturas y tintas, papel y celulosa, vidrio, cemento, cal, metalurgia y automotriz). Las auditorías fueron financiadas por el Estado entre 1994 y 1995, pero a partir de 1996 esta subvención cesó.
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po modificado para consumir gas natural, y para el que se destinara a prevenir y controlar la contaminación ambiental en cumplimiento de las disposiciones legales respectivas, porcentaje que se elevó hasta el 100 por 100 a finales de 1994. — El arancel cero entró en vigor en enero de 1997, y permitía a las industrias que adquirieran en el extranjero equipo para control o prevención de la contaminación, pagar un arancel cero, siempre y cuando dicho equipo no se fabricara ni pudiera fabricarse competitivamente en México, y previa autorización de la Secretaría de Comercio y Fomento Industrial (Secofi), lo que suponía una reducción del precio final de entre un 15 y un 20 por 100, que es el arancel que se hubiera aplicado. Vale la pena detenerse un momento en analizar la incidencia que tuvieron ambos tipos de medida. En una encuesta realizada en 1995 a 90 empresas industriales representativas (Domínguez, 1999), se sondeó la información disponible sobre la depreciación acelerada, resultando que únicamente 14 habían usado este estímulo, mientras que 33 (un 37 por 100) declaraban no conocerlo. Lo anterior muestra no sólo que las empresas no contaban con información, sino que tampoco la autoridad ambiental sabía quiénes lo estaban utilizando. En años posteriores, la depreciación acelerada se hizo más conocida entre las empresas grandes pero, más que un incentivo para el cambio tecnológico, se convirtió en una fuente de ganancia adicional ex post. Actualmente este instrumento se ha restringido para aquellos casos que estén ligados a las auditorías voluntarias, lo que sugiere que las empresas medianas y pequeñas, probablemente quedarán marginadas. En el caso del arancel cero la Secofi (ahora Secretaría de Economía) informó que se recibieron sólo 49 solicitudes de junio de 1998 a diciembre de 1999, de las que se rechazó una. Su utilización ha sido, pues, también limitada, y actualmente está en proceso de revisión. Tratando de profundizar un poco más en el complejo mundo de las respuestas empresariales a los cambios en la normativa ambiental, se llevó a cabo una serie de entrevistas en profundidad centradas en 12 empresas líderes en sus respectivos sectores, en el año 2000: Domínguez (2006, capítulo 6)26. Para entender la dinámica de estas respuestas, conviene recordar que a los cambios normativos analizados, se une el hecho de que, a partir de la apertura comercial y, en particular, desde la entrada en vigor del Tratado de Libre Comercio con Estados Unidos y Canadá, las empresas vinculadas al mercado internacional se vieron obligadas a buscar una mayor competitividad tanto en materia de eficiencia y calidad de sus productos, como de un desempeño ambiental satisfactorio. Al mismo tiempo, estas empresas han quedado sujetas a un intenso escrutinio gubernamental. Algunas de las principales conclusiones de este trabajo podrían resumirse como sigue: Es más probable encontrar este enfoque integral que incorpora el factor ambiental como parte de su estrategia competitiva entre las empresas grandes, grupos o corporaciones. Estas empresas establecen lineamientos generales para el conjunto de plantas o divisiones y cambian las estructuras y manuales específicos de cada unidad en congruencia con los compromisos ambientales generales, lo que requiere asimismo un 26 Si bien en un principio se seleccionaron 34 empresas, señaladas por autoridades o representantes de la industria como proactivas en términos ambientales, sólo 12 accedieron finalmente a realizar estas entrevistas en profundidad. Entre las empresas entrevistadas estuvieron el grupo CYDSA; Grupo IRSA, Sonoco, Fundidora Nardo, Tintes y Pinturas Sánchez, Bayer de México, Erickson de México.
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proceso de capacitación ambiental. Las empresas pequeñas tienen enfoques menos sistemáticos. Buena parte de las empresas analizadas habían elaborado documentos relativos al medio ambiente en distintos niveles: principios directrices, directivas ecológicas y programas de acción ecológica. Aunque muchos de ellos son simples declaraciones de intenciones, constituyen, en principio, un compromiso de la dirección. De las 12 empresas examinadas, ocho contaban con una política explícita para el medio ambiente: cinco tenían como primer compromiso cumplir con la legislación nacional y tres con la internacional. Entre las prioridades apuntadas se mencionó, asimismo, la implantación de sistemas de gestión ambiental, así como el estímulo a la recuperación y el reciclaje. Las empresas grandes y muy grandes contaban con una política ambiental por escrito. Entre las compañías extranjeras la política a menudo incluía el compromiso de cumplir con las normas de la corporación o del país en el que se localizaba la matriz. La mitad de las empresas tenía un sistema de gestión ambiental, y nueve de ellas contaban con manuales elaborados específicamente para la empresa. Por lo general los documentos estaban acompañados de instrumentos de gestión, como estadísticas, fueran puntuales, fueran parte de un programa integral con metas de desempeño a corto y largo plazos. Los balances de materiales así como las auditorías ecológicas aparecían en las empresas más avanzadas. El alcance del proceso de aprendizaje ambiental está condicionado por un desarrollo de capacidades tecnológicas relativamente avanzado en las empresas reseñadas, el cual se reflejaba en su gasto en I+D, o en su especial interés en el desarrollo tecnológico y su proceso de modernización; seis empresas contaban con un departamento de ingeniería o de I+D. Ante una normativa ambiental cada vez más estricta las empresas tenían varias opciones: filtrar sus descargas o emisiones, reducirlas o recuperar los insumos y reciclarlos. Las entrevistas en profundidad mostraban que, en una primera etapa, el aprendizaje ambiental comienza por la documentación y monitoreo de los distintos aspectos del proceso productivo y de las descargas de la empresa. Esto permitía identificar posibles ahorros por la disminución de mermas y las menores descargas o emisiones al aire. Por otra parte se aprecia en estas empresas un proceso de aprendizaje indirecto a través de la vinculación con otras empresas o instituciones. La principal asesoría ambiental de las empresas industriales en México proviene, en primer lugar, de los consultores especializados y, en segundo, de los proveedores de equipo, la casa matriz y las asociaciones de productores27. Las exigencias de la matriz o de un cliente internacional en cuanto a la calidad ambiental de los productos puede resultar en que una empresa demande a sus proveedores un cambio a productos menos nocivos para el medio ambiente o la salud. A continuación, se detallan las principales modificaciones técnico-ambientales introducidas por estas empresas. En general los equipos de «final del proceso» se emplearon por primera vez a finales de los ochenta y comienzos de los años noventa, pero ello no quiere decir que no hayan sido continuamente renovados y, a menudo sustituidos, por otros más eficaces. En contraste, las soluciones ecoeficientes tendieron a instalarse en la segunda parte de los años noventa. 27 La interacción de las empresas con las cámaras o asociaciones ha jugado un papel muy favorable con dos ejemplos notables en el caso del Programa de Responsabilidad Integral de la Asociación Nacional de la Industria Química (ANIQ) para el aprendizaje ambiental de sus socias. Existe un programa similar en la Asociación Nacional de Productores de Pinturas (ANAPIT).
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Emisiones a la atmósfera. Diez empresas habían introducido equipos de control para emisiones, tales como campanas, filtros de distintos tamaños, colectores de polvo, y biorreactores para el control de emisiones y olores (grupo de empaques, fibras y textiles). Tratamiento de aguas residuales. El tamaño y crecimiento de las empresas condiciona en este caso el alcance de las instalaciones utilizadas. Una pequeña empresa de pinturas informó, por ejemplo, de que después de un estudio se llegó a la conclusión de que no se requería una planta, por lo que recurrió a guardar el agua de colores en bidones para utilizarla de nuevo en la manufactura de pintura. En otra empresa de pinturas el tratamiento era físico, pues separaban y filtraban los lodos. En las químicas predominaba el tratamiento físico-químico o biológico. Dos empresas informaron que el agua salía con pureza certificada para riego, mientras otras tres iban a introducir nuevas instalaciones con procesos biológicos para tratar con mayor eficiencia las aguas residuales. Equipo o instalaciones para manejo de residuos. Todas las empresas con manejo de residuos peligrosos o tóxicos informaron que habían adecuado sus instalaciones para este efecto. Tres grandes empresas químicas contaban además con incinerador. Soluciones técnico-ambientales de tipo preventivo o mixtas. Entre estas soluciones se encontraron sistemas de reciclaje, cambios de insumos con fines ambientales, rediseño hacia productos ambientalmente amigables, sistemas de combustión más eficientes, maquinaria eficiente en energía, programas de ahorro energético, y cambios en procesos de trabajo. Sistemas o equipo para la minimización de pérdidas y reciclaje de materias primas. En cuatro empresas se instaló maquinaria más eficiente para minimizar pérdidas. Una empresa de herramientas señaló tener un recuperador de arena desde 1990. Otra, productora de chapas para botellas y tapas de lata, recuperaba el metal de las descargas y lo reciclaba. Otros ejemplos: la instalación de un colector de polvo para recuperar materia prima en una planta química; la recuperación de polvo en la producción de tablero aglomerado, y la recuperación de resina fenólica a partir de agua residual con fenol. Reciclaje de agua. En el caso del agua, una empresa papelera la reciclaba tres veces, gracias a sus instalaciones de tratamiento. Asimismo, reutilizaba productos químicos en la fabricación de cartón. En una planta química el reciclaje de agua llegaba al 60 por 100, cuando antes se vertía en una laguna aledaña, lo que ha permitido la recuperación de esta laguna y su hábitat. Cambios en los insumos con fines ecológicos. Entre los cambios realizados antes de 1994 se puede mencionar un cambio en el uso de fungicidas de mercurio por otros menos contaminantes en la empresa pequeña de pinturas, así como la utilización de adhesivos e iniciadores solventes al agua. Otra empresa reportó la eliminación de sales de cromo en los productos auxiliares para la curtiembre y de los CFC en los aereosoles. Tal vez uno de los cambios más generalizados de insumos entre las empresas es el uso del gas natural como combustible a lo largo de los noventa. En algunos casos requirió modificaciones sencillas, pero en otros exigió la sustitución de reactores. Cambios más recientes fueron la eliminación del asbesto en la producción de impermeabilizantes y pinturas, la reducción de COV en las resinas y la sustitución del plomo en tintas y pinturas. Sin duda uno de los programas de mayor efecto en términos ambientales fue la eliminación del plomo en las pinturas. No sólo atañe al impacto en la salud de los usuarios del producto, sino también en la de sus trabajadores y en la calidad de los vertidos. En este caso el cambio se debió a la decisión de un cliente de apostar por comercializar
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productos elaborados con pinturas sin plomo. Esfuerzos en el mismo sentido fueron los adhesivos sin solventes precursores del ozono y psicotrópicos, así como el uso de nuevos refrigerantes. Es importante señalar que como parte de este proceso algunas empresas también suspendieron la producción de determinados productos: por ejemplo, el grupo de químicos farmacéuticos retiró un fungicida del mercado Sistemas de combustión y maquinaria más eficientes en el uso de energía. Se encontraron en siete empresas. Estos cambios entrañaron la compra de hornos, quemadores de bajo NOX, renovación de calderas y mejor instrumentación del equipo para el control de las operaciones. Asimismo, el empleo de maquinaria eficiente en el uso de energía; motores más rápidos y eficientes que evitan pérdidas de energía por paros y arranques frecuentes. Entre los ejemplos, que datan de los años noventa, están la introducción de compresores de aire con tecnología libre de aceite, el uso de motores de alta eficiencia con arrancadores inteligentes y la modificación en el proceso mediante la inyección directa de vapor a reactores. Adicionalmente las empresas tenían programas de ahorro energético; a veces con la ayuda de consultores privados y otras con la del Fideicomiso de Energía (FIDE). Cinco de estas empresas declararon haber alcanzado disminuciones de un 10 a 30 por 100 en el índice energético. Muchas de las soluciones ensayadas no implicaron la compra de equipo sino la reorientación de algunos de los procedimientos de trabajo. Otras soluciones apuntan hacia procedimientos más estrictos en el control de materiales y mejoras en el mantenimiento de los equipos de proceso. En resumen, en un medio competitivo a la vez que estricto en materia ambiental, se inducen soluciones que afectan a distintos ámbitos de la empresa para reducir sus emisiones y vertidos, y utilizar más racionalmente el agua, los insumos y la energía. Las soluciones referentes a la introducción de equipo de control son parte de una gama de alternativas, algunas de las cuales son compatibles con la competitividad de las empresas. Por último, resalta el hecho de que entre estas soluciones amigables al medio ambiente, no todas requieren cuantiosas inversiones.
10.6.
RESUMEN
Se han analizado, a lo largo de este capítulo, las principales herramientas con las que contaría una empresa interesada en adoptar un posicionamiento ambiental positivo. Para ello, se ha comenzado por pasar revista a los principales motivos que podrían explicar la introducción de la variable ambiental en las decisiones empresariales. En algunos casos, es la necesidad de cumplir con la normativa existente para evitar tanto las eventuales sanciones, como el deterioro de la imagen corporativa de la empresa. En otros, la búsqueda de la ecoeficiencia para ahorrar costes. Finalmente, puede ser la presión de los propios clientes o la búsqueda de nuevas oportunidades de rentabilidad. Una vez adoptada la decisión, las herramientas con las que contaría la empresa han quedado encuadradas en dos grandes grupos. En el primero, se han analizado aquellas que hacen referencia al proceso de producción: la política ambiental de la empresa, los Sistemas de Gestión Ambiental, las auditorías ambientales y el ecobalance. En todas ellas jugaba un papel fundamental la familia de normas ISO 14000. En segundo lugar, se encontraban aquellas herramientas que se dirigen a garantizar la idoneidad ambiental del producto ofrecido: el Análisis del Ciclo de Vida del Producto y las ecoetiquetas. Finalmente, el lector habrá encontrado una breve referencia a los fondos éticos y ambientales, instrumento financiero que constituye un incentivo añadido y externo para la
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adopción de las medidas anteriores. Para ilustrar lo anterior, el último epígrafe ha presentado un estudio de las principales modalidades de adaptación de las empresas a la normativa ambiental en México.
Nota para consultas adicionales Un texto general muy completo sobre la problemática ambiental y la empresa es el de Ludevid (2000). También, aunque muy centrado en la realidad de los Estados Unidos, Morelli (1999). Sobre la ecoeficiencia en general: Fiksel (1997) y Fussler (1999). En España, Villamil y Maties (1998). En el texto de Loucks et al. (1998) el lector encontrará un buen número de estudio de casos realmente interesante. Sobre los Sistemas de Gestión Ambiental, en general, el texto clásico es el de Hunt y Johnson (1996). Son, asimismo, recomendables las guías elaboradas por la Generalitat de Cataluña (Arteche, 1997) y Confemetal (Gómez-Fraile, 1999). Con respecto a la auditoría ambiental y la norma ISO 14.001, el lector puede consultar Woodside y Aurrichio (2001), Harrison (1996) con especial referencia a la higiene y seguridad laboral y, en España, Baron (1999). Los lectores interesados en la problemática de las ecoetiquetas pueden visitar la página web de la Unión Europea: http://europa.eu.int/en/comm/dg11/ecolabel/index.htm. Un modelo muy elaborado con respecto a los impactos de la ecoetiqueta, en función de las características del mercado y de la política ambiental es el presentado por Hamilton y Zilberman (2006). Greaker (2005) compara los efectos de un sistema de ecoetiquetas con la introducción de estándares ambientales en un contexto de intercambio internacional. La metodología del Análisis del Ciclo de Vida puede ser complementada por un análisis igualmente detallado del coste del producto a lo largo de todas las etapas de su vida: Nakamura y Kondo (2006) aplican esta doble metodología para analizar la mejor forma de eliminar distintos electrodomésticos. Un elemento de constante discusión en este terreno ha sido el de las relaciones existentes entre el desempeño ambiental de las empresas y su rentabilidad. Los resultados no son concluyentes, como atestiguan, por ejemplo, los trabajos de Filbert y Gorman (2004), para el caso de las compañías eléctricas, aunque Gupta y Goldar (2005), sí encuentran una relación positiva entre el desempeño ambiental de las empresas indias de los sectores del papel y pulpa, automoción y químico, con el valor de sus acciones. Hamamoto (2006) encuentra, asimismo, una relación positiva entre la severidad de la normativa ambiental y la inversión en I+D y la productividad de los factores, para el caso de la industria manufacturera japonesa. Por otro lado, y abundando en la hipótesis de Porter, la evidencia sugiere que la inversión socialmente sostenible y responsable (SRSI), es probable que llegue a ser incluso menos volátil y proporcionar mayor rentabilidad que la inversión convencional. Diversas investigaciones han puesto de manifiesto, por ejemplo, que incorporar la responsabilidad social corporativa puede tener un impacto positivo en términos de riesgo y rentabilidad: véase, por ejemplo, Flatz (2004). No es tarea sencilla evaluar el desempeño ambiental de una empresa. Filbert y Gorman utilizan el Compliance Index del Responsability Research Center (www.oa.irrc. org), pero en Olsthoorn et al. (2001) encontrará el lector un amplio abanico de indicadores. Lenzen et al. (2004) recuerdan, a este respecto, la importancia del horizonte temporal contemplado, en los informes sobre el desempeño ambiental de las empresas.
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Donde la evidencia empírica parece ser más concluyente es con respecto al impacto de la responsabilidad ambiental (environmental liability) en la estructura financiera de la empresa, como ponen de relieve Ulph y Valentini (2004). En el ámbito latinoamericano cabe reseñar el trabajo de Estrada y Castañeda (1997) sobre la experiencia de la implantación de Sistemas de Gestión Ambiental en las empresas de México, cuyo marco general y administrativo se encuentra descrito en SEMARNAP (1997). Mercado (1999) analiza la importancia relativa de distintas variables a la hora de explicar el comportamiento ambiental de las empresas mexicanas, al igual que Gangadharan (2006). En Argentina, Kent (1999). Resulta quizá prematuro, a estas alturas, tratar de evaluar cuál ha sido hasta el momento la importancia relativa de los distintos factores de presión sobre las empresas (positivos y negativos), para que adopten una actitud ambiental más comprometida. Los escasos estudios realizados al respecto sobre la relación existente entre estos estímulos (normativa, sanciones, oportunidades de negocio), las características de la empresa (tamaño, presencia de capital extranjero, orientación exportadora, formación de sus cuadros dirigentes), y su posicionamiento ambiental (gasto en medidas de reducción del impacto), no son todavía concluyentes: véase, por ejemplo, Hettige et al. (1996), Pargan y Wheeler (1996), Dasgupta et al. (1997), Aden et al. (1999) y Hettige et al. (2000), entre otros. Es de suponer que, a la vista de la importancia de esta línea de investigación, y los esfuerzos que se están invirtiendo en ella, no tardarán en despejarse algunas de las incógnitas que todavía subsisten al respecto.
CAPÍTULO
ONCE SUBDESARROLLO Y DEGRADACIÓN AMBIENTAL1
La pobreza, como es de sobra conocido, está en la base de algunos de los principales problemas ambientales a los que se enfrenta la humanidad. Si, por un lado, la opulencia excesiva de las sociedades adelantadas, con unos patrones insostenibles de consumo, se ha traducido en una amenaza real con respecto al equilibrio ecológico global del sistema, en el otro extremo, en el de la pobreza, las cosas no parecen ir mejor. Los países subdesarrollados comienzan a darse cuenta de que la preocupación por la degradación ambiental no es un lujo que sólo está al alcance de las sociedades más adelantadas, sino que es una necesidad ineludible ante una lacra que amenaza con poner en peligro sus propias posibilidades de desarrollo. No se trata, en efecto, de optar por mejorar la calidad de vida de unos ciudadanos que ya tienen sus necesidades básicas cubiertas, sacrificando para ello, si es necesario, el crecimiento económico convencional, algo que los países atrasados no pueden permitirse, sino de reconocer que el propio desarrollo puede verse amenazado, si no se reequilibra la relación de la esfera productiva con la naturaleza, frenando su degradación. Es fundamental, en este sentido, intentar arrojar algo de luz sobre las causas económicas de los problemas ambientales en los países subdesarrollados, para de esa forma comprender su dinámica, la racionalidad subyacente que los genera y los mecanismos más eficientes para su solución. Éste es el objetivo de las líneas que siguen. Con tal propósito, el capítulo está estructurado de la siguiente manera. El primer epígrafe presenta una descripción de las características fundamentales de las sociedades más «atrasadas» desde el punto de vista económico: el dualismo. Se aborda, por tanto, una caracterización sumaria de las sociedades subdesarrolladas, en una etapa aparentemente de «armonía» con la naturaleza, tratando de identificar los patrones de comportamiento prevalecientes con relación al medio natural. En segundo lugar, se analizan los procesos de diferenciación social que aparecen en el seno de las sociedades tradicionales, a partir del contacto con la racionalidad capitalista, y la diná1
El presente capítulo desarrolla una publicación anterior del autor (Azqueta, 2000).
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mica de urbanización informal que acompaña al fenómeno migratorio desatado por esta diferenciación social. Se introduce la presencia del cambio, de la «modernización» y, de la mano del proceso subsiguiente, se estudian las implicaciones de toda índole de la aparición del sistema de mercado, y de las relaciones mercantiles, con la consiguiente fractura social. El segundo epígrafe trata de averiguar los impactos ambientales de esta doble trayectoria, identificando en ella los principales problemas que con respecto al medio ambiente hacen su aparición en las economías subdesarrolladas. Como estos fenómenos no se producen en el vacío, sino que han venido acompañados de un protagonismo indudable por parte del sector público, el tercer epígrafe aborda el estudio de las consecuencias que, dentro de este proceso de aparición de nuevos problemas ambientales y agravamiento de algunos existentes, ha tenido la política de desarrollo impulsada desde la Administración y, más en concreto, la llamada política sustitutiva de importaciones. La crisis de la deuda en la que desembocaron la mayoría de estas políticas, así como los programas de ajuste estructural y estabilización promovidas por el Fondo Monetario Internacional como cura de la misma, serán objeto de atención preferente. Junto a estas experiencias, que podrían catalogarse como negativas, el cuarto epígrafe se detiene, brevemente, en el caso de los países de nueva industrialización que parecen haber experimentado una evolución más favorable. Continuando en esta línea, la evidencia empírica con respecto a las relaciones existentes entre el grado de desarrollo de un país, y el tipo y gravedad de los problemas ambientales que lo caracterizan, es el objeto de estudio del quinto epígrafe. En él se repasan, someramente, los resultados que ha arrojado la evidencia empírica al respecto, el apoyo que presta a la posible existencia de unas «curvas ambientales de Kuznets» y la explicación, en su caso, que desde el punto de vista de la teoría económica podría ofrecerse para entender este fenómeno. Finalmente, el capítulo se cierra con un resumen y una nota para consultas adicionales.
11.1. LA ECONOMÍA DUAL Se ha afirmado, al comienzo de estas líneas, que la pobreza es uno de los principales focos de la problemática ambiental: una de sus principales causas. Sin embargo, no es fácil reconciliar esta aseveración con el hecho de que, en multitud de ocasiones, ante la magnitud de los problemas ambientales que nos rodean, se tiene la tentación de volver la vista atrás hacia un idílico pasado en el que la especie humana vivía en aparente armonía con la naturaleza. Es cierto: los problemas ambientales, tal y como los entendemos en la actualidad, han aparecido recientemente, de la mano del proceso de desarrollo económico seguido tras la Revolución Industrial. El mundo anterior, en efecto, y simplificando mucho, parecería ser un mundo que mantenía unas relaciones respetuosas con la naturaleza. Era al mismo tiempo, sin embargo, un mundo caracterizado por la pobreza. ¿Qué ocurrió, pues, para que sociedades que estaban sumidas en la pobreza, que no conocían este proceso de desarrollo que caracteriza a las sociedades adelantadas, rompieran este aparente pacto de no-agresión con el entorno natural, y se convirtieran en depredadoras del mismo? Probablemente la respuesta habrá de buscarse comenzando por diferenciar dos fenómenos estrechamente relacionados pero distintos: pobreza y subdesarrollo. La pobreza es un estado, es la falta de cobertura de una serie de necesidades básicas y, como tal, se encuentra tanto en países desarrollados como subdesarrollados; el subdesarrollo, por el contrario, es algo mucho más complejo. El subdesarrollo es un proceso, con una dinámica propia (Azqueta, 1996).
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Pero vayamos por partes. Las sociedades subdesarrolladas fueron caracterizadas, desde un punto de vista económico y social, como sociedades duales, en el sentido de que coexistían en ellas dos sectores claramente diferenciados: un sector tradicional, y un sector moderno. Estos dos sectores se diferenciaban en una gran cantidad de aspectos, pero desde el punto de vista más estrictamente económico, las principales señas de identidad de ambos podrían resumirse como sigue:
11.1.1. El sector tradicional El sector tradicional se caracterizaba por la ausencia de cambio: en él las cosas se repetían siempre de la misma forma. Los cultivos, el reparto y la tenencia de la tierra, las relaciones sociales, la producción de mercancías, el sitio de cada persona tanto en la esfera productiva, como en el entramado social… todo ello se mantenía inalterable con el paso del tiempo y las generaciones. La idea de que sería posible hacer las cosas de otra forma no formaba parte del paisaje social2. Algunos autores daban un paso más en esta caracterización, afirmando que el sector tradicional no utilizaba capital reproducible (la propia idea de capital era extraña al mismo), y que las convenciones que regulaban el acceso de cada persona a los frutos del proceso productivo no guardaban ninguna relación con la lógica del sistema capitalista. Ello se traducía en la aparición del fenómeno del desempleo encubierto: muchas personas participaban en el proceso productivo, pero con una productividad marginal que era cero. Es decir, si se retiraran del mismo, la cantidad total producida no se hubiera visto disminuida: aunque trabajaban (podría contarse el número de pares de zapatos que limpiaba cada lustrador en la plaza de cualquier ciudad de provincias), su contribución al resultado final era nula (el día en que uno de ellos no podía acudir a la plaza, el número de pares que se limpiaban seguía siendo el mismo). Aunque se ha escogido como ilustración del fenómeno un ejemplo tomado del sector urbano, la mayoría de los autores tenía en mente cuando planteaba esta situación, el sector rural. En éste, en efecto, podían encontrarse dos modalidades con respecto al cultivo de la tierra (el activo productivo por excelencia): — Por un lado, el modo de explotación familiar. En él, la familia controlaba el acceso a la tierra, utilizaba el trabajo de todos sus miembros, tanto para las labores agrícolas o ganaderas, como para las propias del hogar, y repartía el resultado final entre todos, de acuerdo a una serie de normas sociales comúnmente aceptadas, con independencia del aporte de cada uno de ellos (situación que, entre paréntesis, también suele reflejar lo que ocurre en el seno de la economía familiar de las sociedades desarrolladas, con respecto a las labores que se efectúan dentro del hogar). El desempleo encubierto se traducía, en este contexto, en el hecho de que «sobraba» gente: algunos miembros de la unidad familiar podrían abandonarla, sin que se resintiera por ello la cantidad total producida.
2 José Luis Sampedro afirmaba en su excelente texto Conciencia del subdesarrollo, a este respecto: «Por eso he dicho más de una vez que si un hada benéfica… me otorgara un solo don mágico en beneficio del desarrollo social, yo me limitaría a pedirle que en nuestros programados cerebros insertara un circuito básico para recordarnos, antes de cada operación, simplemente esto: el orden natural no es natural» (Sampedro, 1972, página 23).
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— Por otro, la situación caracterizada por la concentración de la propiedad de la tierra en pocas manos, las de los terratenientes, que la cultivaban cediendo una parte en régimen de aparcería, o con ayuda de mano de obra contratada (campesinos sin tierra, o con una extensión insuficiente para asegurar la supervivencia familiar), aun cuando la productividad marginal de los trabajadores así empleados fuese cero. Resulta difícil entender la racionalidad del terrateniente cuando contrataba, y pagaba, a unos trabajadores cuya contribución al proceso productivo era nula: fuese como trabajadores agrícolas, fuese como servicio doméstico. Las primeras explicaciones de esta conducta aparentemente irracional se centraban en el papel de este grupo social como garante de la estabilidad social del colectivo: de esta forma, los que tienen reparten parte de su fortuna con los que carecen de ella, garantizando tanto la cohesión social como la legitimidad del sistema. Más adelante, sin embargo, se introdujeron una serie de variables que apuntaban a una racionalidad más estrictamente económica. En efecto, se recordaba, terrateniente y trabajador se encontraban vinculados al menos en otros dos contextos. Por un lado, el mercado del crédito: el terrateniente era la fuente en última instancia de préstamo, fundamentalmente alimentos, en caso de necesidad. Por otro, y dada su capacidad de almacenamiento y acceso a los canales comerciales, también era quien compraba, en su caso, la cosecha excedente que obtenía el trabajador en su propia tierra, y que éste no podía almacenar. Ahora bien, dada la ausencia de garantías, los tipos de interés cargados por el prestamista podían fácilmente llegar a ser usurarios. Por otro lado, el alimento se pide prestado cuando se agotan las reservas propias: cuando se va acercando el momento de la recolección de la cosecha pero éste todavía no ha llegado, que es cuando su precio en el mercado local es más alto. La devolución se exige, por el contrario, justo cuando se recoge, que es cuando su precio es más bajo. El terrateniente tiene por tanto algo que ganar si personas con las que guarda esta doble relación se mantienen en el sector y puede que el precio pagado por contratarlas, aun cuando su productividad marginal sea cero, no sea muy alto si con ello consigue su permanencia. Sea como fuere, el hecho es que la sociedad tradicional de las economías subdesarrolladas, cerrada y fundamentalmente rural, se caracterizaba por la ausencia de cambio, la presencia de unas pautas de racionalidad no capitalista (con la posible excepción apuntada), y una relación estable con el entorno ambiental. De hecho, la propia ausencia de movilidad implicaba la idea de permanencia, que a su vez se traducía en conservación: no se degrada aquello de lo que se tiene que vivir, ahora y en el futuro. Se cultivaba la tierra con ayuda del trabajo familiar, de acuerdo a unos patrones sociales y técnicos marcados por la costumbre, y básicamente para el autoconsumo. Los intercambios de productos eran muy esporádicos, y no tenían un carácter abiertamente mercantil3. 3 Esta forma de proceder no está ligada necesariamente a la ignorancia con respecto a la existencia de otras formas de hacer las cosas, otras posibilidades sociales y tecnológicas. Esther Boserup, en un trabajo que ejerció una gran influencia en la literatura, planteaba una inversión completa de la visión convencional: estas posibilidades tecnológicas más avanzadas eran perfectamente conocidas en las sociedades «tradicionales», pero sólo se adoptaban cuando la presión demográfica impedía sostener los niveles de vida de la población con la tecnología más sencilla, y que exigía un menor esfuerzo. De esta forma, el crecimiento de la población dejaba de traer consigo la condena malthusiana a la pobreza, y se convertía, paradójicamente, en
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11.1.2. El sector moderno Frente a esta sociedad anclada en la tradición, los modelos de la economía dual identificaban otro sector, fundamentalmente urbano, en el que las reglas del juego eran las propias de una sociedad regida por la racionalidad del sistema capitalista: los consumidores buscaban maximizar una función de utilidad individual, y las empresas una función de beneficios, igualando para ello precios (o ingresos marginales) a costes marginales, y contratando trabajadores hasta que el salario pagado igualaba el valor de la productividad marginal del último incorporado al proceso de producción. Un sector avanzado, industrial, de medianas y grandes empresas, muchas de ellas ligadas a corporaciones multinacionales. En otras palabras: el tipo de sociedad que describiría cualquier libro convencional de introducción a la economía.
11.1.3. Cambio, pobreza y marginación En este contexto, el proceso de desarrollo y modernización aparecía como una absorción progresiva de la sociedad tradicional por parte del sector moderno: «el desarrollo por reemplazamiento» (Grabowski y Shields, 1996). Cuando estos dos sectores entraron en contacto, se produjo un intercambio no sólo de bienes y servicios entre uno y otro sino, lo que es más importante, una exposición del sector tradicional a la racionalidad del sector moderno, que terminaría por transformarlo. El intercambio de bienes y servicios vino acompañado, además, por un imparable proceso de emigración campociudad. De hecho, el sector tradicional importó no sólo, ni fundamentalmente, mercancías, sino, lo que es mucho más importante, mercados. Esto segundo, como es obvio, iba a tener unas consecuencias mucho más profundas, ya que introducía una nueva racionalidad, una nueva lógica, rompiendo el equilibrio tradicional: — En primer lugar, la posibilidad de intercambiar unas mercancías por otras de forma regular, permitía disociar las decisiones con respecto a la producción de las decisiones con respecto al consumo. Este divorcio, al romper la barrera que representaba el tamaño de un mercado local y cerrado, introduciendo una nueva demanda que rompía el techo de producción que implicaban el autoconsumo y la falta de capacidad de almacenamiento, hacía rentable el cultivo intensivo y la especialización de las unidades de producción. — En segundo lugar, el contacto con el sector moderno implicaba la posibilidad de trabajar por cuenta ajena a cambio de un salario, lo que no sólo explicaría la aparición del proceso migratorio ya mencionado, sino que introducía un precio «objetivo» para la mano de obra. En la sociedad tradicional el coste de oportunidad del trabajo venía dado por las preferencias personales con respecto al ocio y a las actividades no directamente productivas, mientras que a partir del contacto con el sector moderno, venía dado por el salario, teniendo en cuenta la probabilidad de obtener empleo.
el motor del desarrollo (Boserup, 1965). Algunos de los discípulos de Boserup han explicado, por ejemplo, el subdesarrollo del África subsahariana, como un resultado de la trata de esclavos, que, al frenar el crecimiento de la población y ofrecer una fuente de renta alternativa a los traficantes locales, eliminaba la presión para introducir técnicas de cultivo y producción más adelantadas (Darity, 1980).
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— Finalmente, la irrupción de las categorías mercantiles en el sector tradicional reforzaba el papel productivo de la tierra, sin que ésta perdiera por ello su importancia como activo social generador de estatus, introduciendo una nueva racionalidad con respecto a su uso y cultivo, ya que hacían su aparición, como se ha mencionado más arriba, formas nuevas de rentabilidad: nuevos productos, nuevos mercados, etc. El resultado no era otro que convertir a la tierra en un activo más, con la aparición del consiguiente mercado para su compraventa. Uno de los resultados clave de todas estas influencias, de esta importación de la racionalidad capitalista en el sector tradicional, fue que no sólo se rompió una determinada forma (buena o mala) de hacer las cosas, no sólo se quebró todo un complejo entramado social, más o menos estable, sino que se acentuó dramáticamente el proceso de diferenciación social en el sector rural. Las razones para ello fueron varias: — No todas las personas del sector tradicional tenían las mismas posibilidades de aprovecharse de la nueva situación. En la economía familiar la destreza de cada miembro en el desempeño del trabajo es conocida; la educación formal adquirida no tiene mayor relevancia en cuanto a la habilidad con la que se realiza el trabajo de la tierra; probablemente las diferencias de productividad entre hombres y mujeres tampoco sean particularmente apreciables. En el sector moderno, sin embargo, las cosas no eran así, y los salarios recibidos por los varones jóvenes y formados eran, en promedio, mayores, debido a la discriminación sexual, entre otras cosas. Serían ellos, por tanto, los principales candidatos a la emigración ya que, a la ventaja comparativa mencionada, en términos de capital humano, añadían el tener un horizonte temporal más amplio en el que cubrir los costes iniciales de la emigración. — El terrateniente, por su parte, se encontraba con una serie de alternativas nuevas, que le invitaban a abandonar la práctica tradicional de cultivar la tierra con ayuda de aparceros, o mano de obra contratada con una productividad muy baja, para hacer frente a una demanda limitada. Podía apostar ahora por la especialización, el desarrollo tecnológico, la introducción de nuevos cultivos y nuevas técnicas de producción (maquinaria, agua, energía, semillas mejoradas, fertilizantes, herbicidas y pesticidas). El resultado fue un cambio profundo en las funciones de producción que se tradujo, entre otras cosas, en que un cierto número de personas perdieron de esta forma su modo tradicional de vida, al tiempo que un pequeño grupo se transformaba en empresarios agrícolas. El enriquecimiento de estos últimos venía reforzado por el hecho de que su posición social les facilitaba el acceso a los créditos subsidiados, las ayudas y las subvenciones que el Estado otorgaba al sector agrícola. — Por último, una serie de recursos comunes, caracterizados por ser de libre acceso (bosques, pastos), pasaron de una u otra manera a un régimen de propiedad privada, ante la aparición de oportunidades rentables de explotación de los mismos, cerrando a sus usuarios tradicionales el acceso al disfrute de sus productos y servicios. La consecuencia de todo ello no fue otra, como se ha apuntado, que una intensificación del proceso de diferenciación social en el sector rural, y el agravamiento de los problemas de pobreza y marginación en el mismo. Algunas familias quedaron privadas de sus medios tradicionales de vida (tierra en aparcería, recursos comunes); otras que-
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daron al cargo de la mujer ante la partida del varón, con el consiguiente incremento de la vulnerabilidad, al no poder defender con la misma eficacia la propiedad de la tierra, ni tener acceso a muchos de los servicios ofrecidos por la Administración exclusivamente a los varones (créditos, capacitación); muchas otras, finalmente, ante la precariedad de medios con los que contaban, entraron en una espiral de pobreza y endeudamiento que terminó por obligarles a malvender sus propiedades, reforzando el proceso de concentración de la tierra. Estas personas, además, se vieron desprovistas muchas veces de ese activo social tan fundamental que supone la pertenencia a un determinado grupo, y que se traduce en el acceso a la protección del mismo4. La pobreza, que caracterizaba en términos generales a la sociedad tradicional, se vio transformada en función de esta dinámica de diferenciación social en marginación y exclusión social, frecuentemente agravada por la aculturación y la pérdida consiguiente de autoestima: el atraso y la pobreza dejaban paso al subdesarrollo. En el sector moderno el proceso tomó una dirección bien conocida. Como se apuntó en su momento, el sector moderno se caracterizaba por ofrecer, entre otras cosas, la oportunidad de obtener un puesto de trabajo formal: seguridad en el empleo, salario regular, posibilidades de promoción, protección social. Bien porque el gobierno intervino imponiendo una determinada legislación sobre salarios mínimos, bien porque los sindicatos forzaron una elevación de los salarios por encima del coste de oportunidad de los trabajadores, bien, finalmente, porque las empresas siguieron los dictados de la teoría de los «salarios de eficiencia», el hecho es que los salarios pagados en el sector moderno estaban bastante por encima de los que hubieran igualado la oferta y la demanda de mano de obra, vaciando el mercado, y muy por encima también de lo que los trabajadores del sector rural hubieran podido aspirar a conseguir permaneciendo en el mismo5. El incentivo, pues, para emigrar a la ciudad era, por un lado, indudable. Por otro, sin em4 A. K. Sen relaciona el hambre y la pobreza, precisamente, con la pérdida de estos activos («entitlements»), señalando que las mismas tienden a ser más graves en el sector rural de los países subdesarrollados, y en aquellas familias monoparentales que han quedado al cargo de la mujer ante la ausencia del varón por guerra, violencia o emigración (Sen, 1984). 5 La teoría de los salarios de eficiencia parte de la base de que el esfuerzo que realiza el trabajador (y, por lo tanto, su productividad marginal) es una función positiva del salario que recibe. Los motivos pueden ir desde el impacto de una mejor alimentación sobre la capacidad de trabajo, hasta el incentivo que representa tener un empleo bien remunerado para no ponerlo en peligro a través de un desempeño poco cuidadoso.
PMgL
a 0
W*
W
Sea como fuere, si esta relación positiva entre salario (w) y esfuerzo (PMgL) se produce, tal y como aparece reflejado en la figura, la empresa estará interesada en pagar un salario tal como 0w*, ni más ni menos. En efecto, con ese salario, maximiza el producto obtenido por cada euro pagado en salarios (tga), por lo que rechazaría contratar a trabajadores, aunque se le ofrezcan, por un salario inferior: lo que se ahorraría en la nómina vendría más que compensado, negativamente, por la pérdida de producción que representaría el menor esfuerzo realizado.
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bargo, a ese precio la oferta de mano de obra superaba con creces la demanda. La única forma de detener el potencial flujo migratorio era la aparición de lo que en la literatura especializada se conocía con el nombre de la «tasa de desempleo de equilibrio». Es decir, un número tal de desempleados urbanos que, con su propia presencia, redujeran la probabilidad de obtener un puesto de trabajo en el sector moderno hasta el punto en que al emigrante potencial ya no le resultara atractivo dar el paso. En otras palabras: hasta el punto en que el valor presente neto del flujo de ingresos esperados si se toma la decisión de emigrar al sector urbano (el salario del sector moderno multiplicado por la probabilidad de obtenerlo), fuese igual al valor presente de los ingresos esperados si la persona permaneciera en el sector rural. Hasta alcanzar este punto de equilibrio, los trabajadores del campo seguirían emigrando a la ciudad: unos conseguirían entrar al sector moderno, la mayoría no. Estos segundos dieron lugar a la aparición de lo que se dio en llamar el «sector informal», sobreviviendo en la ciudad como podían: pequeño comercio, chapuzas, mendicidad, delincuencia6. Las personas que, habiendo emigrado del campo a la ciudad para mejorar su horizonte vital, entraban a formar parte de este sector, perdieron en gran medida, en cualquier caso, uno de los activos fundamentales que poseían en la sociedad tradicional: una forma muy valiosa de «capital social». En efecto, la sociedad tradicional se caracterizaba, como ya se mencionó, por dos elementos muy importantes. Por un lado, el conocimiento mutuo; por otro, la continuidad, la permanencia. De tal forma que cuando una familia atravesaba una mala racha, el resto conocía el motivo (mala suerte, alguna desgracia sobrevenida, o simple negligencia). Se sabía, además, que esa familia iba a permanecer en el grupo, y que en el futuro las cosas podían cambiar, y ser otro el desafortunado. En estas circunstancias, lo normal es que la familia pudiera contar con la ayuda de los demás para atravesar los momentos difíciles y que, llegado el caso, pagara con la misma moneda. La sanción social difícilmente hubiera tolerado una conducta insolidaria por parte de quien había sido ayudado, o la no devolución de estos eventuales préstamos de emergencia. El emigrante urbano, sin embargo, salía de esta red de protección que le cobijaba en su lugar de origen, para pasar a ser un perfecto desconocido, del que no se sabía de donde venía, ni si mañana seguiría allí. No es de extrañar, por tanto, la tendencia de los emigrantes a agruparse siguiendo las líneas de procedencia, tratando así, aunque sea parcialmente, de recuperar parte de este activo: fenómeno particularmente acentuado en el caso de las emigraciones internacionales, y que ha dado lugar a la aparición de distintos «barrios», caracterizados por la homogeneidad de su población. Sea como fuere, el sector informal se convirtió en uno de los elementos principales del paisaje urbano en los países subdesarrollados, siendo el proceso migratorio del campo a la ciudad el principal responsable del crecimiento desmesurado de las ciudades del Tercer Mundo. La historia que se ha resumido a grandes rasgos en las líneas precedentes, sigue los moldes tradicionales en cuanto a la explicación de la génesis del dualismo, la que podría ligarse explícitamente a la obra de Rostow, pero que es compartida por la mayoría de los autores que se han ocupado de la economía del desarrollo (Lewis, Ranis, Fei, Sen y un largo etcétera). En esta concepción, las economías subdesarrolladas eran sociedades tradicionales que se veían perturbadas por la aparición de un foco de modernidad y cambio, un enclave, que al entrar en contacto con la realidad que le rodeaba, 6
El lector interesado en profundizar sobre este tema puede consultar los capítulos correspondientes del libro de Michael Todaro, autor de uno de los modelos de migración más influyentes en la literatura del subdesarrollo (Todaro, 1999).
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generaba el fenómeno del dualismo. No es ésta, sin embargo, la única forma de contar las cosas ni, en muchas ocasiones, la más plausible. Vale la pena señalar que algunos autores, entre los que destaca Alain de Janvry, proponen una explicación de la génesis del dualismo en estas sociedades bien distinta. En su opinión, la aparición del sector «tradicional» (nótese la diferencia: el sector tradicional no estaba, aparece), es más bien la respuesta del proceso de desarrollo capitalista en un país de la periferia, que se ve obligado a abaratar los costes salariales ante la competencia internacional, para posibilitar la acumulación de capital y la trasferencia de parte del excedente a las economías del centro7. Es difícil pasar por alto las grandes diferencias que se desprenden, en todos los órdenes, de la aceptación de uno u otro enfoque, aun cuando ambos coincidan en los rasgos fundamentales que describen la realidad del mundo del subdesarrollo, ya que la divergencia se encuentra en el análisis de las causas del fenómeno del dualismo. Hecha pues esta advertencia, y teniendo en cuenta que para los efectos que interesan en el presente capítulo las implicaciones de uno u otro escenario no son excesivamente divergentes, vamos a continuar el camino comenzado, intentando estudiar las consecuencias que para el equilibrio ambiental tuvo la existencia de un proceso de cambio estructural como el apuntado, y las que se desprendieron de los propios esfuerzos del país por salir de esa situación.
11.2.
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Se suele afirmar que, en los países subdesarrollados, los pobres son tanto los causantes de una gran parte de los problemas ambientales, como las principales víctimas de los mismos. Un estudio más detallado de las consecuencias ambientales del proceso de cambio y transformación social presentado en el epígrafe anterior, quizá sea de utilidad para evaluar el contenido de esta afirmación. Será conveniente para ello separar, a efectos del análisis, los dos sectores contemplados hasta aquí: el rural y el urbano.
11.2.1. La problemática ambiental en el sector rural Fuera o no idílica la relación con el medio natural antes de la ruptura de la sociedad tradicional, lo cierto es que con ella comenzaron a aparecer una serie de fenómenos, ligados en gran medida al proceso de diferenciación social y marginación apuntado, que tuvieron consecuencias ambientales indudables. Podrían destacarse, entre ellos, los siguientes: — La transformación de los terratenientes tradicionales en empresarios agrícolas se tradujo no sólo en la desaparición de la aparcería y el despido de mano de obra redundante, sino en un cambio en la composición de los cultivos y en la estructura de los insumos productivos. Por un lado se produjo una tendencia hacia la especialización (para captar las potenciales economías de escala existentes); y, por otro, hacia la adopción de técnicas más modernas de producción 7
Es imposible resumir en una frase la riqueza de un trabajo como el de de Janvry, que sigue la estela marcada algunos años atrás por autores como A. G. Frank, P. A. Baran, o el propio A. Emmanuel. El lector interesado puede consultar de Janvry (1981).
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(intensivas en capital, agua, pesticidas, fertilizantes, nuevas variedades genéticamente manipuladas). Desde el punto de vista de la economía global el resultado pudo ser más o menos positivo, pero desde el punto de vista ambiental llevaba aparejadas una serie de consecuencias negativas indudables: pérdida de diversidad biológica, degradación potencial del recurso hídrico (ríos, lagos y acuíferos), impacto ambiental de las infraestructuras necesarias para el desarrollo y comercialización de la producción (caminos, sistemas de riego), etc. — Una parte de la población desplazada por este proceso de diferenciación social de sus fuentes tradicionales de subsistencia (la aparcería, el trabajo por cuenta ajena, el pastoreo en terrenos comunales), intentó permanecer en el lugar, aun cuando había caído ya en una situación de pobreza cualitativamente diferente a lo experimentado anteriormente. Intentó mantenerse con ayuda de sus pequeñas parcelas de tierra. Sin embargo, la imposibilidad de cubrir con ellas todas sus necesidades, le hizo entrar en un círculo vicioso de endeudamiento progresivo, que terminó por forzarle a malvender unas tierras sobre las que probablemente no tengan ningún título de propiedad8. Ante la pérdida del acceso a esta serie de recursos productivos, que le ayudaban a cubrir sus necesidades básicas (incluidos recursos comunes de alto rendimiento potencial, como pastizales, que fueron transformados en propiedad privada), estas personas no tuvieron más remedio que centrarse en aquellos recursos, todavía de libre acceso, de los que podían obtener algún sustento. Estos recursos (aparte de la caza y la pesca), fueron aquellas tierras marginales que escaparon a la apropiación y explotación capitalista, precisamente por sus características de baja rentabilidad: laderas, bosque tropical, humedales. El intento de obtener un medio de vida a partir de su explotación probablemente no constituyera sino una pequeña tregua en una batalla definitivamente perdida. Sin embargo, en el espacio de tiempo que duraba este respiro, el daño ambiental podía llegar a ser muy considerable. La colonización de las laderas agravaba los procesos de erosión. El bosque tropical y los humedales difícilmente soportan una producción agrícola, silvícola o ganadera sustentable: el valor económico de sus funciones ecológicas que, sin embargo, se pierden con su transformación, es enormemente alto (Constanza et al., 1997). Muchos de estos procesos eran además acumulativos. Por ejemplo, ante la imposibilidad de seguir acudiendo a las fuentes tradicionales de combustible, debido a la desaparición o privatización del bosque que proporcionaba la leña, la familia tenía que buscar una alternativa. En muchos casos no hubo más remedio que acudir a los excrementos del ganado que, de esta forma, se perdían como abono agrícola, reduciendo los rendimientos de la tierra y profundizando el proceso de empobrecimiento ya en marcha. Un segundo ejemplo. La creciente vulnerabilidad en que se encontraban las familias rurales, las llevaba a sobreinvertir en el único activo a su alcance que, por sus características, es fácilmente realizable en tiempos de penuria: el ganado. El tamaño del rebaño superaba su nivel eficiente (en función estrictamente de las necesidades, y capacidad de aprovechamiento, de la unidad familiar), debido a este nuevo papel que adquirían las cabezas de ganado como «seguro». El resultado, desde el punto de vista ambiental, era claramente negativo: una presión excesiva sobre algunos 8
Problema que, aunque se traduce en una reducción sustancial del precio de venta, si es que hay tal venta, el comprador no tardará en subsanar en función de su mayor capital humano, nivel de influencia y posibilidad de adquirir los servicios necesarios (incluidos los pertinentes sobornos).
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recursos comunes (pastos, bosques que se clarean para sostenerlo), y la consiguiente degradación ambiental. — La población desplazada podía optar, alternativamente, por abandonar el lugar y buscar mejor suerte en otro sitio. Una parte terminó en los núcleos urbanos, y de ella nos ocuparemos enseguida. Otra, sin embargo, se dirigió a la colonización de nuevas tierras: a la frontera agrícola. Hasta no hace muchos años este movimiento contaba incluso con el decidido apoyo de la Administración, que veía en él no sólo un medio de reducir la tensión social que este volumen de desplazados podía generar en el sector urbano, sino una manera de conquistar la autosuficiencia alimenticia, con la explotación y el cultivo de las tierras vírgenes. Ya hace tiempo que, en muchos países, esta dinámica ha dejado de estar impulsada y favorecida por el sector público, ante la sistemática comprobación de que estos terrenos no permiten un desarrollo agrícola o ganadero sostenible, pero el fenómeno ha continuado de forma espontánea, ante la falta de alternativas mejores para los desplazados. Las consecuencias ambientales de esta colonización están en la mente de todos, y no hace falta repetirlas: deforestación, introducción de especies y técnicas de cultivo extrañas (los colonos tienden a reproducir los patrones de vida y cultivo de su región de origen), con su consiguiente cohorte de plagas y enfermedades, sobreexplotación de ríos y lagos, así como de la caza, etc. En definitiva: la transformación del sector rural, y el desarrollo capitalista de la agricultura, se tradujeron en una fuerte presión sobre unos recursos naturales especialmente frágiles y ecológicamente valiosos, y en el comienzo de su degradación. Lo mismo cabría apuntar, a otro nivel, de la pérdida de diversidad cultural y de conocimientos tradicionales que acompañó todo este proceso. En el Capítulo 13 se analizará, con más detalle, un ejemplo de estos efectos.
11.2.2. Los problemas ambientales del sector urbano La emigración del campo a la ciudad pudo tener, en ocasiones, consecuencias ambientalmente favorables: redujo la presión de la población sobre los recursos naturales que se contemplaba en el epígrafe anterior. A cambio, no obstante, estaba detrás de la aparición de una serie de problemas ambientales nuevos. En efecto, el carácter de informalidad que acompañó al crecimiento de las ciudades del mundo subdesarrollado no se refería exclusivamente a las condiciones de trabajo, sino que cubría también la dinámica de ocupación del espacio urbano. Los emigrantes del campo, al llegar a la ciudad, se instalaban (y se siguen instalando) en ella de manera «informal»: ocupaban un terreno vacío y construían sus infraviviendas de la noche a la mañana. Sólo con el paso de los años la situación tendía a regularizarse, tanto desde el punto de vista de la propiedad, como de los servicios municipales (agua, electricidad, saneamiento), y el barrio de invasión quedaba asimilado dentro del tejido urbano formal. Mientras tanto, la precariedad, así como distintas formas de auto-organización, junto con la aparición de autoridades locales paralelas, y la «piratería» de los servicios más esenciales (agua, luz), caracterizaban la vida de los mismos. De nuevo el fenómeno adquirió proporciones considerables. Es fácil imaginar lo que esto supuso (y supone) para las arcas municipales, teniendo en cuenta que los pobladores de estos barrios se enganchan irregularmente a los canales de distribución de distintos servicios públicos, requieren un mínimo
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de inversión en infraestructuras (caminos, alumbrado, transporte público, saneamiento), pero difícilmente se recaudarán impuestos en ellos, en la medida necesaria para hacer frente a estos gastos. Este patrón de urbanización informal también tuvo, como es natural, una serie de impactos ambientales negativos. Además de la pérdida, en ocasiones, de ecosistemas particularmente valiosos tanto desde el punto de vista económico como ambiental9, cabría destacar: — El agotamiento de las fuentes de agua, y la contaminación hídrica, producto de un proceso de crecimiento urbano explosivo y anárquico. La presión de la población sobre los recursos hídricos existentes se traduce, en general, en el agotamiento de las fuentes de agua superficial, y de los acuíferos. Añádase a lo anterior el impacto ambiental de las obras de infraestructura necesarias para abastecer a la población desde fuentes cada vez más alejadas del núcleo urbano. Por otro lado, la ausencia de un sistema mínimamente organizado de recogida y disposición de aguas servidas, o residuales, lleva a que éstas se viertan de forma incontrolada, contaminando ríos, arroyos y aguas subterráneas. — En segundo lugar se encuentra el problema de los residuos, de las basuras. El modo de vida urbano no sólo tiende a generar una mayor cantidad de residuos sólidos por persona, sino que los concentra en un espacio relativamente pequeño. El problema es particularmente grave en el caso de los residuos orgánicos, ya que gran parte de los inorgánicos se recicla y valoriza, antes o después de su llegada al vertedero. Sin embargo, la ausencia de un sistema organizado y sistemático de recogida de la basura orgánica, en ciudades caracterizadas por un clima húmedotropical, hace que ésta, cuando se abandona y no se recoge, se convierta en un foco de insalubridad, de epidemias y enfermedades, y de malos olores. Una parte de la basura recogida se deposita normalmente en una serie de vertederos incontrolados que, dado el tamaño del núcleo urbano, por pequeño que sea el porcentaje recogido, no sólo ocupan un espacio considerable, muy valioso desde el punto de vista económico, sino que multiplican estos fenómenos de contaminación local, afectando en muchos casos al litoral costero. Otra parte de la basura, tanto recogida como no recogida, se quema directamente, agravando los problemas de contaminación atmosférica que se van a tratar a continuación. — En tercer lugar tendían a hacer su aparición, como acaba de apuntarse, graves problemas de contaminación atmosférica, en una escala desconocida hasta entonces. Los causantes de este tipo de degradación ambiental, muchas veces agravados por el fenómeno de la inversión térmica, eran el sector industrial, por un lado, y el sector del transporte, por otro. Ambos obedecían a la ausencia de un proceso ordenado de desarrollo urbano, al que se unía la utilización de una tecnología (un parque automotriz) obsoleta y barata, pero muy contaminante. La informalidad se traduce, en este caso, en la ausencia de una mínima exigencia ambiental, bien por la falta de una normativa aplicable al respecto, bien porque la Administración se mostraba incapaz de hacerla respetar en grandes áreas. A ello se unía la quema incontrolada de basuras, ya mencionada, y la utilización de distintas fuentes de biomasa como combustible doméstico. Este 9 Por ejemplo, de acuerdo al World Resources Institute, en Calcuta se ocuparon cuatro mil hectáreas de lagunas y ciénagas para acoger a una población de cien mil personas. Esta ocupación del terreno representó no sólo un agravamiento de las inundaciones, al desaparecer una barrera natural de defensa, sino la pérdida de 25.000 toneladas anuales de pescado que se recogían en ellas.
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segundo elemento, como ya se apuntó en el Capítulo 1, es el causante de uno de los principales problemas ambientales del mundo subdesarrollado, estrechamente ligado a la pobreza, y común tanto al sector urbano como al sector rural: la contaminación del aire en el interior de la vivienda. — En cuarto lugar aparecía el fenómeno del agravamiento de los desastres naturales. Muchas de las ciudades del Tercer Mundo se encuentran enclavadas en territorios más propensos, de forma natural, a la aparición de grandes disturbios ambientales. Los patrones de urbanización seguidos, desgraciadamente, tendían a agravar las consecuencias de la aparición de estos fenómenos naturales. Al reducirse drásticamente la permeabilidad del suelo, se intensificaba la fuerza, y la gravedad, de riadas y avenidas. La ocupación de laderas no sólo generaba un proceso erosivo considerable, sino que al venir acompañada del ya mencionado enganche pirata a las conducciones de agua (con las correspondientes fugas), se traducía en que, ante la aparición de fuertes lluvias, la colina, completamente horadada y llena de filtraciones, se desplomaba en un alud de barro y lodo. Los ejemplos podrían multiplicarse sin mayor esfuerzo, pero probablemente no sea necesario. — Finalmente, no es conveniente pasar por alto el cambio experimentado en los requerimientos, tanto energéticos como de utilización de recursos naturales, de las necesidades de consumo de personas, o familias, cuando se trasladan del campo a la ciudad, aunque sus impactos directos no sean fácilmente localizables ni en el tiempo ni en el espacio. En efecto, aun cuando sea para mantener un determinado nivel de vida, el habitante de la ciudad requiere de una mayor cantidad de bienes y servicios auxiliares: el solo hecho de sustituir la autosuficiencia alimenticia por la necesidad de adquirir estos productos en un mercado, supone la introducción en el proceso de unas operaciones de transporte, clasificación y empaquetado, además de las instalaciones propias para llevar a cabo el intercambio, que tienen un indudable impacto ambiental. La propia persona requerirá efectuar una serie de desplazamientos, en general sustancialmente mayores, para los que se requiere tanto de una infraestructura como de un material móvil y una energía, que no eran necesarios en el sector rural. Es posible incluso que cambie parcialmente sus hábitos de consumo, en favor de productos más elaborados, y que generan una mayor cantidad de residuos. Todo ello hace que su huella ecológica sea ahora mayor que antes de producirse el cambio. Como puede observarse, los problemas ambientales que genera la dinámica de transformación y cambio en los países subdesarrollados difiere notablemente según se trate del sector rural o del sector urbano. Mientras que en el primero se observa un incremento de la presión sobre los recursos naturales y ambientales circundantes (bosques, manglares, diversidad biológica), que amenazan su existencia misma, en el segundo, los problemas más relevantes tienen que ver con la capacidad del medio para absorber los desechos de la actividad humana: contaminación atmosférica, deterioro del medio hídrico, generación de residuos. En cualquier caso, todo este proceso no se produjo en el vacío, sino en un contexto en el que el sector público jugó un papel fundamental, intentando pilotar y acelerar el cambio hacia el prometido desarrollo económico10. No se puede intentar en el corto 10 No podemos entrar a discutir aquí la indudable carga valorativa que se esconde tras nuestra concepción de lo que es «progreso», «desarrollo», «modernización», o cualquier otro término que utilizamos para dis-
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espacio de estas páginas, ni está al alcance de quien esto escribe, reproducir lo que ha sido la experiencia de los países subdesarrollados con respecto a su política de desarrollo, pero vamos a intentar presentar, en dos o tres gruesas pinceladas, algunos elementos que han condicionado la evolución de estos problemas ambientales.
11.3. POLÍTICA DE DESARROLLO Y DEGRADACIÓN AMBIENTAL Si hubiera de escogerse una experiencia concreta como paradigmática de lo que ha sido la historia reciente de los países subdesarrollados más representativos, con todo lo que ello tiene de arbitrario, muchos autores se inclinarían por la llamada política sustitutiva de importaciones. Vale la pena analizar, pues, así sea superficialmente, este importante fenómeno, sus características fundamentales, y sus implicaciones en cuanto a la problemática ambiental.
11.3.1. La política sustitutiva de importaciones El origen de la política sustitutiva de importaciones, como tal política, y no como un movimiento espontáneo de la economía, probablemente pueda encontrarse en las ideas emanadas de la Comisión Económica para América Latina de las Naciones Unidas (CEPAL), con sede en Santiago de Chile, y que, a finales de la década de los cuarenta y principios de los años cincuenta del siglo XX, dieron lugar al nacimiento de la llamada «escuela estructuralista», de la mano de autores como Raúl Prebisch, Aníbal Pinto, Oswaldo Sunkel y Juan Noyola (Kay, 1989). Los estructuralistas, tras resaltar la relevancia del estudio de los aspectos históricos, sociales y políticos, para comprender la dinámica del desarrollo y del subdesarrollo, fundaron su teoría sobre una serie de pilares básicos que eran, en esencia, los siguientes: — Una concepción del mundo que contemplaba a éste como dividido en dos partes: un «centro» desarrollado, y una «periferia» subdesarrollada. Una concepción, como puede comprobarse, muy similar a la de las distintas teorías de la dependencia, con las que el parentesco de la escuela estructuralista era, en ocasiones, muy cercano. — La afirmación de que los países del centro habían insertado a los de la periferia en una división internacional del trabajo que les era perjudicial en el largo plazo, debido al deterioro secular de los términos de intercambio. En efecto, de acuerdo a la teoría de las ventajas comparativas, estos países debían especializarse en la producción y exportación de bienes primarios, dejando para los desarrollados la producción y exportación de productos manufacturados. Sin embargo, como Prebisch y Singer creyeron mostrar en aquel momento, el poder de compra de los productos primarios, en términos de productos manufacturados, no hacía sino caer con el paso del tiempo. Presentaban en apoyo de su teoría no tinguir nuestra realidad de la de las sociedades «atrasadas», y que como el lector sabe perfectamente, apenas puede esconder una concepción eurocentrista del mundo y la historia. No hace muchos años esta identificación era todavía mucho más patente, ya que se aludía simplemente a la necesidad de la «occidentalización» de las sociedades no desarrolladas.
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sólo una serie de argumentos empíricos, sino también teóricos. Giraban estos últimos alrededor de dos ejes: evolución de la oferta y la demanda mundial de productos primarios y manufacturados, por un lado, y el impacto diferencial del progreso tecnológico en los dos sectores, en función de la estructura más o menos oligopolística de la producción, por el otro. — La necesidad de romper esta inserción en la división internacional del trabajo, abandonando la especialización en la exportación de productos primarios, y procediendo a la industrialización sustitutiva de importaciones. A la estrategia tradicional del «desarrollo hacia afuera», se contraponía la del «desarrollo hacia dentro». — La aparición a lo largo del proceso de desarrollo de un severo problema de inflación que no podía entenderse, sin embargo, como un fenómeno meramente monetario, sino que obedecía a la existencia de una serie de rigideces estructurales de la economía: la teoría de la «inflación estructural». De todos estos puntos, el que más interesa para el propósito de estas línea, es el relativo a la industrialización sustitutiva de importaciones que, como su nombre indica, consistía simplemente en comenzar a producir localmente los productos industriales que con anterioridad se importaban. Este proceso se había iniciado espontáneamente en algunos países latinoamericanos como resultado tanto de la Gran Depresión (que redujo al mínimo su capacidad de importar), como de la Segunda Guerra Mundial (que impidió a sus proveedores tradicionales seguir proporcionándoles productos manufacturados), pero en la posguerra pasó a ser objeto de una política decidida e impulsada por el Estado. Para facilitar la producción nacional de las mercancías importadas, y conseguir con ello la ansiada industrialización, se adoptaron una serie de medidas aparentemente lógicas: — En primer lugar se analizó la balanza de pagos del país, se estudió la estructura de las importaciones, y se seleccionaron aquellos productos, dentro del conjunto de los que generaban una mayor salida de divisas, que podrían producirse con mayor facilidad en el interior. — Para proteger a esta industria incipiente («industria naciente») de la competencia extranjera, se introdujeron unos aranceles prohibitivos que, prácticamente, le reservaban el mercado local en exclusiva. — Buscando conseguir una industrialización de calidad, y puntera tecnológicamente, se permitió la importación de bienes de capital libre de impuestos arancelarios. Con estas medidas se perseguía poner en marcha una dinámica de desarrollo e industrialización que, extendiendo la producción y el empleo industrial, consiguiera una base económica competitiva, una mejora en los niveles de vida de la población, una reducción de la dependencia exterior, y un alivio de la situación de la balanza de pagos. En definitiva, poner en marcha un proceso que, partiendo de la producción manufacturera, no competitiva en primera instancia, fuera creando una clase media en constante crecimiento que, al impulsar la demanda interna, permitiera ir reduciendo las ineficiencias iniciales, consolidando el crecimiento del sector y de la economía. Los resultados, tal y como la experiencia se encargó de mostrar, fueron sin embargo muy otros: — El análisis de la balanza de pagos, para seleccionar los productos importados susceptibles de ser producidos localmente, no podía sino reflejar la estructura
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de la distribución de la renta. Los países subdesarrollados en general, y los latinoamericanos muy en particular, se caracterizan por tener una distribución de la renta muy desigual. Ahora bien, esta desigualdad en el reparto del poder adquisitivo se reflejaba en la estructura de las importaciones: la mayor parte estaba constituida por bienes de consumo de lujo. De forma que la sustitución comenzó por el sitio equivocado, si de lo que se trataba era de superar rápidamente las limitaciones del mercado local: productos cuyo consumo sólo estaba al alcance de una proporción muy pequeña de la población. La importación de bienes de capital libre de impuestos, junto con unos salarios que no reflejaban la abundancia relativa de mano de obra, distorsionaba los precios relativos del trabajo y el capital, en favor de técnicas intensivas en la utilización de este último, con lo que la creación de puestos de trabajo era mínima. La esperada ampliación del mercado que acompañaría la extensión del empleo industrial, y que permitiría mejorar la competitividad de la industria al aumentar su volumen de producción y permitir la explotación de economías de escala, quedaba para mejor ocasión. Las empresas multinacionales, proveedoras de los productos de importación candidatos a ser producidos localmente, ante la aparición de unas barreras arancelarias que amenazaban con dejarlas fuera del mercado, optaron en su mayoría por instalarse dentro, y comenzar a producir (más bien ensamblar) para el mercado local. Al hacerlo, reproducían en el interior de cada país las pautas de competencia oligopolística que sostenían en el mercado internacional, pero en un contexto infinitamente más pequeño, y con unos niveles de producción minúsculos. El resultado no podía ser otro que un enorme exceso de capacidad instalada, y unos precios de venta desorbitados: lo que tampoco favorecía la extensión del mercado. Se daba, por tanto, la paradoja de que países con una marcada escasez de capital, despilfarraban éste construyendo plantas industriales que sólo se iban a utilizar en un porcentaje mínimo. Como, ante la falta de mercado interno, se hacía necesario incentivar el consumo de los bienes así producidos (promocionando su sustitución acelerada, por ejemplo, y ofreciendo todo tipo de créditos y facilidades para financiar las compras), la escasez de capital mencionada no sólo no tenía visos de resolverse, sino que la política económica apuntaba en la dirección opuesta: apostando por el consumo frente al ahorro y la inversión, para dar salida a la producción local. Ante la imposibilidad de profundizar en la sustitución de importaciones verticalmente a causa de las dificultades mencionadas (abandonando paulatinamente las operaciones de simple ensamblaje de piezas importadas, e incrementando el porcentaje de producción nacional en el producto final), el único camino abierto para continuar con la industrialización era la extensión horizontal de la misma, incorporando cada vez más bienes (tanto de consumo final, como intermedios, y algunos de capital) a la producción local. A la vista de las limitaciones nacidas del tamaño del mercado, y las tiradas de producción que imponían, el resultado fue un incremento sustancial de los precios de estos productos, con las consiguientes oleadas inflacionistas sucesivas. Con respecto a la situación de la balanza de pagos, lejos de conseguir una mayor holgura e independencia, la situación se tornó bastante delicada. En primer lugar, porque como se comprobará enseguida, el proceso desestimulaba las exportaciones. En segundo, porque cambiaba sustancialmente la estructura de las importaciones: los bienes de consumo dejaron su sitio a los bienes de capital,
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los repuestos, las materias primas y la energía que la industrialización necesitaba. Desde el punto de vista del desarrollo económico, parece más sensato importar maquinaria, materias primas y energía, que bienes de consumo de lujo, pero también es cierto que una caída en la capacidad de importar, cualquiera que sea el motivo, se traducía ahora en la paralización del proceso productivo, con unas consecuencias mucho más graves. — A todo lo anterior se añadió la sobrevaloración del tipo de cambio. Por un lado, la política arancelaria representaba un desestímulo artificial a la importación de bienes (gravados con aranceles muy altos), lo que deprimía artificialmente la demanda de dólares, y permitía mantener baja su cotización en moneda nacional. Por otro, sin embargo, y a pesar de esta ayuda, la balanza de pagos mostraba signos cada vez más preocupantes de desequilibrio: la capacidad de importar era insuficiente para financiar las compras en el exterior de unos productos (materias primas, productos energéticos, repuestos) indispensables para mantener el nivel de actividad económica. Las autoridades monetarias, enfrentadas a este problema, se resistían a proceder a una devaluación (o a una serie de devaluaciones) que hubiera permitido alcanzar un precio de la divisa más acorde con la realidad económica, precisamente por el impacto inflacionista que ello hubiera supuesto, al encarecer el precio local de unos productos importados esenciales. El resultado no era otro que la sobrevaloración de la moneda nacional apuntada. — Todas estas tensiones repercutían muy negativamente sobre dos sectores clave de la economía: el agrícola y el exportador. En efecto, ambos veían aumentar el precio de muchos de los insumos utilizados, al pasar a ser producidos localmente, mientras que no podían elevar en la misma proporción el precio de sus productos. El sector exportador, porque la competencia internacional se lo impedía: añádase a lo anterior que la sobrevaloración de la moneda nacional reducía en consecuencia los ingresos por exportación (por cada dólar ganado se obtenían menos pesos de los que se hubieran obtenido con un tipo de cambio de equilibrio)11. El sector agrícola, porque ante la amenaza de la inestabilidad social que el aumento de los precios de los productos de primera necesidad hubiera traído consigo, el gobierno optó por congelarlos y subvencionarlos: política que se extendió también al transporte público (los combustibles), y a algunos servicios esenciales proporcionados por las empresas públicas (agua, electricidad), con el consiguiente incremento del déficit público. Los resultados de esta política estuvieron pues muy lejos de las expectativas despertadas. No es de extrañar, por tanto, que muchos gobiernos fomentaran la colonización de nuevas tierras, buscando reequilibrar la balanza agrícola o que, al mismo tiempo, se impulsaran distintos esquemas supranacionales de integración económica (Pacto Andino, Mercado Común Centroamericano, ALALC), en un intento de ampliar los mercados locales.
11.3.2. La crisis de la deuda La situación de la balanza de pagos de estos países no mejoró con la política sustitutiva de importaciones: se desestimularon las exportaciones, por un lado, y se hizo mucho 11
La protección efectiva recibida por el sector pasó a ser negativa.
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más rígida la estructura de las importaciones, por otro. En estas circunstancias, cuando ya las muestras de agotamiento del modelo eran evidentes, se produjo la primera de las grandes alzas del precio del petróleo (1973), a la que enseguida siguió la segunda (1979). Para muchos países importadores esto suponía agravar todavía más el desequilibrio de la balanza de pagos, al multiplicar la factura de las importaciones de energéticos. Algunos se ajustaron a la nueva situación, básicamente los desarrollados; otros, sin embargo, encontraron una vía más fácil de salida: los «petrodólares». En efecto, los saldos positivos que iban acumulando los países miembros de la OPEP, sólo en una pequeña parte podían ser invertidos en sus economías, por falta de capacidad de absorción: la mayor parte se colocó en el sistema financiero internacional, que de esta forma se encontró con una gran masa de liquidez, en busca de oportunidades rentables de inversión. Si se ponen juntas las dos tendencias anteriores, el resultado es comprensible. A pesar de las advertencias de gobiernos e instituciones internacionales sobre la solvencia de los prestatarios, la banca internacional canalizó estos petrodólares hacia la financiación de los desequilibrios de balanza de pagos de algunos países subdesarrollados, fundamentalmente latinoamericanos. Así, mientras el mundo desarrollado entraba en una etapa de recesión profunda en la década de los setenta, América Latina, con problemas similares de balanza de pagos, era capaz de mantener, a lo largo de la misma, tasas de crecimiento comparativamente altas. El problema, sin embargo, no hacía sino agravarse, ya que las divisas que entraban en estas economías, sólo en una parte muy pequeña se encaminaban hacia inversiones que permitieran devolver el crédito contraído, en el medio o largo plazo. La mayor parte se dedicó a financiar la importación barata de bienes y servicios de consumo; el déficit creciente del sector público (subsidios a los productos de primera necesidad y el transporte para frenar el descontento social, empresas públicas deficitarias, una Administración pública ineficiente y sobredimensionada); los gastos en armamento; o, finalmente, la fuga de capitales. El resultado final no podía ser otro que el bien conocido: la insolvencia declarada de algunos países, sucesivas moratorias y renegociaciones de la deuda contraída, nacionalización de la misma, y un porcentaje creciente de los ingresos por exportaciones dedicados a intentar conseguir, sin lograrlo, no ya la reducción de la deuda acumulada, sino que ésta no siguiera creciendo. En definitiva, lo que convirtió a la década de los ochenta, para América Latina, en la «década perdida».
11.3.3. Los programas de estabilización del Fondo Monetario Internacional Llegados a esta tesitura, no quedó más remedio que acudir a solicitar ayuda a las instituciones públicas internacionales o, lo que es lo mismo, al Fondo Monetario Internacional (FMI). Esta opción, siempre abierta, era la que se había querido evitar con el endeudamiento privado, precisamente por los costes percibidos de la misma, en términos de pérdida de bienestar social. Efectivamente, el FMI acude en auxilio de países con problemas estructurales de balanza de pagos, proporcionando créditos suplementarios, pero a cambio de que las autoridades se comprometan a tomar una serie de medidas para reequilibrar su economía: la famosa «condicionalidad» del Fondo. Estas medidas serían, básicamente, las siguientes: — Devaluación de la moneda, hasta encontrar un tipo de cambio de equilibrio, acabando de esta forma con el sesgo antiexportador de la política sustitutiva de importaciones.
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— Reducción del déficit del sector público, mediante una combinación de medidas tales como la supresión de los subsidios, tanto a determinados productos, como a las empresas públicas; la privatización de estas últimas; y la reducción (el «adelgazamiento») del tamaño del sector público. — Control estricto de la oferta monetaria y del crédito interno, con la consiguiente subida de los tipos de interés, para reducir las tensiones inflacionistas de la economía. Al mismo tiempo, se pretendía con ello reducir la sangría de capitales al exterior, haciendo más atractiva su inversión en la economía local. — Apertura de la economía a la competencia exterior mediante una armonización, en primera instancia, de las tarifas arancelarias, y su posterior reducción lineal. Se buscaba, asimismo, una mayor racionalidad en la asignación de recursos, proporcionando una protección equivalente, y relativamente baja, a todos los sectores productivos de la economía. La condicionalidad introducida por el FMI con estas medidas ha sido objeto de un acalorado debate, que no es posible reproducir aquí: responde de hecho a una concepción muy precisa, pero no compartida por muchos analistas, con respecto a las causas de los problemas macroeconómicos de los países subdesarrollados que se ven envueltos en este tipo de dificultades. Los defensores de estas medidas las consideran, en cualquier caso, no como una vía para lograr el desarrollo, sino como una condición necesaria, aunque no suficiente, para poder intentarlo: una medicina particularmente dolorosa, pero imprescindible para recuperar los equilibrios básicos de la economía. Esta alusión al coste social de las políticas de ajuste es rigurosamente cierta: la adopción de las recomendaciones del FMI se traduce en una subida de los precios de los productos de primera necesidad subsidiados, la quiebra de muchas empresas, y el aumento del desempleo y la pobreza. No es de extrañar, por tanto, la resistencia a acudir al Fondo en busca de ayuda, y las tensiones y protestas sociales que acompañan normalmente su puesta en práctica12. Más controvertidos son los logros de esta política pero, como ya se ha apuntado, no es éste el momento ni el lugar para adentrarse en dicha polémica. Lo que sí tiene interés para el propósito de estas líneas, no obstante, es el análisis de las implicaciones ambientales de la política sustitutiva de importaciones, tal y como se implementó, y de los programas de estabilización impulsados por el FMI.
11.3.4. Consecuencias ambientales de la política sustitutiva de importaciones, la crisis y la política de ajuste La política sustitutiva de importaciones, y la crisis subsiguiente de balanza de pagos que trajo consigo, tuvieron unas consecuencias ambientales que, probablemente, tampoco pueda decirse que fueran muy positivas:
12 Algunos autores hacen notar que ésta es, fundamentalmente, una resistencia encabezada y organizada por la clase media urbana, que es la que más tiene que perder con la puesta en marcha de estas medidas. Los pobres, por el contrario, tienen más que ganar con el descenso de la inflación y la desaparición del sesgo pro-urbano y anti-rural que caracterizaba a la política sustitutiva de importaciones, por lo que, allí donde los intereses del sector agrícola (fundamentalmente los de los pequeños y medianos campesinos) han sido capaces de contrarrestar los de la industria y la clase media urbana, los impactos de la la política de estabilización parecen haber sido mejor aceptados y menos traumáticos (de Janvry y Sadoulet, 1993).
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— Por un lado, el sesgo antirrural y antiagrícola de esta política no podía sino agravar las condiciones de pobreza, miseria y marginación del sector rural, con la correspondiente presión, ya comentada, sobre los recursos naturales. El deterioro interno de los términos de intercambio entre el sector industrial y el sector agrícola, fue mucho más pronunciado que el alegado a nivel internacional. — Por otro lado, la subvención a productos como el combustible y la energía eléctrica, exacerbaba los problemas ambientales originados fundamentalmente en el sector urbano, al promover un consumo excesivo de estos productos. — Finalmente, y esto es quizá lo más importante, la evolución de los acontecimientos hacía que las divisas fueran un bien cada vez más escaso y apreciado. A las dificultades de competir en los mercados internacionales con los productos manufacturados de una industria ineficiente se unía el hecho de que, cuando los productos industriales o agrícolas de estos países sí resultaban competitivos, se encontraban con las barreras de todo tipo que los países desarrollados ponían a su entrada. Se hacía necesaria, por tanto, la búsqueda de nuevos yacimientos de divisas, y los recursos naturales presentaban una opción muy tentadora. Quizá el ejemplo más ilustrativo de ello sea la llamada «conexión hamburguesa» (Pearce y Warford, 1993), por la que distintos países endeudados deforestaban parte de su bosque primario para transformarlo en pastos para el ganado, intentando de esta forma exportar carne a los mercados de los países desarrollados13. Otras veces eran las concesiones para la explotación maderera de los mismos; para la explotación de bancos de pesca; o la transformación de manglares en granjas camaroneras. En cualquier caso, la búsqueda desesperada de divisas se constituía en una amenaza creciente sobre unos recursos naturales, preciosos desde un punto de vista económico y social, dado su elevado valor ecológico, pero cuya preservación no reportaba ningún ingreso financiero. Por su parte, las consecuencias ambientales netas de las políticas de ajuste y estabilización promovidas por el FMI, se manifiestan en ambas direcciones, sin que pueda afirmarse, en términos generales, si el predominio es positivo o negativo. Podrían citarse, a modo de ejemplo, algunos impactos contradictorios: — La supresión de los subsidios a los combustibles fósiles reduce por un lado su consumo y, por tanto, la contaminación atmosférica, pero fuerza a los sectores más pobres de la población a buscar fuentes alternativas de energía, con la consiguiente presión sobre los recursos naturales (leña). — La devaluación de la moneda local estimula las exportaciones agrícolas. Si ello se traduce en la sustitución de cultivos para el mercado local por cultivos para la exportación ambientalmente menos agresivos (como el té, el cacao o el caucho), el resultado neto es positivo. Sin embargo, si los productos sustitutivos son más nocivos (tabaco, caña de azúcar o maíz), o las exportaciones se basan 13
El incremento experimentado por la demanda de carne de vacuno en los países desarrollados llevó a que en Costa Rica, por ejemplo, las tierras dedicadas a pastizales aumentaran a una tasa del 3,5 por 100 anual durante el período 1965-1990, en muchos casos con el apoyo de la financiación exterior y los programas de ayuda al desarrollo. Esto trajo como consecuencia la pérdida progresiva de bosque tropical (una tasa de disminución de su superficie del 2,8 por 100 anual para el mismo período) con la consiguiente deforestación; así como la pérdida del 50 por 100 de la superficie dedicada a la agricultura tradicional (ecológicamente sostenible), con la correspondiente caída del empleo, de la producción, y el aumento de las deficiencias nutricionales de la población local (Pearce y Warford, 1993).
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en el cultivo de nuevas tierras, el resultado será negativo. Asimismo, la mayor rentabilidad de las exportaciones acentúa la presión para la explotación financiera de determinados recursos naturales (bosques), conspirando en contra de su conservación (Munasinghe, 1993). — El cierre de industrias no competitivas y obsoletas puede mejorar la calidad ambiental, al reducir sus emisiones. Pero, al mismo tiempo, el aumento del desempleo y la pobreza que los acompañan, refuerzan la presión de estos grupos empobrecidos sobre los recursos naturales, e incluso una emigración de retorno al sector rural. — El aumento de los tipos de interés puede ayudar a racionalizar la asignación del capital, pero desde el punto de vista ambiental tiende a ser negativo, ya que discrimina en contra de aquellas decisiones y opciones de inversión que muestran sus beneficios en el largo plazo (ligadas generalmente a la conservación), y en favor de las de corto período de maduración (transformación y explotación inmediata). Como puede observarse, pues, los impactos van en ambas direcciones, aunque aquellos ligados al aumento de la pobreza y el desempleo probablemente sean los más visibles en el corto plazo. De hecho, los impactos ambientales de estos programas de ajuste no recibieron ninguna atención hasta bien entrada la década de los ochenta y, a partir de allí, sólo muy lentamente se han introducido, fundamentalmente en los programas de ajuste del Banco Mundial14. En cualquier caso, y con independencia del resultado final, se trataba de señalar en este epígrafe que la evolución que se describía al comienzo de estas páginas, cuando se hacía referencia al proceso de transformación de la sociedad tradicional, vino en gran parte condicionada por una serie de medidas de política económica que reforzaron muchos de los impactos ambientales del cambio.
11.4. LA OTRA CARA DE LA MONEDA: EL ÉXITO DE UNOS POCOS La visión ofrecida hasta aquí sobre la experiencia de los países subdesarrollados no es precisamente optimista. Y, sin embargo, parece que hay algo que falta en esta historia: al fin y al cabo, da la impresión de que algunos países que están en la mente de todos, y otros que no lo están tanto, lo han hecho bastante bien15. ¿No se puede aprender de su experiencia? Quizá valga la pena, por tanto, reflexionar sobre qué es lo que diferencia su experiencia de la de los demás. Conviene comenzar, no obstante, por mencionar aquello que no reviste ninguna novedad con respecto a las experiencias analizadas: la trayectoria de estos países parece mostrar que no estaban erradas las teorías que señalaban que detrás del crecimiento 14 El Banco Mundial puso en marcha, en 1997, la iniciativa SAPRI (Structural Adjustment Participatory Review Initiative) que, con la participación de distintas ONG, institutos de investigación, sindicatos, etc., ha llevado a cabo el análisis de los impactos de estos programas en distintos países. El autor interesado en estos temas puede consultar Sahn et al. (1996) y de Maio et al. (1999). 15 «Los países importantes en la economía mundial de fines del siglo XIX fueron Alemania y Estados Unidos. Los dos alcanzaron a Gran Bretaña, y la sobrepasaron, en términos de renta per cápita. Y sin embargo encontramos en este momento algunos países de nueva industrialización, alrededor de nueve, cuya tasa de crecimiento dobla la de Alemania y los Estados Unidos en aquellos años. Este es un resultado impresionante, que sólo puede ser apreciado por aquellos economistas que conocen la historia» (Ingham, 1993, página 1806).
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se encuentra la acumulación de factores productivos; trabajo y capital. Las cifras muestran, en efecto, que la historia reciente de estos países está caracterizada por unas elevadísimas tasas de ahorro e inversión, así como por un aumento espectacular de la población trabajadora y de su nivel de cualificación: «al igual que la Unión Sovietica de los años cincuenta, los países recién industrializados de Asia han alcanzado un rápido crecimiento gracias a una asombrosa movilización de recursos. El crecimiento asiático, como el soviético en su época de alto crecimiento, parece estar impulsado por un aumento extraordinario de inputs como mano de obra y capital, y no por mejoras en la eficiencia» (Krugman, 1996). No hay pues sorpresas en este punto: esto es algo que la teoría convencional del desarrollo económico había apuntado, y que la nueva teoría del crecimiento endógeno no ha hecho sino confirmar. Tampoco parece que estos países hayan hecho algo distinto a los demás en cuanto a la dirección del proceso y a los protagonistas del mismo: también ellos se embarcaron en una política de industrialización sustitutiva de importaciones, de defensa de la producción nacional frente a la competencia extranjera, y con un gran protagonismo estatal (dirigido desde el Estado en casi todos los casos). No son pues países caracterizados por haber abrazado el librecambio desde un comienzo, o por haber delegado en el sistema de mercado la resolución del problema del desarrollo y de la asignación de recursos. Afirmar que fueron capaces de cambiar a tiempo, y volcarse en una política de promoción de exportaciones antes de que el proceso se agotara, aun siendo cierto, no deja de tener algo de tautológico: el problema estriba en intentar averiguar por qué otros no lo hicieron, no lo pudieron hacer, o no obtuvieron los mismos resultados. Retornemos por un momento al mundo del fracaso. Los modelos de desarrollo analizados en los epígrafes anteriores se parecen mucho a la experiencia de los países hoy adelantados: de ahí que hayan sido criticados por fomentar un proceso de «occidentalización» en sociedades que no comparten este tipo de patrones culturales. Para bien o para mal, el hecho es que en estos modelos priman la cultura del logro y el individualismo sobre las consideraciones de pertenencia al grupo: la cohesión del mismo (sobre todo de la familia extendida), tiende a debilitarse. No es fácil pronunciarse sobre la bondad de este tipo de cambio, una cuestión eminentemente valorativa, pero no deja de ser útil recordar algunas de sus consecuencias más relevantes: — En primer lugar, el modelo suele venir acompañado de un proceso profundo de aculturización: se destruye un sistema de vida, una cultura, para sustituirlo, en el mejor de los casos, por otro que resulta ser ajeno. No es de extrañar, por tanto, que algunos autores hayan defendido la necesidad de divorciar crecimiento y «modernización» (occidentalización), en el sentido de que si bien el primero es un requisito necesario, aunque no suficiente, para solucionar los problemas de la pobreza, no está tan claro, se argumenta, que tenga que venir acompañado de una completa transformación de las pautas de vida sociales, culturales, económicas y políticas. El problema que este tipo de argumento plantea es el de que la alternativa a este proceso de modernización debería ser algún modelo propio de crecimiento, basado en las pautas de comportamiento de cada sociedad. Sin embargo, no está probado que este tipo de modelos alternativos (algunos de los cuales están siendo ensayados en la actualidad), sean más eficientes y más justos: las sociedades tradicionales muestran también fuertes tendencias hacia la violencia y la represión (Ingham, 1993). — Desde el punto de vista de la pobreza, las consecuencias del proceso de industrialización pueden ser demoledoras. Como se planteó al comienzo de este
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capítulo, el punto central del moderno análisis sobre la pobreza lo ocupa el concepto de la «capacidad» (capabilities) de la persona para hacer cosas (alimentarse, cobijarse, vestirse, educarse, viajar, participar y decidir), frente a su posibilidad de comprar cosas. La pobreza se define, en este contexto, como la ausencia de una serie de capacidades mínimas; y el desarrollo, en consecuencia, como la ampliación del espectro de capacidades a su alcance. Ahora bien, las capacidades de la persona están en función de los «recursos» (entitlements) que tiene a su disposición: recursos que no son otra cosa que el conjunto de derechos y oportunidades de que goza en función de su situación, de su pertenencia a un grupo, o de la propiedad de ciertos activos (tierra, capital humano). El hambre y la miseria no aparecen, por tanto, debido a una insuficiencia de la oferta de alimentos y bienes de primera necesidad, sino porque la persona pierde estos recursos, o se le desvalorizan. Pues bien, el proceso de industrialización, con la consiguiente corriente migratoria y la ruptura de la familia extendida, elimina y acaba con muchos de estos recursos, particularmente en el caso de las mujeres y los niños, que son los grupos en los que se concentra la pobreza. La migración de los varones, como vimos, eleva sustancialmente el porcentaje de familias monoparentales, a cuyo frente queda la madre, en el sector rural de los países subdesarrollados. Se observa pues que, en definitiva, el modelo de crecimiento seguido es probable que agudizara algunos de los problemas fundamentales del desarrollo, al destruir un modo de vida y de cohesión social, sin poner algo aceptado como propio en su lugar: algo que, si finalmente se consigue, y con independencia de la valoración que merezca, toma mucho tiempo, y causa gravísimos desajustes durante la transición. En este contexto, vale la pena señalar, ahora sí, algunos elementos diferenciales en la experiencia de los países a quienes acompañó el éxito: — En primer lugar, la importancia de la educación. En efecto, como se apuntaba más arriba, la movilización de los factores productivos vino acompañada de un esfuerzo muy considerable de mejora de la calidad de la fuerza de trabajo, mediante inversiones muy considerables en el campo de la educación y de la salud pública. Estas inversiones han sido dirigidas, además, otorgando un papel clave a la mujer: el énfasis puesto en la educación y en la salud de las madres, redujo las tasas de fertilidad, elevó el tiempo que cada una podía dedicar a la educación de sus hijos, y reforzó de esta manera la eficiencia de las inversiones generales en ambos sectores16. «Este mejor desempeño de la educación, junto con una elevada tasa de ahorro (¿causa o efecto?), proporcionó el grueso de la acumulación de capital y trabajo que, desde el punto de vista de la oferta, está detrás del “milagro” asiático. Las exportaciones, al mismo tiempo, junto con la disciplina de los precios de mercado, ponían la demanda» (Bruno, 1994, página 10). 16
«Entre 1965 y 1985 la mejora en la educación de las madres surcoreanas, y la caída subsiguiente en las tasas de fertilidad, dobló la brecha que las separaba de las madres de Kenia, en cuanto al tiempo que dedicaban a sus hijos (ponderado por la calidad de la educación). De la misma forma, las bajas tasas de fertilidad surcoreanas mantuvieron más o menos estable el número de niños que alcanzaban la educación primaria durante el período, mientras que en Kenia éste casi se doblaba. Combinando el efecto del mayor porcentaje del PNB dedicado a la educación básica con una tasa de crecimiento mucho mayor, se llega a un resultado llamativo: en 1985, el gasto público por cada niño, en Corea, era 27 veces mayor que en Kenia, cuando en 1970 era sólo 3» (Bruno, 1994, página 10).
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A ello se une el hecho de que la producción de bienes para la exportación, relativamente intensivos en la utilización de mano de obra, demandaba el principal recurso de los pobres: el trabajo. Este puede ser, por tanto, un primer elemento diferenciador importante. — En segundo lugar, y conectado con lo anterior, podría mencionarse el que estos países parecen haber conservado con mayor firmeza sus modelos de sociedad, reduciendo el impacto disolvente del proceso de industrialización. Es probable incluso que el énfasis puesto en la educación haya hecho el cambio, importante en cualquier caso, menos traumático. Al mantener un elevado grado de participación en distintas redes sociales, muchos de los problemas de marginación, miseria y pobreza, pierden parte de su virulencia, permitiendo una transición más suave y ordenada. No se olvide que la pertenencia a muchas de estas redes se traduce, en multitud de ocasiones, en el acceso a una serie de recursos que pueden resultar fundamentales para quien carece de otros17. — En tercer lugar, no puede desconocerse la importancia de las condiciones políticas e institucionales en que se desarrollaron las distintas experiencias. Por ejemplo, una explicación parcial de la divergencia observada, basada en la importancia de las condiciones institucionales de partida, es la ofrecida por Jeffrey Sachs: mientras que en los países asiáticos la redistribución de la tierra significó que una mayoría de la población se habría visto perjudicada por la sobrevaloración del tipo de cambio, y la combatió, en América Latina, debido a la concentración de la propiedad en pocas manos, esta misma oposición habría significado defender los intereses de un reducido número de terratenientes, algo a lo que no estaba dispuesta la mayoría de la población (Ingham, 1993). «La reforma agraria, que durante tanto tiempo estuvo presa de la dinámica de la guerra fría, sigue siendo muy relevante, y quizás ahora sea más fácil de poner en práctica que en el pasado» (Fishlow, 1996, página 30). En la misma línea, de Janvry y Sadoulet (1993) mostraban cómo la efectividad de los programas de ajuste en América Latina dependía, positivamente, de la importancia del sector agrícola en la economía y de su peso político; negativamente, del tamaño y poder del sector formal urbano, y de la burocracia del Estado. Aunque parezca paradójico, el reforzamiento de estos grupos de presión urbanos que la política de desarrollo produjo, llevó a algunos autores a plantear la necesidad de reducir la calidad de algunos servicios públicos, como las viviendas de protección oficial o la atención médica de la seguridad social, para lograr que llegaran a sus destinatarios naturales: de otra forma, quedaban en manos de una clase media que, controlando los resortes necesarios, monopolizaba su disfrute, desplazando a los grupos realmente necesitados (Griffin y McKinley, 1994, Capítulo 3). Estos tres elementos diferenciales destacados aquí, con independencia de lo discutible que sea su importancia cuantitativa a la hora de explicar la distinta experiencia de 17
Es difícil, en este sentido, resistir la tentación de hacer referencia al trabajo de Putnam, sobre la experiencia de Italia: «lo que importaba era lo que dimos en llamar el “capital social”: normas y redes de participación civil (…) Regiones con altos índices de participación civil y un denso entramado de asociaciones, tales como sociedades corales o clubes de fútbol, experimentaban una mayor eficiencia del sector público, y tasas más elevadas de crecimiento económico. Las diferencias regionales en el grado de participación ciudadana tenían profundas raíces históricas, de modo que la eficiencia de la Administración en 1980 estaba altamente correlacionada con los patrones de participación ciudadana en la década de 1880, e incluso en la de 1300» (Putnam, 1994, página 199).
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unos países y otros, ponen de relieve algo que muchas veces se pierde de vista: más importante que una disección teórica de lo adecuado de las medidas de política económica que se podrían adoptar, es el análisis del contexto social, político e institucional, en el que se van a aplicar. No se puede por tanto perder de vista este entramado político e institucional que condiciona no sólo la efectividad de las medidas de desarrollo adoptadas, sino el impacto redistributivo de las mismas18. Desde el punto de vista del impacto que esta experiencia ha tenido sobre la situación del medio ambiente en los países que la han vivido, poco es lo que puede decir quien esto escribe. Es probable que mantener la sensación de pertenencia a un grupo social invite a conservar con mayor cuidado los elementos constitutivos de su patrimonio cultural y natural. Sin embargo, éste no parece haber sido el caso tampoco en los países de reciente industrialización. Con respecto a la experiencia del grupo de países asiáticos de mayor crecimiento, el Informe del PNUMA citado al comienzo de estas páginas afirmaba: «el lema adelante pase lo que pase sugiere que la industrialización y el crecimiento económico rápidos y continuados pueden dar por resultado la persistencia de daños ambientales y que la región resulte más degradada, menos boscosa, más contaminada y menos ecológicamente diversa en el futuro» (PNUMA, 1999, página 72). Únicamente el aumento de la renta per cápita, y la demanda de una mayor calidad ambiental que lleva aparejada, según los autores del informe, ofrecería una esperanza en el horizonte cercano. En este sentido, y dado que ya existen bastantes países que se consideran desarrollados, sería conveniente analizar cuál ha sido su experiencia en este terreno.
11.5. EVIDENCIA EMPÍRICA, CRECIMIENTO Y MEDIO AMBIENTE: LA U AMBIENTAL DE KUZNETS ¿Qué ocurre con los problemas ambientales cuando, eventualmente, los países subdesarrollados consiguen superar sus problemas y elevar su nivel de vida? El aumento, por ejemplo, de la renta per cápita ¿se traduce en algún cambio con respecto al tipo y gravedad de la degradación ambiental que, como se ha visto, tiende a acompañar este proceso? ¿Qué información aporta al respecto el estudio de la situación ambiental de los países ya desarrollados? Los estudios realizados en esta dirección han dado lugar a la polémica sobre la existencia de unas posibles curvas de Kuznets ambientales. El nombre hace honor a Simon Kuznets, economista norteamericano que a comienzos de la década de los años cincuenta del siglo pasado, descubrió la existencia de cambios claramente definidos en la evolución de la desigualdad en la distribución de la renta, conforme éstos escalaban peldaños en la escala de la renta per cápita. La desigualdad, medida por ejemplo a través del Índice de Gini, mostraba una evolución semejante a la de una «U» invertida: muy baja cuando el país es muy pobre, creciendo cuando se transforma de agrícola en industrial, y baja otra vez cuando el país se hace rico. La literatura se refirió a este fe18 ¿Es casual que, en un estudio realizado por la universidad de Göttingen sobre los países más corruptos, Nigeria ocupara el primer lugar, seguida de cerca por Pakistán, Kenia, Bangla Desh, China, Camerún, Venezuela, Rusia, India e Indonesia? Los países menos corruptos, de acuerdo a este mismo trabajo, también son los que aparecen en el otro extremo del ranking en cuanto a renta per cápita: Nueva Zelanda, Dinamarca, Suecia, Finlandia, Canadá, Noruega, Singapur, Suiza, Holanda y Austria (New York Times, 3 de junio de 1996).
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nómeno como la «U» de Kuznets. Sea como fuere, el hecho es que, recientemente, algunos autores han intentado comprobar la existencia de una posible relación entre el estado de determinados problemas ambientales y la renta per cápita del país analizado. Para ello han procedido combinando un doble tipo de enfoque: — Por un lado, analizando cómo evolucionan distintas variables ambientales, para un país determinado, al ir elevándose su renta per cápita con el paso del tiempo. Se trata, por tanto, de llevar a cabo un análisis temporal con respecto a la evolución de estos dos conjuntos de variables, para ver si guardan algún tipo de relación. — Por otro lado, y ante la ausencia de series temporales suficientemente largas para las variables ambientales en muchos países, tomando como punto de partida el conjunto de todos los países del mundo en un momento determinado, y analizando la situación de las variables ambientales en cada uno de ellos, una vez que se han ordenado de acuerdo a su renta per cápita. En este segundo caso se lleva a cabo un análisis diagonal: se supone que cuando los distintos países vayan viendo mejorar su renta per cápita, su situación ambiental se asemejará a la que caracteriza a los que ya gozan en la actualidad de ese nivel de renta. Los resultados, una vez hechos estos estudios, no son concluyentes. Algunos autores apuntan a la existencia de patrones de evolución muy marcados, de tres tipos claramente diferenciados para los distintos problemas ambientales (Shafick, 1994): — En primer lugar, algunos problemas ambientales parecen mostrar una tendencia a resolverse prácticamente desde un principio. Si representáramos en el eje vertical la situación de la variable ambiental objeto de estudio (a través de un indicador Yi, tanto más alto cuanto mayor es la degradación del recurso o la pérdida de calidad ambiental), y en el eje horizontal el nivel de renta per cápita (Xi), la situación sería aproximadamente como la representada en la Figura 11.1, los países con una renta per cápita muy baja presentan una situación muy preocupante al respecto, pero, en cuanto comienzan a escalar peldaños, el problema comienza a solucionarse, de tal forma que ha desaparecido en los países de desarrollo medio y alto. La evidencia empírica parece mostrar que este es el caso, por ejemplo, de la población con acceso al agua potable, y del porcentaje de aguas servidas sin tratamiento. También muestran una evolución similar algunas variables referentes a la deforestación (tasas de deforestación y cantidad de superficie deforestada, por ejemplo). Sin embargo, es difícil extraer una conclusión similar a la anterior en este segundo caso, por dos motivos. En primer lugar, porque cuando ya se ha acabado con la mayor parte de las superficies boscosas, es difícil que las tasas de deforestación, o la superficie deforestada, sigan siendo muy altas. En segundo lugar, porque la recuperación de la superficie arbolada que se observa en los países adelantados no puede ocultar el hecho de que el activo perdido, bosque primario generalmente no intervenido, y el activo recuperado, plantaciones forestales monocultivo, en general, no son comparables en términos cualitativos: muchas de las funciones del primero se pierden con su transformación en el segundo. — Un segundo grupo de problemas muestra una evolución cuya forma, en apariencia, es la ya mencionada U invertida: empeoran en los primeros estadios del crecimiento, para luego nivelarse, y comenzar a mejorar con posterioridad, de
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Y
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1.000
10.000
100.000 X
Figura 11.1.
tal forma que la situación ambiental con respecto a ellos es normalmente aceptable tanto en los países de muy bajos ingresos, como en los de ingresos muy altos. Estos problemas aparecen relativamente pronto con el crecimiento, y tienden a empeorar muy rápidamente, de modo que muestran su cara más aguda en los países de desarrollo intermedio-bajo. A partir de un cierto punto, sin embargo, comienzan a mejorar, tal y como aparece reflejado en la Figura 11.2. Parece ser el caso, por ejemplo, de la contaminación atmosférica en áreas urbanas (recogida a través de la medición de las concentraciones de partículas en suspensión y dióxido de azufre en la atmósfera). — Finalmente, un tercer grupo de problemas parece no mostrar ningún síntoma aparente de solución con el aumento de la renta per cápita: su evolución es la que aparece recogida en la Figura 11.3. El grado de desarrollo alcanzado no parece traer consigo ningún tipo de solución para los mismos, antes al contrario, tiende a agravarlos. Dos casos paradigmáticos serían, por ejemplo, el de las
Y
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Figura 11.2.
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100.000 X
Figura 11.3.
emisiones a la atmósfera de CO2, y el de la generación de residuos sólidos urbanos19. Los autores que sostienen la existencia de una serie de regularidades empíricas, como las anteriores, que vinculan la evolución de los distintos problemas ambientales con el nivel de desarrollo, ofrecen algunas razones plausibles para ello (Gómez, 2000): — Una primera es el hecho de que en el proceso de crecimiento, las distintas economías pasarían por tres estados diferentes: rurales «limpias» en el comienzo; industriales «sucias» en las etapas intermedias; y de servicios «limpias», cuando han culminado su transformación. Si la mejora ambiental experimentada por las sociedades desarrolladas no se ha producido gracias a la exportación de sus actividades contaminantes a los países de desarrollo intermedio, sería de esperar que el crecimiento global produjera una mejoría de la situación ambiental. — En segundo lugar podría apuntarse que, conforme la sociedad va resolviendo sus necesidades más básicas, aumenta la demanda por una mejor calidad ambiental, en función de su impacto sobre la calidad de vida. Al mismo tiempo, este grado de progreso le permite ir contando con los fondos necesarios para acometer las inversiones necesarias para remediar la situación, o para aceptar el coste de oportunidad económico de no seguir degradando el medio. A ello se añade que el desarrollo proporciona asimismo las instituciones adecuadas para 19 Algunos análisis temporales, sin embargo, parecen mostrar una mejora de los problemas relativos a las emisiones de CO2, NOx y SO2, aunque los estudios se limitan a un pequeño grupo de países: Estados Unidos, Holanda, Alemania y el Reino Unido (Hettige et al., 2000). Existe, por último, un grupo de problemas ambientales cuya evolución es más complicada de interpretar. Por un lado, algunos problemas muestran un empeoramiento en un comienzo, nivelación y mejora posterior, para volver a experimentar un segundo empeoramiento a niveles muy elevados de renta per cápita. Es el caso, para el trabajo de Shafick mencionado, de la concentración de coliformes fecales en los ríos. El autor achaca estas aparentes anomalías a deficiencias en los datos utilizados. Para otros problemas, los distintos estudios estadísticos no se ponen de acuerdo sobre su evolución: como ocurre, por ejemplo, con los niveles de oxígeno disuelto en el mismo medio.
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enfrentar el problema del deterioro ambiental, y las economías de escala necesarias para poder utilizar eficientemente la tecnología oportuna. — Como corolario de lo anterior, podría afirmarse que lo esperable es que aquellos problemas que tenderían a resolverse en primera instancia fueran los que las personas contemplan como más próximos, tanto desde el punto de vista del impacto sobre su bienestar individual, como de su propia localización: el acceso al agua potable y la salubridad del entorno, por ejemplo. Son los recursos ambientales más cercanos a los bienes privados. Por el contrario, aquellos problemas cuyas consecuencias no se terminan de interiorizar, afectan a todo el mundo por igual (emisiones de CO2 y calentamiento global), o no perturban el desarrollo de la vida cotidiana (generación de residuos sólidos urbanos que se depositan lejos del alcance de la vista), tienden a solucionarse más tarde, o a no solucionarse en absoluto. Un segundo grupo de autores, sin embargo, no se muestra tan convencido con respecto a la existencia de estas regularidades empíricas. Señalan, por ejemplo, que el peligro que se corre al apoyar estas conclusiones sobre los resultados que arroja un ejercicio de inferencia estadística basado en el estudio de los datos de una muestra de países en un momento dado del tiempo, es el derivado del hecho de que se supone, implícitamente, que el camino recorrido por los más adelantados, será el que sigan, también en su momento, los más atrasados. Esto puede ser cierto, pero también puede no serlo: la estructura productiva de los países desarrollados, y su correspondiente especialización, puede dificultar que los países subdesarrollados dupliquen la experiencia. Por otro lado, las distintas circunstancias geográficas en las que se encuentran los países atrasados, así como su diferente entorno natural, pudiera modificar sustancialmente sus problemas ambientales. Asimismo, el progreso tecnológico podría ayudar a conseguir similares niveles de producción con una menor agresión ambiental, facilitando las cosas a los países atrasados. Finalmente, lo que es más importante, la presentación anterior parece sugerir una evolución «natural» de los problemas ambientales al ritmo del crecimiento de la renta per cápita. No debería minimizarse, sin embargo, el eventual papel en todo ello de la política ambiental como eventual responsable del cambio experimentado: los países con un mayor nivel de renta per cápita tienen también una política ambiental más agresiva (De Bruyn, 1997; Panayotou, 1997). La evidencia empírica al respecto, en definitiva, no es del todo concluyente. Ello no impide, sin embargo, sospechar que es posible que exista algún tipo de relación entre el grado de desarrollo de un país, para utilizar un término convencional, y la situación del medio ambiente en el mismo. Probablemente sea necesario profundizar más en el estudio de estas relaciones, mejorar las fuentes de datos, añadir nuevas observaciones y dar un mayor peso al análisis de las series temporales, desplazando progresivamente el análisis diagonal. Sin embargo, la idea de que al ir cambiando la estructura de una sociedad, no sólo productiva, sino socioeconómica en términos generales, también se producirá un cambio en las relaciones de la misma con el medio ambiente, reviste una cierta plausibilidad. Los procesos de urbanización, industrialización, especialización productiva, cobertura de las necesidades más básicas y aparición de nuevas fuentes de demanda, probablemente tengan una incidencia sobre la situación del medio ambiente. A modo de ejemplo, y centrando la atención únicamente en las posibles relaciones entre los cambios aparecidos en el nivel de producción de un país, y el nivel de degradación ambiental que lo acompaña, existen tres motivos, ciertamente intuitivos, por los
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que sería de esperar que el cambio en la primera variable (nivel de producción), trajera aparejado un cambio en la segunda (degradación ambiental): — Efecto-escala. Si la producción de un bien o servicio cualquiera lleva consigo un determinado nivel de agresión al medio ambiente (emisiones, transformación del espacio), el aumento en el nivel de producción del mismo supondrá un aumento proporcional en la agresión correspondiente. — Efecto-composición. Al tiempo que un país tiende a elevar sus niveles de producción y consumo conforme se eleva la renta per cápita, también tiende a modificar la composición tanto de los bienes que produce como la de aquellos que consume. Si la degradación ambiental asociada a los distintos tipos de bienes es distinta, el cambio en la situación ambiental será debido a este efecto-composición. Obsérvese que ésta es, parcialmente, la clave del proceso de desmaterialización de la producción que se impulsa en muchos países como una de las vías de solución de los problemas ambientales. — Efecto-tecnología. Finalmente, la misma cantidad de bienes y servicios puede producirse con una tecnología diferente. Normalmente, el progreso tecnológico permite conseguir lo mismo de una forma menos agresiva con el medio ambiente: con una menor utilización de recursos naturales y energía, y con un menor nivel asociado de emisiones. Estas no son, desde luego, las únicas influencias que hacen sentir su efecto sobre la calidad del medio ambiente asociada a cada nivel de renta per cápita y producción. La especialización en la producción supone, por ejemplo, la necesidad de transportar las mercancías a mayores distancias, lo que implica potenciar un sector (el transporte), particularmente contaminante. De todas formas, no parece descabellada la hipótesis de que los cambios en determinadas variables económicas, que reflejan quizá cambios más profundos en la estructura de la sociedad, tienen consecuencias de todo tipo sobre la salud de la biosfera, tanto mediata como inmediatamente, en un ámbito geográficamente cercano, o en una lejanía que parece no afectar al causante, pero consecuencias al fin y al cabo que inciden sobre todos.
11.6.
ESTUDIO DE CASO: DEFORESTACIÓN Y USOS DEL SUELO EN LOS ANDES COLOMBIANOS
La presión ejercida sobre los recursos naturales, y en particular sobre los renovables, ha estado asociada al uso del suelo. En América Latina, en general, la dualidad en el sector rural definida como la presencia de un sector moderno que cohabita con un sector tradicional y campesino, no escapa al problema de la inadecuada asignación de los recursos naturales en un contexto de desarrollo sostenible. Es decir, los usos conflictivos del suelo han generado una gran vulnerabilidad en las condiciones de vida de la población rural y han puesto en riesgo la disponibilidad de una serie de servicios ambientales muy valiosos y por los que la sociedad estaría dispuesta a pagar por su mantenimiento si se desarrollaran de una manera sostenible. La utilización intensiva de la tierra para cultivos limpios o ganadería extensiva en zonas pendientes, ha traído consigo la reducción de la cobertura vegetal, aumentos en la erosión y pérdida de nutrientes. La consecuencia de esta situación de deterioro es una reducción paulatina de la productividad de los suelos y, por tanto, de los ingresos pro-
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393
venientes de las actividades agrícolas y ganaderas para los mismos productores. Asimismo, la pérdida de cobertura vegetal en zonas pendientes de los Andes, dado el régimen de lluvias en el trópico, hace que las fluctuaciones de la oferta de agua sean muy pronunciadas y de esa manera se reduce la disponibilidad del líquido para efectos de riego, generación de energía hidroeléctrica y consumo doméstico. Un estudio realizado en una región de los Andes en Colombia (Alviar, 2004) muestra los niveles de erosión, acumulación de carbono orgánico, escorrentía, biomasa y rendimientos para distintos usos del suelo y considerando diferentes pendientes del terreno (Tabla 11.1)20. Estos resultados son consistentes con otros trabajos registrados en la literatura y ponen de manifiesto la importancia de disponer de información científica sobre la calidad de los suelos, el clima, y los usos del suelo, para poder contar con una serie de parámetros que ayuden al planificador, o al responsable político, a tomar las decisiones adecuadas en materia de asignación eficiente y sostenible del recurso tierra. Cuanto mayor es la pendiente del terreno, mayor es la probabilidad de erosión para todos los tipos de uso del suelo. Ahora bien, cuando la tierra mantiene su cobertura vegetal con bosque natural, el impacto sobre la erosión es mínimo. De otro lado, el cultivo de maíz o de cualquier otro producto en zonas tan pendientes como las que se observan en los Andes, es el que genera un mayor impacto sobre la erosión, tal y como se observa en la tabla. Esta situación refleja un claro deterioro de las condiciones del suelo y, por tanto, de las condiciones de vida de los pobladores rurales, en la medida en que la calidad de su capital natural se deteriora si no se desarrollan prácticas de manejo sostenibles. Sin lugar a dudas, el uso racional y sostenible del suelo en los países tropicales es un determinante de las pérdidas o ganancias del capital natural. En este sentido, el papel que ha jugado la deforestación ha sido muy negativo con respecto a la sostenibilidad en la producción de muchos servicios ambientales que tiene lugar en las áreas rurales y, en particular, en aquellas que exhiben pendientes mayores a un 12 por 100. La pérdida de cobertura vegetal ocasionada en gran medida por la deforestación, hace que la erosión y la escorrentía presenten niveles elevados que comprometen, en el largo plazo, la productividad de los suelos. Los problemas ambientales tienen relación directa con la economía, no sólo por estar muchas veces originados en ella, sino por comprometer su propio desarrollo: la erosión de los suelos compromete el consumo per cápita futuro, generando una situación insostenible. El reto, pues, es lograr que los agentes económicos internalicen la externalidad que genera la erosión del suelo, descubriendo los incentivos económicos y los arreglos institucionales necesarios para hacer que los productores adopten prácticas agrícolas, pecuarias y forestales sostenibles. En este sentido, un elemento importante al que no se le ha prestado suficiente atención en los países en desarrollo, es el conocimiento técnico de los fenómenos naturales y económicos que hay detrás de las decisiones de los agentes. Se requiere un mayor nivel de información científica sobre los componentes y niveles de deterioro de los recursos naturales, comenzando con el más tangible de todos, que es el mismo territorio. La política ambiental requiere con urgencia un mayor apoyo científico para el diseño 20 La zona de estudio, la cuenca de Rionegro, se encuentra ubicada en el oriente del departamento de Antioquia, al noroccidente de Colombia. La cuenca comprende 76.000 hectáreas, con una población aproximada de 300.000 habitantes ubicados en nueve municipios. El 74 por 100 de la población vive en condiciones de pobreza, asociadas a un bajo nivel educativo y a un uso reducido de tecnología.
394
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Tabla 11.1. Erosión, escorrentía, carbono orgánico, rendimientos y biomasa en la cuenca de Rionegro en Colombia. Promedio de cien años Longitud de pendiente: 10 metros Uso del suelo Pendiente 40%
Pendiente 30%
Pendiente 20%
8,72 286,85 263,34 212,21
4,27 258,96 270,25 236,18
1,64 219,26 275,64 237,28
Maíz Erosión (Tm/ha) Escorrentía (mm) Carbono orgánico (kg/ha) Rendimiento (Tm/ha)
196,56 540,00 135,92 0,77
155,87 510,09 151,29 1,00
101,33 471,51 170,08 1,15
Pastos y bosque secundario Erosión (Tm/ha) Escorrentía (mm) Carbono orgánico (kg/ha) Rendimiento (Tm/ha) Biomasa (Tm/ha)
24,28 571,73 128,58 1,63 28,15
13,55 542,38 146,01 1,72 28,18
6,23 503,35 166,52 1,82 28,07
Agroforestal Erosión (Tm/ha) Escorrentía (mm) Carbono orgánico (kg/ha) Rendimiento del Maíz (Tm/ha) Biomasa (Tm/ha)
31,29 410,83 90,56 0,80 261,36
20,35 373,37 110,73 1,12 270,78
9,14 324,29 136,14 1,35 276,19
Bosque natural Erosión (Tm/ha) Escorrentía (mm) Carbono orgánico (kg/ha) Biomasa (Tm/ha) Agricultura tradicional
Fuente: Alviar, 2004. Estos resultados fueron obtenidos mediante una serie de simulaciones realizadas usando el modelo EPIC (Erosion Productivity Impact Calculator).
de medidas tendentes a cambiar la conducta de los agentes involucrados en el daño ambiental. En este orden de ideas, los parámetros físicos de erosión y escorrentías deben ser usados para la simulación económica de las diferentes actividades agrícolas, pecuarias y forestales, mediante modelos de diferente nivel de sofisticación, con el objeto de fundamentar las decisiones de política. Así, desde la perspectiva de un planificador o un responsable político es fundamental descubrir la asignación óptima de la tierra en diferentes usos, para obtener el valor presente neto más alto posible de la renta para el área en cuestión. En el estudio mencionado (Alviar, 2004) se estima la asignación óptima de la tierra, dada una función objetivo y una serie de restricciones, usando un modelo de programación lineal. La función objetivo es la siguiente: 3
Máx z
6
100
i 1 j 1 t 1
Cijt xijt (1 r)t
100
Et
(1 r) t 1
t
(11.1)
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Siendo las restricciones: 6
x
Uso del suelo
ij
Hi
i 1, 2, 3
j 1
6
3
Erosión
sijt xijt a St t 1, ..., 100 o i 1 j 1 3
Escorrentía
6
3
6
i 1
j
l
Trabajo total Trabajo de siembra Trabajo de cosecha xij q 0
3
6
i 1
j
t
3
6
i 1
j
Et a 180 mm3 t 1, ..., 100
i 1 j 1 3
6
q
ijt
xijt a Lt t 1, ..., 100
ijt
xijt a PLt t 1, ..., 100
ijt
xijt a HLt t 1, ..., 100
i 1, 2, 3;
xijt Et a 0 t 1, ..., 100
i 1 j 1
ijt
pl hl
6
sv
qijt xijt q Qt t 1, ..., 100 o i 1 j 1
y
3
j 1, ..., 6
t 1, ..., 100
donde Cijt es el rendimiento bruto promedio obtenido de las actividades; z es el ingreso neto descontado; E es el valor de la electricidad generado de 1 metro cúbico de agua; svt representa el monto de sedimento enviado al reservorio. 180 mm3 es el volumen utilizable del reservorio. H representa el número de hectáreas en cada tipo de suelo; xijt son las variables de decisión que representan el número de hectáreas de un tipo de suelo i bajo un uso específico j. L es la disponibilidad de trabajo total en horas; r es la tasa de descuento; t es el tiempo; j es el tipo de uso del suelo, i es el tipo de uso del suelo; s es el nivel de erosión asociado a cada tipo de actividad; q es el nivel de escorrentía asociado a cada uso del suelo; l es la cantidad de trabajo total utilizada en cada una de las actividades; Q es el nivel total de escorrentía; pl es el monto del trabajo requerido para plantar según nivel de actividad, y hl es el monto de trabajo requerido para la cosecha. El modelo plantea varios niveles de tolerancia a la erosión, y diferentes tasas de descuento. La Tabla 11.2 resume sus resultados. Para el nivel más bajo de tolerancia a la erosión, igual a 12 Tm/ha/año21, todo el territorio con pendiente igual a 20 por 100, esto es 9.506 ha debe destinarse a actividades agroforestales. Este resultado tiene sentido en la medida en que se trata de un terreno con la menor pendiente; es decir 20 por 100. Asimismo, cuando se tiene la mayor pendiente (40 por 100) y al mismo tiempo se tiene el límite más bajo de tolerancia a la erosión, el modelo señala que el uso más apropiado es el bosque natural. Nótese que a medida que el nivel de tolerancia a la erosión se incrementa y además la tasa de descuento crece, la probabilidad de explotar otros usos se dispara. En efecto, con un nivel de tolerancia a la erosión de 24 Tm/ha/ año, y una tasa de descuento del 25 por 100, ya se tendrían 11.650 ha en actividades agroforestales, y 2.889 ha dedicadas a bosque natural. Es importante señalar que mientras más alto sea el nivel de tolerancia a la erosión, lo normal es que los productores 21
Estos niveles de tolerancia se pudieron definir a partir de los resultados de la simulación en EPIC.
396
Tabla 11.2. Distribución óptima de la tierra por nivel de erosión y tasas de descuento en la cuenca de Rionegro. Colombia E <= 24
E <= 36
E <= 48
6%
15%
25%
6%
15%
25%
6%
15%
25%
6%
15%
25%
9.506
9.506
9.506
9.506
9.506
9.506
9.506
Pendiente de 20% Agricultura tradicional Agroforestería Bosque natural Conversión después de 20 años Conversión después de 40 años Conversión después de 60 años
9.506
9.506
9.506 9.506
9.506
Pendiente de 30% Agricultura tradicional Agroforestería Bosque natural Conversión después de 20 años Conversión después de 40 años Conversión después de 60 años
5.648 6.466 4.662
5.648 6.466 4.662
7.116 8.018 1.643
4.972
9.611
9.611
2.083
16.622
16.622
2.083
16.622
16.622
11.804
7.165
7.165
14.693
154
154
14.693
154
154
7.010 2.267 1.934
7.010 2.267 1.934
14.539
14.539
14.539
3.328
3.328
Pendiente 40% Agricultura tradicional Agroforestería Bosque natural Conversión después de 20 años Conversión después de 40 años Conversión después de 60 años Fuente: Alviar, 2004.
14.539
14.539
14.539
11.650 2.889
14.539 14.539
14.539
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
E <= 12 Actividades
SUBDESARROLLO Y DEGRADACIÓN AMBIENTAL
397
desarrollen actividades que, de alguna manera, tengan un impacto negativo sobre la calidad de los suelos. Como puede comprobarse fácilmente, el bosque natural y las prácticas agroforestales son los usos más recomendables cuando se tiene el nivel de tolerancia más bajo a la erosión y tasas de descuento que privilegian el futuro sobre el presente. Es lógico pensar que si la sociedad está dispuesta a aceptar muy bajos niveles de erosión entonces los usos más racionales del suelo serán aquellos que contribuyen a su conservación. Por el contrario, si la sociedad es proclive a convivir con un nivel alto de erosión entonces será posible desarrollar prácticas que no contribuyan a controlarla; es decir, continuar cultivando en zonas de mucha pendiente sin prácticas sostenibles. En síntesis, dados unos parámetros físicos de erosión, escorrentía y acumulación de carbono para cada uno de los usos del suelo considerados, es posible determinar la asignación óptima del territorio en términos del número de hectáreas que se deben dedicar a cada uno de los usos. La disponibilidad de información y la construcción de modelos adecuados, constituyen herramientas clave para el diseño de políticas ambientales de manera más técnica y científica.
11.7.
RESUMEN
El propósito de estas líneas ha sido el de mostrar el tipo de problemas ambientales que surgen de la realidad del subdesarrollo, realidad que incluye, pero también trasciende, elementos como la pobreza y el atraso. Se ha utilizado para ello la caracterización convencional de la teoría económica del desarrollo, con respecto a los rasgos esenciales de las sociedades atrasadas y, en concreto, el fenómeno del dualismo estructural. La ruptura de las pautas de comportamiento de la sociedad tradicional, que guardaban un cierto equilibrio con el medio ambiente natural circundante, introduce una nueva dinámica con respecto a los problemas de la pobreza y la marginación, traduciéndose en ocasiones en una presión insostenible sobre el medio natural en el sector rural. En el sector urbano, caracterizado por un crecimiento desmesurado e «informal» de la población y la ocupación del espacio, hacen su aparición nuevos problemas ambientales, producto tanto del fenómeno de la urbanización, como de la propia industrialización. Los desequilibrios macroeconómicos que han acompañado la puesta en marcha de distintos modelos de desarrollo y, más concretamente, los problemas de endeudamiento y desequilibrio de balanza de pagos, resultado de la política sustitutiva de importaciones, no podían sino agravar este doble foco de problemas ambientales, reforzando la tendencia a la sobreexplotación de los recursos naturales, e introduciendo el fenómeno del «dumping ecológico», que se analizará en el Capítulo 12, con respecto a la contaminación industrial. El subdesarrollo, en definitiva, como proceso distinto del estado de atraso y pobreza característico de sociedades cohesionadas, es sinónimo también de degradación ambiental. La superación de este estado, a través de un proceso de «modernización» y cambio estructural, de un proceso en definitiva de desarrollo, no es fácil que resuelva este problema, y oriente la situación hacia la sustentabilidad, por lo menos en las primeras etapas del cambio. La evidencia empírica, discutible en todo caso, recogida en las curvas ambientales de Kuznets, parece mostrar que, a pesar de que pudiera existir una relación entre la evolución de los distintos problemas ambientales y los niveles de renta per cápita, no todos ellos (ni los más importantes) tienden a solucionarse cuando la sociedad alcanza mayores niveles de vida.
398
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Nota para consultas adicionales Son numerosos los textos que se ocupan de la doble problemática subdesarrollo-degradación ambiental. Entre ellos, el lector encontrará de utilidad los de Dasgupta y Mäler (1997), y Barbier et al. (1998), que incluye numerosos estudios de caso. También muy recomendable es el editado por Kirkpatrick y Lee (1997). Una visión general del problema, desde una perspectiva muy crítica y con gran énfasis en las instituciones, podrá encontrarla el lector en Bryant y Bailey (1997). Por su parte, Bartolini y Bonatti (2002) ofrecen un modelo muy atractivo para explicar la degradación ambiental que genera la quiebra de la sociedad tradicional junto con la aparición del mercado, y el importante papel que juegan las variables institucionales en todo ello. Perz (2004) analiza la posibilidad de compaginar el desarrollo agrícola con la eliminación de la pobreza y la preservación ambiental en un interesante estudio de caso en la Amazonía brasileña. Con respecto a la posible incompatibilidad entre crecimiento y calidad ambiental puede consultarse Kageson (1998). La literatura sobre las curvas ambientales de Kuznets, su explicación y su relevancia empírica, es cada vez más amplia. Un buen texto de referencia es el de Vogel (1999). Por su parte, Dinda (2005) ofrece un elaborado modelo de crecimiento en el que la aparición de la curva de Kuznets se explica mediante la asignación de la inversión entre capital productivo y capital para el abatimiento de la contaminación. Para los lectores interesados, y a los que no les asusta la econometría, Azomahou et al. (2006) presenta un estudio empírico muy interesante sobre la relación entre las emisiones de CO2 y el PNB per cápita, para una muestra de 100 países en el período 1960-1996. Los resultados confirman lo planteado en este capítulo: no son muy halagüeños. En el mismo sentido, Verbeke y De Clercq (2006) proponen una nueva metodología de estimación, al tiempo que resaltan la importancia de algunas variables sociopolíticas. Los mismos autores, junto con Bruno Merlevede, analizan el papel del tamaño promedio de las empresas a la hora de explicar las curvas: Merlevede et al. (2006). También confirmando las expectativas presentadas en este capítulo, en el sentido de que es la demanda de las familias la que impulsa la mejora ambiental, pero que esta mejora depende de hasta qué punto pueden separarse espacialmente las actividades de producción y consumo, aparece el trabajo de Khanna y Plassmann (2004). Cole (2004) analiza la posible aparición de estas curvas con el desplazamiento de las industrias sucias desde los países desarrollados hacia los subdesarrollados, para concluir que no parece ser ésta una variable particularmente relevante. Las relaciones entre el crecimiento económico, el desarrollo tecnológico y la degradación ambiental es el objeto de estudio de Tylecote y van der Straaten (1997). En la tercera parte de este texto el lector encontrará un interesante estudio sobre la degradación ambiental y el muy largo plazo: en concreto, en el marco de las ondas largas de Kondratieff. Aunque parece obvio que el daño que causan los desastres naturales cuando se producen depende de variables tales como el nivel de renta per cápita del país afectado, su nivel educativo, el grado de apertura o el tamaño del gobierno, en Tota y Skidmore (2007) se prueba esta relación empíricamente. Las relaciones existentes entre la degradación ambiental y el crecimiento de la población en los países subdesarrollados se encuentran muy bien tratadas en el ya clásico texto de Ness et al. (1993), y en Lindhal-Kiessting y Landberg (1997).
CAPÍTULO
DOCE DESARROLLO, COMERCIO INTERNACIONAL Y MEDIO AMBIENTE1
El capítulo anterior se ocupó de analizar las consecuencias que para el medio ambiente tiene no sólo la situación de pobreza en la que se encuentran algunos países sino, sobre todo, los procesos de cambio estructural que se abren con la ruptura de los moldes tradicionales y la inserción de la sociedad en una dinámica caracterizada por la racionalidad de mercado. Si bien es cierto que la relación entre pobreza y degradación ambiental está de sobra documentada, desgraciadamente no parece que el propio proceso de crecimiento en las economías subdesarrolladas, sobre todo en sus primeras etapas, y en la medida en que se produce, asegure su resolución: recuerde el lector la evidencia presentada en el capítulo anterior con respecto a las curvas ambientales de Kuznets. El presente capítulo tiene como objetivo mostrar que aquellas relaciones comerciales entre países subdesarrollados y desarrollados que se apoyan en la dotación de recursos ambientales y naturales por parte de los primeros, tal y como se contemplan en la actualidad, es difícil que aporten ninguna solución a los problemas de pobreza y degradación ambiental mencionados. Sin embargo, una explotación más eficiente, más imaginativa y, en definitiva, más solidaria de estos recursos, podría contribuir en mucha mayor medida a la resolución de estos dos graves problemas. La eficiencia económica y social, en este caso, requeriría de la colaboración de los países adelantados, dado el carácter de bienes públicos de muchos de los recursos ambientales, pero redundaría en beneficio de todos. El capítulo analiza distintos tipos de intercambio internacional entre países adelantados y países subdesarrollados que involucran el medio ambiente y los recursos naturales. Se aborda, en primer lugar, el más obvio y cuestionado: la especialización de los países subdesarrollados en la producción de bienes y servicios intensivos en contaminación, el denominado dumping ecológico. En segundo lugar, se recordarán algunos aspectos importantes de la especialización convencional en la producción 1 El presente capítulo se basa, parcialmente, en dos trabajos previos del autor: Azqueta y Sotelsek (1999) y Azqueta, Delacámara y Sotelsek (2006).
400
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
y exportación de bienes intensivos en la utilización de recursos naturales, tanto renovables como no renovables. En ambos casos, la conclusión no es muy optimista en cuanto a la capacidad de este tipo de intercambios comerciales para resolver los dos problemas mencionados. Las implicaciones que sobre el medio ambiente en los países subdesarrollados tendría la tan reclamada supresión de las ayudas directas e indirectas a la agricultura de los países desarrollados es el objeto de análisis del tercer epígrafe. El cuarto, por su parte, analiza una posibilidad que está adquiriendo una importancia creciente, sobre todo para algunos países: la explotación económica de ciertos servicios de sus recursos naturales y ambientales y, más en concreto, los servicios recreativos de los parques naturales, y la explotación de la diversidad biológica en el campo de la investigación para la industria farmacéutica. En esta misma línea, que atañe a los bienes privados, se exploran a continuación las posibilidades que ofrecen los mecanismos de certificación para el consumidor sensibilizado: en concreto, el Comercio Justo y la Certificación Ambiental. El sexto epígrafe se centra en el estudio de aquellos mecanismos que permiten la internalización (valorización económica) de las externalidades ambientales generadas por los países subdesarrollados: los Pagos por Servicios Ambientales y el Mecanismo de Desarrollo Limpio. Finalmente, la última sección se detiene, en dos esquemas que vinculan el endeudamiento externo de los países más pobres con la naturaleza: el canje de deuda por naturaleza, y la relación entre deuda económica y deuda ecológica. El capítulo, como es habitual, se cierra con un resumen y una nota para consultas adicionales.
12.1.
EL DUMPING ECOLÓGICO
El dumping aparece, en términos generales, cuando las empresas de un determinado país colocan su producción, en los mercados internacionales, a un precio que no incluye la totalidad de los costes en los que han incurrido. El dumping ecológico se da, por tanto, cuando no se incorporan los costes ambientales, gracias a una reglamentación más permisiva al respecto. A diferencia del dumping convencional, en este caso se requiere de la intervención pública para posibilitarlo, pero el resultado es el mismo: la empresa ofrece su producción por debajo del coste, si bien ahora obviando un impuesto pigouviano, del estilo de los analizados en el Capítulo 9, que hubiera igualado el coste privado al coste marginal social, internalizando las externalidades ambientales generadas (Rauscher, 1994). En el campo del comercio internacional, la posibilidad de que las regiones más atrasadas se especialicen en la producción de bienes intensivos en contaminación es algo que no debería sorprender: los modelos teóricos que simulan el comportamiento con respecto a los intercambios internacionales de dos países representativos (el «Norte» y el «Sur»), suelen llegar a esta conclusión (Copeland y Taylor, 1995). A pesar de que no siempre puede darse por supuesta la racionalidad de este tipo de política comercial (Rauscher, 1994, muestra que no siempre la relajación de normativas ambientales es la política más adecuada para fomentar las exportaciones), no cabe duda de que es una posibilidad contemplada por distintos países, y objeto de fuertes polémicas2. 2 En efecto, mientras que algunos países subdesarrollados consideran la preocupación ambiental de los países desarrollados en este contexto como una maniobra para proteger su propia e ineficiente estructura productiva, y no dudan en caracterizar estas prácticas proteccionistas como una nueva forma de «eco-colonialismo» (Rotillon y Tazdaït, 1996), el mismo vocablo es utilizado para denunciar la explotación de los recursos naturales de los países subdesarrollados por parte de las grandes empresas multinacionales (Ross, 1996).
DESARROLLO, COMERCIO INTERNACIONAL Y MEDIO AMBIENTE
401
La variable que explica este patrón de especialización no es otra que la diferencia en los niveles de renta per cápita y, por consiguiente, en las respectivas demandas y ofertas de contaminación. Vale la pena, sin embargo, tratar de analizar con más detalle este punto, que a veces es presentado eufemísticamente como el resultado de una diferencia en los gustos de las sociedades respectivas. En efecto, el origen de la contaminación se encuentra, fundamentalmente, en el proceso de producción, distribución y consumo de bienes y servicios. Como la sociedad no parece dispuesta a prescindir enteramente de los frutos del progreso en aras de un entorno inmaculado, se plantea el problema de determinar el grado de contaminación óptimo, ya planteado al comienzo de estas páginas, en el Capítulo 2: es decir, el punto en el que los beneficios marginales del proceso productivo (derivados del acceso a los bienes y servicios que proporciona) son exactamente iguales a sus costes marginales, incluidos los relativos al deterioro ambiental. Esto puede ilustrarse, como es habitual, con ayuda de la Figura 12.1, similar a la Figura 2.2 presentada en el capítulo mencionado. En el eje vertical de la figura se miden los costes marginales de producir, por ejemplo, energía eléctrica; y los beneficios marginales que representa su consumo (el incremento de utilidad que añade el último kilovatio disponible). En el eje horizontal se representa, como recordará el lector, la cantidad total de energía eléctrica producida (kW). Las empresas productoras se enfrentan, normalmente, a una estructura de costes creciente, de tal manera que sus curvas de costes marginales (los costes de producir el último kilovatio, CMge) tiene la forma que aparece en la figura. Por su parte, los beneficios marginales que deriva la sociedad del consumo de energía eléctrica (el beneficio que le reporta el último kilovatio consumido: BMg) son decrecientes, ya que cada vez son menos acuciantes las necesidades que se cubren con ellos. Si esto fuera todo, la sociedad debería situarse en el punto A, ya que, como se vio en el Capítulo 2, prescindir de la producción de un kilovatio (situarse ligeramente a la izquierda de kW0) supondría un ahorro de costes inferior al beneficio al que se renuncia, y lo contrario ocurriría si se produjera un kilovatio adicional. Sin embargo, éste no es el final de la historia: la curva de costes analizada hasta ahora no refleja todos los costes en los que incurre la sociedad para producir (y distribuir) energía eléctrica, sino únicamente los que afectan a la empresa: faltan, al menos, los costes ambientales. Conceptualmente, no hay ninguna dificultad en introducirlos y su efecto es de sobra conocido: se añaden a los existentes, y desplazan la curva de costes marginales hacia arriba (CMgs). El cambio introducido es bien sencillo de interpretar: el nuevo punto óptimo es ahora B, caracterizado por una menor producción y consumo de electricidad (kW1 < kW0), y por tanto de contaminación, y un mayor precio al consumidor final (P1 > P0). Como es obvio, el tamaño del impacto dependerá de la distancia entre la vieja y la nueva curva de costes marginales. En otras palabras, esta divergencia depende del valor de los costes ambientales impuestos por la contaminación sobre la sociedad. No resulta fácil medir esta pérdida de bienestar, como quedó convenientemente reflejado en el Capítulo 4. Pero con independencia de las dificultades de cálculo, algo sí queda claro en aquellos estudios que lo han intentado: el valor de la pérdida de bienestar originada por la contaminación parece ser mayor cuanto mayor es el nivel de renta de la población afectada. Esto es particularmente evidente cuando se trata del impacto de la contaminación sobre la vida y la salud de las personas, aumentando por ejemplo las tasas de morbilidad y mortalidad del colectivo expuesto: el valor de una «vida estadística» es menor, en términos generales, cuanto menor es la renta de los sectores afectados. Este es, precisamente, el argumento que justificaría el dumping ecológico: dado que los países o regiones más atrasados tienen un menor nivel de renta, el coste de la pérdida de calidad ambiental es
402
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL CMgs
CMg BMg
CMge B P1
A
P0
BMg
0
kW1
kW0
kW
Figura 12.1
en ellos menor (la curva de costes marginales se desplaza hacia arriba en menor medida) y, por tanto, la producción de bienes intensivos en contaminación, resultaría más barata. Suponiendo, para simplificar la presentación, que los costes marginales de las empresas productoras son idénticos en los dos países, y que los beneficios marginales del consumo de energía también son iguales, el precio de la misma en el país desarrollado (d) debería ser mayor que en el subdesarrollado (s): P1 (d ) P1 (s) ya que el desplazamiento hacia arriba de la curva de costes marginales es mayor, al ser mayor el valor económico del impacto ambiental. En definitiva, parece que el deterioro del medio ambiente causa una menor pérdida de bienestar en los países o regiones pobres que en los ricos, y eso es lo que les daría una ventaja comparativa. Un caso muy relevante en este sentido, aunque no pueda considerarse estrictamente dumping ecológico, es el de aquellos países que se prestan a alquilar una parte de su territorio como depósito o vertedero de los desechos, incluso tóxicos y peligrosos, que el mundo desarrollado no quiere3. De ser cierto lo anterior, la producción y exportación de bienes y servicios intensivos en contaminación se justificaría, en principio, siempre y cuando ésta fuera estric3 Defender la exportación de basura a los países subdesarrollados con argumentos como los mencionados puede tener consecuencias muy negativas: «la colisión entre el aparente buen sentido económico y la moralidad se hizo desagradablemente evidente en 1992 para Lawrence Summers, economista jefe del Banco Mundial. Un memorándum interno del Banco Mundial firmado por Summers apoyaba la idea de que podría ser racional en términos económicos para los países en desarrollo imponer unos estándares medio ambientales algo más laxos que los países ricos y que esto podría darles una ventaja comparativa de hecho en algunas industrias contaminantes. El texto del memorándum fue filtrado a la prensa generando una oleada de mala publicidad (la revista People incluyó a Summers en la lista de los principales enemigos del medio ambiente). En diciembre de ese año parecía que la controversia sobre ese memorándum había bloqueado un esperado nombramiento de Summers como consejero económico jefe del presidente Bill Clinton» (Krugman y Obstfeld, 1995, página 91).
DESARROLLO, COMERCIO INTERNACIONAL Y MEDIO AMBIENTE
403
tamente local (de otro modo se estarían generando externalidades negativas en contra de quienes no se benefician del proceso); y limitada en el tiempo, ya que de no ser así se estaría actuando en contra de las generaciones futuras4. Sin embargo, y como resulta obvio, el argumento es demasiado problemático como para ser aceptado sin más: — En primer lugar, el hecho de que la contaminación «valga» menos entre los estratos desfavorecidos de la población se explica porque la mayoría de los métodos empleados para descubrir el valor del daño causado, como pudo el lector comprobar en su momento, lo que hacen es intentar averiguar la disposición a pagar de la gente por evitarlo. Ahora bien, como es de sobra conocido, lo que una persona está dispuesto a pagar por algo depende, entre otras cosas, de lo que puede pagar por ello (la demanda de un bien depende de la renta de la persona), y como los que no tienen no pueden pagar, la degradación ambiental entre ellos vale menos: existen otras necesidades más urgentes. El problema es, por tanto, paralelo al del trabajo infantil en los países subdesarrollados: sin pretender defender posturas que tienen mucho de hipócritas, lo cierto es que apoyar un proceso de crecimiento en elementos como los mencionados no puede ser considerado sino como la constatación de un fracaso social. Sacrificar la salud tanto física como mental de la población más desfavorecida no debería ser la solución del problema de la pobreza. La «ventaja comparativa» de las regiones subdesarrolladas con respecto a la contaminación descansa, pues, en un supuesto éticamente muy poco defendible. Lo mismo puede decirse, como es obvio, de aquellos casos en los que esta especialización viene explicada no ya por la diferencia en las respectivas «demandas» sociales de contaminación (se supone, al contrario que en el caso anterior, que son las mismas), sino por el hecho de que, en los países subdesarrollados, el gobierno no refleja estas preferencias, mientras que en los desarrollados sí (Chichilnisky, 1994): también representan un punto de partida éticamente inaceptable, aunque, por lo menos en lo que concierne a la primera parte del argumento, probablemente bastante realista. — En segundo lugar, la perspectiva adoptada para justificar este menor valor registrado de la degradación ambiental en los países atrasados, incurre en el error de no computar toda una serie de efectos externos de la misma (que no quedan normalmente recogidos en los métodos de valoración), pero que también determinan el valor del daño: las personas pueden verse forzadas a aceptar unas peores condiciones ambientales por la necesidad de sobrevivir, pero esto afectará no sólo a su propia salud (y a la de sus vecinos), con los gastos consiguientes para la sanidad pública y la pérdida correspondiente de capital humano, sino a la durabilidad de las infraestructuras urbanas, a los gastos de mantenimiento y limpieza de los bienes muebles e inmuebles, a la productividad de las explotaciones de agricultura y silvicultura cercanas, etc. Es muy improbable que la 4 No es del todo válido el argumento de que se les podría compensar invirtiendo en su favor la parte correspondiente de los beneficios generados en el proceso, sustituyendo capital natural por capital producido: no siempre es posible esta sustitución, y nadie les ha preguntado, ni puede hacerlo, si estarían de acuerdo con ella. Es más, no tendría sentido hacerlo, porque son ellas las que van a ser sustituidas: va a ser un distinto grupo de personas el que formará parte de la generación futura si se contamina, que el que la hubiera formado si no se contamina. Recuerde el lector el llamado «problema de la indeterminación» (Elliot, 1995, página 3), que el análisis económico convencional sortea gracias a que en el marco de la filosofía utilitarista que le subyace, lo que importa es la suma total de placeres y dolores, con independencia de los sujetos particulares que los experimenten.
404
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
persona afectada, o la Administración correspondiente, recoja todos estos efectos adicionales de la contaminación en su evaluación de los costes que para ella supone: se necesitaría aplicar una serie de métodos indirectos de valoración, bien calibrados, que incluyeran todas estas externalidades. Analizando pues los costes que le supone esta especialización al país como un todo, y no sólo a los directamente afectados, estas «ventajas comparativas» podrían verse sensiblemente reducidas. — Finalmente, proceder de esta forma supone reducir la salud de las personas a la categoría de mercancía: un bien, como se apuntó en su momento, que se consume de forma individual, exclusiva, en función del poder adquisitivo, e intercambiable por una determinada cantidad de dinero. Un bien cuya producción y distribución se deja en manos del mercado. Resulta por lo menos discutible que pueda aceptarse, desde una perspectiva ética, la consideración social de la salud como tal mercancía: es probable que la sociedad prefiera, al menos idealmente, una solución distinta para su provisión. En resumen, el dumping ecológico no tiene mejor justificación que la que pueda tener el trabajo infantil. No es una solución éticamente aceptable al problema de la pobreza y, desde luego, no parece ir en la dirección de resolver los problemas ambientales.
12.2. LA EXPLOTACIÓN DE LOS RECURSOS NATURALES La exportación de recursos naturales por parte de los países subdesarrollados, tanto renovables como no renovables, es una posibilidad como otra cualquiera de aprovechar las ventajas comparativas, en este caso otorgadas por la naturaleza, en el contexto del comercio internacional. El propósito de esta sección no es, sin embargo, el de analizar en profundidad esta alternativa desde el punto de vista de la teoría pura del comercio internacional, sino simplemente el de señalar algunos obstáculos que dificultan la posibilidad de apoyar sobre ella una estrategia de alivio de la pobreza que garantizara, al mismo tiempo, la sustentabilidad ambiental. En este segundo caso, las áreas deprimidas que tengan la suerte de poseer algún recurso natural podrían alcanzar una ventaja comparativa (incluso absoluta) en la producción de bienes y servicios intensivos en la utilización del mismo. Esto es tan evidente que no vale la pena detenerse más en ello, salvo quizá para recordar algunos aspectos, no menos obvios, con respecto a los límites que tanto la mera eficiencia como la equidad imponen a la explotación de los mismos. Dividiremos para ello el análisis en dos grandes apartados:
12.2.1. Recursos renovables Estos recursos plantean un problema sencillo, sólo en apariencia. En principio, dado su carácter de renovables, su explotación podría hacerse de forma sustentable. Sin embargo, esta posibilidad choca con dos dificultades, como ya se apuntó en el Capítulo 2, al introducir el problema de las externalidades y los recursos comunes (ley de captura): la imposibilidad de apropiarse de todas las rentas económicas generadas por el recurso, cuando éste es apropiable, y el libre acceso cuando no lo es. Cabría añadir a lo ya dicho con anterioridad, la importancia del marco institucional en el que se lleva a cabo la explotación del recurso, más relevante si cabe en el caso de
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los países subdesarrollados: la inseguridad en la tenencia de la tierra, por ejemplo, reduce el horizonte temporal en el que el decisor debe de recuperar su inversión, haciendo menos rentables aquéllas cuyos rendimientos aparecen a medio y largo plazo (la forestal), en favor de las que producen rendimientos, probablemente inferiores, pero a corto plazo: agrícola o ganadera. El problema se ha visto agravado, como se mencionó en el capítulo anterior, debido a la escasez de divisas en los países subdesarrollados, que ha llevado al Sector Público a tomar una serie de medidas que priman la explotación incontrolada de los recursos naturales. Esta política, que a corto plazo proporciona divisas, es, sin embargo, ambientalmente nociva y ecológicamente insostenible. La búsqueda de un equilibrio entre la necesidad de corregir los desequilibrios de balanza de pagos y el endeudamiento exterior (propiciada muchas veces por la propia política de los países desarrollados y los organismos financieros internacionales), la eficiencia económica, y el respeto ambiental, no es tarea fácil. Un par de ejemplos pueden ilustrar claramente las dificultades de encontrar el camino apropiado: — Algunos países subdesarrollados han prohibido las exportaciones de madera en bruto, prohibición que ha sido cuestionada por los países desarrollados (importadores) no sólo en defensa del libre comercio, sino con base en una pretendida mayor eficiencia ambiental (Anderson, 1996). En efecto, dado que los países desarrollados, debido a su acceso a una mejor tecnología y a una mano de obra más cualificada, son más eficientes en la utilización de madera como materia prima en el proceso de producción, el comercio de la madera en bruto permitiría reducir la cantidad utilizada por unidad de producto final. Al mismo tiempo, el abaratamiento de los precios locales de la madera que la prohibición supondría, al obligar a colocar toda la oferta de madera en bruto en el mercado interno, puede llevar a un aumento de su uso y de la ineficiencia en el mismo, si no está compensado por una adecuada política de licencias de extracción que reequilibre la situación. Esta apreciación, sin embargo, se apoya en argumentos del muy corto plazo (es prácticamente un análisis de eficiencia de estática comparativa), y no tiene en cuenta los impactos dinámicos sobre el desarrollo interno de una política que permitiría, en definitiva, retener en el país las operaciones que generan mayor valor añadido (Goodland y Daly, 1996)5. — En el caso de las maderas preciosas, algunos países subdesarrollados han adoptado una medida todavía más contundente: la prohibición total del comercio, interno y externo, de estos productos, para proteger estos árboles. El resultado es probable que sea contraproducente, ya que si bien hacen menos rentable la deforestación per se, privan al árbol de todo valor de uso, y no puede olvidarse que éste compite con otros cultivos por un espacio y unos recursos limitados. Se hace necesario, por tanto, adoptar este tipo de medidas, en su caso, tras un cuidadoso análisis institucional de la situación. En este sentido, los certificados de origen de la madera, que garantizan la sustentabilidad de las explotaciones de procedencia, como los emitidos por el Forest Stewardship Council (FSC), 5 Indonesia, uno de los principales exportadores de madera en bruto durante la década de los setenta (llegó a exportar el 40 por 100 del total mundial), introdujo la prohibición en 1985, invocando el Artículo XX de las provisiones del GATT. A mediados de los ochenta, estas exportaciones habían prácticamente desaparecido, mientras que las exportaciones de productos de madera alcanzaban 3.800 millones de dólares en 1991 (Goodland y Daly, 1996). Para una visión más negativa de los efectos medioambientales de esta sustitución, véase, sin embargo, Anderson (1996).
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podrían resultar una mejor alternativa que la prohibición pura y simple de su comercio. En cualquier caso, no se puede perder de vista, que la explotación financiera de los valores de mercado de una serie de recursos naturales, así sea sustentable, deja de lado las externalidades ambientales que generan, e incluso puede entrar en abierta contradicción con ellas, con lo que el valor total del recurso queda definitivamente subestimado.
12.2.2. Recursos no renovables Los recursos no renovables, por definición, no son susceptibles de una explotación sostenible. En este caso, de lo que se trata es de intentar repartirlos bien entre todos: un problema de equidad intergeneracional. Es costumbre acudir para ello a la llamada «regla de Hotelling», que relaciona el ritmo de explotación del recurso con su precio, y con el tipo de interés (Gómez, 1994a). Puede que no sea una regla muy útil para resolver el problema en la práctica, pero sí lo es para plantearlo mejor, ya que pone de relieve que los recursos no renovables tienen un coste de oportunidad que ha de añadirse al coste de su extracción, a la hora de decidir la velocidad a la que han de ser explotados. Este coste de oportunidad debe de ser calculado e introducido en el cómputo global para determinar rigurosamente los beneficios netos de la explotación de estos recursos, a pesar de que, como pudo comprobarse en el Capítulo 8, la Contabilidad Nacional convencional no lo haga, y falsee por tanto las cifras sobre la rentabilidad de su explotación y las tasas de crecimiento de la Renta Nacional resultantes. Vale la pena recordar, en este sentido, la práctica que parece estar abriéndose paso en el seno del Banco Mundial, y que consiste en calcular los costes de la inversión necesaria para sustituir, en un proyecto o programa alternativo, los servicios que hubieran proporcionado los recursos no renovables explotados (von Amsberg, 1993)6. Este coste, denominado como se vio en su momento «coste del usuario», se añade al resto de costes convencionales de la inversión, antes de proceder a calcular su rentabilidad. Por otra parte, se hace necesario asimismo tener en cuenta los impactos ambientales totales de la propia explotación del recurso sobre el ecosistema. Por ejemplo, como se desarrollará con más detalle en el próximo capítulo, la extracción de petróleo en determinados bosques tropicales tiene un impacto ambiental que no se ciñe a las operaciones propias de la empresa explotadora, no desdeñables, sino que va mucho más allá, de la mano de la colonización que la acompaña y que resulta ser una amenaza mucho peor para la sustentabilidad del bosque primario. Este fenómeno invita, no sólo a computar el impacto como uno de los precios a pagar por la extracción del crudo, sino a intentar evitarlo. Para ello habría que incidir sobre las causas últimas del fenómeno, buscando la mejora de las condiciones de vida y trabajo en las regiones de origen de los potenciales emigrantes, precisamente para intentar frenar este flujo. La lección que la economía del desarrollo recibió de las funciones de migración de Todaro, y del análisis del 6 Es curioso, en cualquier caso, comprobar que los precios de los recursos no renovables, que deberían mostrar una tendencia ascendente con el paso del tiempo, precisamente como resultado del aumento de sus rentas esperadas motivado por su creciente escasez, no parecen comportarse de esta forma. Una interesante explicación del fenómeno parte, precisamente, de la relación existente entre algunos de estos recursos, y la contaminación global que su utilización genera (el caso de los combustibles fósiles): los límites establecidos a la emisión de contaminantes ligados a su uso, puede hacer que los recursos queden inhabilitados antes de su agotamiento físico, lo que se reflejaría en la evolución apuntada de sus precios esperados (Berk y Roberts, 1996).
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sector informal (ya mencionados en el capítulo anterior), en el sentido de que la creación de puestos de trabajo en el sector formal urbano probablemente agrave los problemas de desempleo, en lugar de solucionarlos, podría ser de estricta aplicación también en este caso: determinadas inversiones sociales y de infraestructura en la zona de explotación podrían hacer la situación todavía peor, al mejorar las expectativas de los inmigrantes potenciales. Se trata, en definitiva, de resolver un problema que se podría resumir, simplificando mucho, en la necesidad de calcular el valor de la tasa social de interés con la que descontar el flujo neto de rendimientos que proporciona la explotación de los recursos no renovables, y que se aspira a maximizar.
12.3. PROTECCIONISMO AGRÍCOLA EN LOS PAÍSES DESARROLLADOS Los países subdesarrollados vienen reclamando desde hace ya algún tiempo el desmantelamiento de las medidas de protección de la agricultura en los países desarrollados (Estados Unidos y la Unión Europea, básicamente) y la liberalización del comercio internacional en este sector. Esta protección, tanto arancelaria como en forma de subsidios, hace imposible a los productores de los países atrasados competir con sus contrapartes en los países adelantados, a pesar de su mayor productividad, cerrándoles el acceso a una fuente de divisas muy necesaria. De esta forma, la protección traería una doble consecuencia negativa: no sólo está impidiendo una más eficiente asignación de recursos a nivel internacional, sino que frena el desarrollo económico de quienes más lo necesitan. Eliminar este proteccionismo sería pues una buena manera de combatir directamente la pobreza e, indirectamente, la degradación ambiental En efecto, las políticas proteccionistas hacia las actividades agrícolas y ganaderas que implementan muchos países industrializados, como el caso de la Unión Europea con su Política Agraria Común (PAC) o la Ley Agraria en Estados Unidos, tienen efectos críticos sobre la producción y comercialización de numerosos productos agrícolas, además de causar cambios estructurales en las economías de los países menos desarrollados. A título de ejemplo, Borrell y Hubbard (2000) realizaron una estimación de los efectos de la PAC sobre la producción y el volumen de exportaciones de ciertos grupos de productos, en distintos países, todo ello en un contexto de equilibrio general computable. Entre los resultados más destacables se encuentran, por el lado de la producción: la reducción en la de distintos bienes agrícolas (productos cerealísticos y no cerealísticos, carne, ganado y productos lácteos) en porcentajes en algunos casos cercanos al 10 por 100 y, por el contrario, un aumento más contenido de la producción de otros productos primarios (minería, productos madereros), del sector industrial y de otros productos agrícolas. Por el lado de las exportaciones, los resultados adquieren mayor magnitud. El descenso en las exportaciones de productos agrícolas en general (productos cerealísticos y no cerealísticos, carne y productos lácteos) supera en todos los casos el 30 por 100, mientras que el aumento de las exportaciones de otros productos primarios ronda el 9 por 100. Puede afirmarse, por tanto que la presencia de unas políticas agrícolas proteccionistas en los países más desarrollados tiene efectos significativos sobre la estructura productiva de la economía del resto de países y su distribución espacial; se fomenta la extracción de recursos naturales (minería, explotación maderera), casi siempre de manera insostenible, y se contiene la actividad agraria en general. La apertura de los mer-
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cados agrícolas del mundo desarrollado a los productos de los países pobres y altamente endeudados, junto con el desmantelamiento de las ayudas al sector, puede ocasionar, en este contexto, toda una serie de consecuencias sobre los recursos naturales y su conservación, en la medida en que esta apertura podría permitirles acceder a una fuente de divisas alternativa. Conviene distinguir, sin embargo, dos efectos contrapuestos en este sentido: — En primer lugar, un efecto positivo, a través no sólo de la generación de divisas, sino también vía reducción de la pobreza. En efecto, el análisis sobre las consecuencias que tendría la liberalización de los mercados internacionales en relación con los productos procedentes de los países en desarrollo se ha centrado, generalmente, en los efectos sobre el crecimiento económico y la eliminación de la pobreza en estos países (Frankel y Romer, 1999; Proops, 2004). Asimismo, se han estudiado las posibles consecuencias que estas medidas tendrían sobre el medio ambiente, pero de una forma incompleta (Liddle, 2001). Ahora bien, si altos niveles de renta se asocian, además, con aumentos en la demanda por la conservación de la diversidad biológica, entonces, la inversión para proteger el medio ambiente debería aumentar y la ratio de pérdida de diversidad debería bajar a medida que aumenta la renta (Sampson, 2002). Por tanto, las políticas conservacionistas de los gobiernos aumentan tan pronto como se alcanza un determinado umbral de renta. Desgraciadamente, muchas de estas políticas conservacionistas sólo tienen como consecuencia la desaceleración de la pérdida de diversidad biológica y no el cese de la misma (Dietz y Adger, 2003). — En segundo lugar, sin embargo, puede aparecer un eventual efecto negativo, menos estudiado. Como ya se ha mencionado, la agricultura es la principal causa de deforestación en el mundo, y muy especialmente en América Latina (Portela y Rademacher, 2001). Esta deforestación, que no debe entenderse únicamente como una simple tala de árboles sino, en términos más generales, como un cambio radical en los usos del suelo, tiene efectos negativos críticos sobre el medio ambiente del planeta. Si bien en algunos países, especialmente centroamericanos, puede considerarse que la expansión de las tierras de cultivo y pastos a costa de los bosques tropicales ya ha alcanzado su límite al roturarse todas las tierras aptas para ello (Loening y Markussen, 2003), en otros existe en la actualidad un importante potencial de expansión de los territorios agrícolas; sería el caso de Brasil, por ejemplo, que contiene en su territorio gran parte (55 por 100) de la extensión total de la selva Amazónica. De esta forma, se establece una potencial diferenciación de los efectos de la apertura comercial a los productos agrícolas: mientras que, en algunos países, la deforestación directamente relacionada con la agricultura y la ganadería se presume ya inexistente (aunque pueden existir otros efectos sobre el medio ambiente si se procede a la intensificación de la actividad agraria), existen amplios territorios en los que se da un elevado potencial de expansión de la frontera agrícola y, por ello, de destrucción de los bosques tropicales que dan cobijo a gran parte de la diversidad biológica del planeta. Por otra parte, unos precios internacionales atractivos para algunos de los productos procedentes de los países subdesarrollados podrían estimular la sustitución de cultivos tradicionales por el cultivo de estos nuevos productos más demandados y mejor pagados, imponiendo nuevas presiones sobre los ecosistemas agrarios tradicionales, despla-
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zando a este tipo de cultivos y técnicas de manejo de la tierra más respetuosas con el medio ambiente. El reciente desarrollo de los modelos de equilibrio general computable permite disponer de una potente herramienta de proyección de los cambios productivos derivados de esta liberalización comercial, campo en el que han resultado realmente útiles para el estudio de políticas públicas concretas. Muchos han sido aplicados a la hora de diseñar políticas agrarias para ver los posibles cambios que la introducción de una medida (por ejemplo, la modificación de la estructura de subsidios), podría tener sobre otros sectores y, sobre todo, sobre los países menos desarrollados (Hertel et al., 2003). La literatura, por otro lado, ofrece numerosos ejemplos de estos modelos aplicados a las relaciones entre comercio internacional y medio ambiente para diferentes países. Algunos de estos ejercicios son los realizados en Chile, China, Costa Rica, Indonesia, México, Marruecos o Vietnam, recogidos en Beghin et al. (2002). Los resultados obtenidos son difícilmente generalizables, dadas las especificidades de cada caso. Sin embargo, sí tienden a mostrar la necesidad de adoptar una serie de medidas de acompañamiento (protección, ordenación del territorio) en las economías subdesarrolladas afectadas por este impulso comercial, que traten de paliar las eventuales consecuencias negativas de la apertura de los nuevos mercados tanto en términos de sostenibilidad ambiental (expansión de la frontera agrícola) como de pobreza (revalorización de tierras y desplazamiento de la población marginal).
12.4. LA EXPLOTACIÓN COMERCIAL DE LOS SERVICIOS AMBIENTALES Lo que caracteriza a esta tercera posibilidad es que los servicios ambientales objeto de análisis exhiben originalmente las propiedades de los bienes públicos, no exclusión y no rivalidad (matizadas quizá por la presencia de congestión), pero la intervención administrativa podría limitar el acceso a su uso y disfrute, no extractivo, y cobrar un precio por el mismo. Es el caso de los servicios recreativos de un determinado entorno (un parque natural, por ejemplo), para el que se cobra una entrada; o de las posibilidades de investigación que posibilita la diversidad biológica existente en una determinada reserva natural.
12.4.1. La explotación recreativa de los espacios naturales: el ecoturismo o turismo de la naturaleza El caso de los espacios naturales como foco de atracción de un tipo de turismo muy particular, que busca precisamente lo que la naturaleza no intervenida ofrece, está adquiriendo una importancia creciente y una gran relevancia económica para los países afectados. En efecto, la presencia de los amantes de la naturaleza en el entorno que quieren visitar supone la generación de un efecto multiplicador sobre la economía de la zona (servicios de transporte, guías, alojamiento, compra de productos locales y artesanías), que no es nada desdeñable. En Costa Rica, por ejemplo, «los Parques Naturales atrajeron medio millón de visitantes anuales que generaron más de 330 millones de dólares en divisas en 1991, convirtiéndose así en la segunda mayor industria del país» (Grey, 1995, página 5). Es de señalar además que, a diferencia de otros activos
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naturales buscados con el propósito de disfrutar el ocio, éstos son valorados por su carácter no intervenido, por lo que los estudios de demanda tienden a mostrar que el visitante es muy sensible a todo aquello que, como la congestión o la excesiva comercialización, alteren este disfrute (Dixon et al., 1995; Shah, 1995). En cualquier caso, estos activos naturales relacionados con el ecoturismo, generan un triple valor para los distintos componentes de la sociedad: — En primer lugar, un valor financiero para los dueños de los terrenos aledaños que pueden servir de base para las operaciones de explotación turística de los mismos, y que se verán revalorizados en consecuencia. Alternativamente, otros propietarios pueden verse perjudicados si la protección del entorno supone la imposibilidad de seguir realizando una serie de actividades económicamente lucrativas en el mismo (cultivo, caza, ganadería). — En segundo lugar, un valor económico para toda la sociedad, derivado del efecto multiplicador que estas operaciones generan sobre las rentas y el empleo de la zona, o del país en general (suponiendo que no se está en presencia de un juego de suma cero, y que los turistas que visitan este emplazamiento, dejan de visitar otro alternativo). De resultas de ello, también se verán favorecidos los presupuestos públicos, gracias al incremento de ingresos que genera el aumento de la actividad pública, pero en este caso se trata de un impacto meramente redistributivo. — En tercer lugar, el valor propiamente recreativo que surge del bienestar que experimentan los visitantes, y que queda reflejado en el valor del excedente neto del consumidor del que disfrutan, tal y como lo descubren, por ejemplo, los métodos del coste de viaje o de valoración contingente. El problema que se le plantea al gestor de estos espacios, buscando maximizar su valor social, es complejo. Ha de conseguir, en efecto, un difícil equilibrio entre, por un lado, la rentabilidad financiera que puede proporcionar el recurso (pública y privada, en el medio y largo plazo); el efecto multiplicador sobre la economía de la zona, por otro; y, finalmente, la preservación de otras funciones esenciales del entorno (el mantenimiento de la diversidad biológica, por ejemplo). Por si no fuera poco, todo ello, además, sin perder de vista los intereses de la población local. El hecho de que los visitantes obtengan un excedente neto del consumidor positivo permitiría realizar, así sea parcialmente, ese valor (en definitiva: una disposición a pagar positiva) en un beneficio económico para el entorno y, más en concreto, para aquella parte de la población local que resulta sacrificada por la pérdida del acceso a unos recursos tradicionalmente utilizados, y que se beneficia muy poco del efecto multiplicador, debido a las fugas del mismo hacia sectores más desarrollados (agencias de viajes, tour operadores). Al igual que se vio en el caso de las maderas preciosas, determinadas políticas de conservación pueden resultar claramente perjudiciales tanto para los habitantes del entorno, como para el propio objetivo ambiental. Podría ser el caso, por ejemplo, de la inclusión de determinadas especies en el Apéndice I del Convenio sobre Comercio Internacional y Especies Protegidas (CITES), que prohíbe todo comercio de sus productos: los resultados de la medida deben ser analizados con mucho cuidado. En efecto, como ha señalado Swanson (1997, páginas 34-40), una de las causas fundamentales de pérdida de determinadas especies, es la falta de rentabilidad que acompaña a su conservación, y que se traduce en que no se invierte, o se desinvierte, en los activos que hacen posible su existencia. Los grandes herbívoros (elefantes, rinocerontes), requieren
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de grandes extensiones de tierra para su supervivencia, además de un control estricto sobre sus capturas. Al mismo tiempo, compiten por el espacio con una serie de especies extrañas, introducidas en él por el ser humano, debido a su elevado valor de uso (ganados y cultivos). La conjunción de su propio valor (marfil) con el de sus competidores, hacen necesarias estas inversiones en su conservación: vigilancia y territorio. Ahora bien, la prohibición de cualquier comercio con respecto a sus productos (no sólo marfil, también carne), reduce drásticamente la rentabilidad de los gastos dedicados a la vigilancia y eleva, en consecuencia, la de la opción de dedicar el terreno al pastoreo de ganado o al cultivo, frente a la de reservarlo como habitat para estos grandes herbívoros. Así pues, cuando la especie protegida compite con otras que no lo están, el resultado final puede ser contraproducente, ya que la prohibición reduce el valor financiero de la especie amenazada en relación al de sus competidoras: se está reduciendo su valor de uso para la población local, para intentar salvar un valor de existencia que es global. Cuando la especie protegida compite con otras por el territorio (elefantes y ganado), la población local está siendo incentivada a desplazar a los elefantes, que no tienen valor de uso, para dejar paso a sus ganados, que sí lo tienen. Ya se vio con anterioridad que lo mismo puede ocurrir con la prohibición de exportar determinados tipos de madera. Si la especie protegida tiene depredadores naturales, la prohibición, al eliminar el valor financiero de la primera, elimina la rentabilidad de su protección frente a los segundos, o incluso la fomenta: fenómeno que se agudiza si el depredador sí tiene un valor financiero para los habitantes del lugar (Schulz, 1996)7.
12.4.2. Investigación farmaceútica y diversidad biológica Interesante es, asimismo, el caso de la diversidad biológica y las posibilidades de investigación que proporciona a la industria farmacéutica. Algunos países subdesarrollados, en efecto, poseen un activo que pueden intentar rentabilizar ofreciendo su explotación a la industria farmacéutica, y cobrando por ello. Se conseguiría así no sólo preservar el entorno, sino financiar el proceso de desarrollo. La institución pionera en este campo fue el INBIO de Costa Rica, uno de los centros de investigación sobre diversidad biológica más prestigiosos del mundo. Hace ya algunos años, el INBIO firmó un acuerdo con la firma MERCK mediante el cual esta empresa farmacéutica se reservaba el derecho a investigar en un determinado territorio costarricense, muy rico en diversidad biológica, garantizando el instituto su estricta preservación para este fin: impidiendo en el mismo la realización de cualquier tipo de actividad incompatible con la conservación in situ de la diversidad biológica. A cambio, la empresa se comprometía a compartir con el INBIO las ganancias obtenidas con la explotación comercial de los productos farmacéuticos así obtenidos. Este esquema, que como es natural está en 7 Barnes (1996) ha llevado a cabo un interesante estudio sobre los posibles efectos, en Bostwana, de la inclusión en esta lista de los elefantes. Teniendo en cuenta tanto el coste de oportunidad de las tierras ocupadas por los elefantes, como los costes de su protección que recaen sobre la administración (vigilancia, control), plantea cuál sería la estrategia óptima en la gestión de este recurso. El autor llega a la conclusión de que la reintroducción controlada de una serie de prácticas prohibidas (caza deportiva, caza por parte de la población local, utilización de la carne de elefante en las explotaciones de cocodrilos para comercializar su piel), elevaría notablemente la rentabilidad tanto económica (para el país) como financiera (para la población local) de los elefantes y, en definitiva, contribuiría en mayor medida a su preservación. La prohibición de comerciar con sus productos estaba reduciendo innecesariamente su valor económico al estrictamente derivado de la observación.
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fase de perfeccionamiento, es sin duda un paso en la dirección correcta: remunera económicamente a quien conserva unos recursos naturales y ambientales de los que se beneficia toda la humanidad. Sin embargo, es necesario poner en perspectiva las posibilidades existentes en este campo, antes de echar las campanas al vuelo. En efecto, para llevar a cabo una estimación rigurosa con respecto a los beneficios netos que los países depositarios de la diversidad biológica reciben por este concepto, hay que tener en cuenta que: — Los pagos recibidos tienden a ser un porcentaje de las ganancias que la empresa farmacéutica deriva de la explotación comercial del producto finalmente obtenido. Es necesario probar, por tanto, que el medicamento en cuestión ha sido desarrollado a partir de elementos básicos descubiertos en el emplazamiento objeto de negociación. — En segundo lugar, conviene recordar que para poder llevar a cabo esta operación, es necesario invertir en conservar la diversidad biológica de un determinado entorno, algo que, dada su naturaleza de bien público, suele hacer la Administración local. En general, las autoridades de estos países proporcionan a los investigadores una serie de servicios adicionales (identificación, clasificación en laboratorios y centros de investigación locales) por los que no cobran. — En tercer lugar, el pago recibido está en función del valor comercial de los productos obtenidos, que no tiene por qué guardar una relación significativa con el beneficio social realmente generado: el alivio del sufrimiento y el evitar muertes prematuras8. Utilizando las funciones dosis-respuesta mencionadas en el Capítulo 4, y aplicando los valores correspondientes a los cambios en las tasas de morbilidad (mediante el método del coste de tratamiento, por ejemplo) y de mortalidad (el valor de la vida estadística), se llegaría a un valor mucho más ajustado del beneficio obtenido, y del precio que habría de pagarse por la conservación de este activo. — Finalmente, hay que añadir a lo anterior el coste de oportunidad económico de las tierras dedicadas a la preservación de la diversidad biológica, que hubieran podido dedicarse al cultivo, a la extracción de madera o al turismo. En definitiva, el trato puede resultar no ser tan beneficioso como aparenta a primera vista, y es difícil apoyar en él, en exclusiva, la preservación de esta riqueza (Simpson et al., 1996)9. No es de extrañar, por tanto, la importancia del marco institucional en el que se cierran este tipo de acuerdos, y la necesidad de una coordinación entre los distintos países detentadores de la diversidad biológica (y que son hasta cierto punto sustitutivos), para no competir entre ellos y perder de esta forma una parte importante de los beneficios de la explotación comercial de la misma. Conviene recordar, además, que el marco institucional en el que se manifiestan estas transacciones, no reconoce a sus verdaderos dueños, los pueblos indígenas, la propiedad intelectual de una gran cantidad de medicinas y tratamientos que se han desarrollado a partir de su conocimiento de la 8 Baste recordar, al efecto, el porcentaje que de sus gastos de investigación dedican las grandes empresas farmacéuticas a las enfermedades propias del mundo subdesarrollado. 9 Barbier y Aylward (1996) calcularon que el valor presente neto de los beneficios que por este concepto recibiría Costa Rica de la preservación de un determinado espacio natural, durante un período de 40 años, alcanzaría la suma de 4,6 millones de dólares. Por contra, el valor presente neto de los costes incurridos en ello, incluyendo el coste de oportunidad de las tierras protegidas, sumaba 240 millones de dólares, para el mismo período de tiempo.
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naturaleza, y que han generado cuantiosos beneficios a la industria farmacéutica (Azqueta-Bernar, 1997). En cualquier caso, y con la matización apuntada, esta rentabilización económica de algunos de los servicios de los recursos naturales y ambientales parece ser ciertamente positiva. No está de más señalar, sin embargo, un par de limitaciones obvias de esta venta de servicios ambientales con respecto al binomio pobreza-degradación ambiental: — En primer lugar, la rentabilización de los servicios recreativos de determinados espacios naturales no tiene nada de objetable, pero deja fuera del circuito a todos aquellos entornos naturales que no tienen la consideración de «catedrales de la naturaleza», y que están particularmente amenazados: precisamente por ello en esa dirección se ha movido la evolución de las distintas figuras de protección de espacios naturales (López Ramón, 1996). — En cuanto a la resolución del otro problema, el del subdesarrollo y la pobreza, la dificultad estriba en que estas catedrales, como todo, no parecen estar bien repartidas, y muchos países y regiones han recibido muy poco. Se trata, por tanto, de una posibilidad probablemente mejor que las anteriormente estudiadas, pero a la que no se puede fiar por entero ni la preservación global de espacios naturales ecológicamente muy valiosos, ni el alivio del problema global de la pobreza.
12.5. LA CERTIFICACIÓN SOLIDARIA EN EL COMERCIO INTERNACIONAL Existen posibilidades, ciertamente, de vincular directamente los flujos comerciales de los países subdesarrollados a la resolución de los problemas de pobreza y degradación ambiental. Dos de estas soluciones, que han adquirido cierta importancia recientemente, son el llamado Comercio Justo, y la Certificación Ambiental. Tal y como se analizó en el Capítulo 10, la certificación llevada a cabo por un organismo independiente y reconocido con respecto a cualquier característica, sea de un producto o de un proceso productivo, garantiza al sujeto interesado la veracidad de lo certificado. Esto es lo que tienen en común los dos esquemas apuntados: ambos garantizan al consumidor una determinada propiedad del producto que adquiere. Un precio para el productor que cumple determinados requisitos, en el primer caso; y un respeto al medio ambiente, en términos generales, en el segundo. Dos vías, por tanto, de atajar los dos problemas mencionados: pobreza y degradación ambiental. De esta forma, y dada la estrecha relación existente entre ambos, sería de esperar que, aunque cada esquema esté dirigido prioritariamente a resolver uno de ellos, suponga una contribución neta a la resolución de los dos.
12.5.1. Comercio Justo El denominado Comercio Justo, se enmarca dentro de la Fair Trade Labelling Organization (FLO: www.fairtrade.net), que a su vez tiene sus raíces en el movimiento para un comercio alternativo (Alternative Trade Organization) de comienzos de los años ochenta del siglo pasado. Su objetivo es no sólo garantizar un determinado nivel de precios para el productor, sino, en esencia, trascender las relaciones de mercado, impersonales, y establecer un vínculo entre productor y consumidor, de tal forma que el pre-
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cio sea resultado de este vínculo personal, y no de la actuación de las fuerzas de la oferta y la demanda. Por ello es el consumidor el que no sólo pagará de entrada un precio superior al del mercado por el producto, sino que, además, correrá con los gastos de la certificación (véase Taylor, 2005, al que seguiremos de cerca en este apartado). Por su parte, los productores han de cumplir determinados requisitos para poder participar en el esquema, y someter sus productos a certificación. En el caso del café, por ejemplo, que es el más exitoso, los productores han de operar a pequeña escala, estar organizados en asociaciones políticamente independientes y perseguir determinados objetivos ambientales. A cambio, suscriben contratos que van más allá de un ciclo de cosechas, y reciben un precio garantizado por la FLO, que les permita cubrir sus necesidades vitales y garantice una explotación sostenible. Precio, por otro lado, que puede llegar a ser el doble del internacional. Como resultado adicional, se argumenta, los pequeños productores tienen un mejor acceso al crédito y a la capacitación, se fortalecen institucionalmente las comunidades de productores, y existe una alternativa a la emigración. En 2001, el café vendido bajo el esquema del comercio justo representaba un 1 por 100 del total: 27 millones de libras vendidas en Europa por valor de 300 millones de dólares (2002), 4,7 millones de libras en Estados Unidos y Canadá, por un valor de 64 millones y medio de dólares (2000). Más de 300 asociaciones de productores, representando alrededor de medio millón de pequeños cultivadores se beneficiaron de este esquema, siendo México el país con una mayor participación en este comercio (23 por 100 de las exportaciones totales). El gran éxito del comercio justo en el campo del café ha sido el de lograr introducirse en algunas de las principales cadenas distribuidoras del mundo (Starbucks, Carrefour), si bien los analistas consideran que se ha alcanzado el techo de la demanda, y va a ser difícil ampliar las ventas. De hecho, algunos productores han abandonado los canales de la FLO tratando de firmar contratos directamente con las empresas distribuidoras ante la saturación del mercado (Taylor, op. cit.). Por otra parte, conviene no olvidar que el café posee una serie de características que facilitan en gran medida su inserción en los esquemas de Comercio Justo, pero que no son compartidas por la gran mayoría de los productos de exportación de los países subdesarrollados. En primer lugar, se produce exclusivamente en ellos, y por campesinos mayoritariamente pobres. En segundo lugar, es un producto sencillo y con muy pocos componentes (prácticamente sólo uno): otros bienes han seguido un proceso de producción mucho más complejo en el que han participado multitud de productores de diferentes partes del mundo. En tercer lugar, su consumo no sólo es «social» en muchas ocasiones, sino que se ha convertido en un producto «de diseño», lo que permite la identificación del demandante. Finalmente, el gasto del consumidor en este producto no es muy elevado, lo que indudablemente facilita la aparición de una demanda diferencial dispuesta a pagar un precio superior. En cualquier caso, tampoco hay que perder de vista el hecho de que el café de Comercio Justo apenas representa un 15,4 por 100 del café certificado, mientras que el café «orgánico» alcanza el 61,4 por 100; el que combina los dos sellos (Orgánico y Comercio Justo) el 12,7 por 100; el sello Rainforest Alliance el 7,7 por 100; y otros menores (Bird Friendly) por separado, o en conjunción con los anteriores, el resto.
12.5.2. Certificación ambiental En el campo de la Certificación Ambiental de productos con presencia en el comercio internacional, el caso más paradigmático es, sin duda, el del Forest Stewardship Council (FSC: www.fsc.org/en). El FSC nace en 1993 para garantizar que la madera certifi-
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cada por la institución se ha producido y extraído en condiciones sostenibles. El énfasis aparece, pues, en la gestión forestal ambiental, aunque también se contemplan en sus diez principios globales, aspectos de desarrollo social y local: por ejemplo, el respeto de los derechos ancestrales de las comunidades locales, o la necesaria participación de la población local en los beneficios de la explotación maderera, a través del empleo, la provisión de servicios y la capacitación. Es de señalar, en cualquier caso, que la certificación del FSO va algo más allá de las dos medidas convencionalmente utilizadas para destacar el comportamiento ambientalmente más favorable de un producto (ecoetiqueta), o de un proceso productivo (ISO 14.000). Con respecto al ecoetiquetado, puesto que garantiza un determinado desempeño ambiental, y no simplemente que el producto en cuestión se halla entre los menos ambientalmente agresivos de su grupo. Con respecto a la ISO 14.000, o los sistemas de gestión ambiental, en general, puesto que no sólo garantiza el cumplimiento de las normas y la autoimposición de unos determinados objetivos ambientales, sino que, como se ha apuntado, certifica el cumplimiento de unos estándares estrictos y prefijados (aunque susceptibles de variación en función de las condiciones locales) en el proceso de producción maderera. El desarrollo de esta certificación ha sido notable: se estima que la madera certificada (243 millones de metros cúbicos anuales) representa el 5 por 100 del mercado europeo, y el 1 por 100 del norteamericano. De nuevo, la participación de algunas grandes multinacionales interesadas en una determinada imagen de marca, o en evitar posibles acusaciones de destrucción de recursos forestales (IKEA, Home Depot, B&Q) ha sido determinante en este proceso. A diferencia del Comercio Justo, sin embargo, la certificación no sólo no supone un precio mayor para el productor, sino que es éste quien corre con los gastos de la misma. La razón es sencilla: las grandes empresas comercializadoras de productos de madera sostienen que no existe una demanda para la madera certificada como tal, que no existe por tanto disposición a pagar un sobreprecio por parte del consumidor final, pero que sería demoledor para ellas que se las asociara con los problemas de la deforestación en el mundo. Sea como fuere, el hecho es que esta práctica, junto con los requerimientos por parte de estas empresas de calidad, volumen, estandarización, periodicidad de las entregas, etc., representa una barrera de entrada poco menos que insalvable para los productores de los países subdesarrollados. No es de extrañar por tanto que, a pesar del crecimiento del mercado de madera certificada, éste haya tenido lugar casi exclusivamente para la de los bosques templados y boreales de los países desarrollados. Si en 1996 el 70 por 100 de los bosques certificados se encontraban en los países subdesarrollados, que era para los que estaba diseñado el esquema, en 2002 este porcentaje había caído al 12 por 100. En 2005 más del 80 por 100 de los bosques certificados por el FSC se encontraban en Europa y Norteamérica, a pesar de que estas dos áreas del mundo ya cuentan con sus propios mecanismos de certificación que cubren el grueso de su madera certificada. Ahora bien, en los bosques tropicales de los países subdesarrollados habitan más de 60 millones de personas, en su mayoría indígenas, y de ellos viven directa o indirectamente otros 500 millones de personas. No es de extrañar, por tanto, que dentro del FSC hayan aparecido iniciativas como la de Bosques Pequeños y de Manejo de Baja Intensidad (SLIMFS), que tratan de ayudar a estas comunidades a superar las barreras de entrada a los mercados de madera certificada. En definitiva, si bien ambos esquemas están diseñados para abordar conjuntamente los dos problemas interrelacionados de la pobreza y la degradación ambiental en países subdesarrollados, dirigiéndose prioritariamente a tratar de resolver uno de ellos, pero sin olvidar el otro, las posibilidades que ofrecen en ambos casos son más bien limitadas. A ello podría añadirse que, como han demostrado Ferraro et al. (2005), si lo que
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se pretende es salvaguardar determinados ecosistemas (por ejemplo, el bosque tropical), es más eficiente otorgar un subsidio directo a la población local por la preservación pura y dura, que un premio a la explotación sostenible de determinados productos del mismo bosque (miel, café de sombra, ecoturismo, plantas medicinales) a través de un sobre precio verde para los mismos10.
12.6. INTERNALIZACIÓN DE EXTERNALIDADES AMBIENTALES Una posibilidad, ciertamente interesante y que ya comienza a materializarse, se plantea cuando se reconoce que algunos recursos naturales generan una serie de externalidades positivas que repercuten en beneficio de todos. Uno de los casos más obvios es el papel de las grandes masas forestales fijando el carbono atmosférico o proporcionando agua de calidad. La presencia de estas externalidades positivas, introduce inmediatamente una tensión muy fuerte entre el interés común, por un lado, y el particular de quien considerándose con derecho a disfrutar del activo, ve cómo se le pretende negar un aprovechamiento financiero del mismo, en aras de algo que a él sólo muy tangencialmente le reporta algún beneficio11. El conflicto es antiguo: los países poseedores del bosque tropical contemplan cómo, en nombre de los intereses generales, quienes no tuvieron ningún cuidado en preservar sus masas forestales, tratan ahora de impedirles una explotación financieramente rentable de los mismos, a lo que se añade el hecho de que los países ricos tampoco parecen dispuestos a ofrecer muchas vías alternativas de solución al problema del subdesarrollo (abriendo sus mercados, por ejemplo). Sin embargo, si la recomendación más extendida del análisis económico para el caso de las externalidades, es la de proceder a su internalización, debería remunerarse en consecuencia al gestor de determinados recursos por las externalidades positivas que su gestión genera para los demás. De esta forma se lograría que se decantara, dentro del vector de usos posibles del mismo, por aquel subconjunto de actividades que maximiza el bienestar social. Varios son los mecanismos que se han dirigido, precisamente, a tratar de internalizar estas externalidades ambientales en la esfera nacional e internacional.
12.6.1. El pago por servicios ambientales Un elemento clave de la estrategia ambiental del Banco Mundial para tratar de frenar la degradación de los activos naturales en los países pobres, ha sido la puesta en marcha de distintos esquemas de Pago por Servicios Ambientales (PSA): identificando casos 10 Es importante anotar, en cualquier caso, que el trabajo de Ferraro et al. (2005) se refiere a la solución óptima, antes de iniciar cualquier tipo de explotación, no cuando ésta ya está funcionando. En el mismo se compara también la opción del pago directo por conservar con la de subsidiar los costes de capital necesarios para la producción «ecológica», con el mismo resultado (son preferibles los pagos directos), ilustrando sus conclusiones con el caso del Parque Nacional Ranomafana, en Madagascar. 11 Este es precisamente el motivo de que el análisis económico, en general, esté en contra de la apropiación privada de los recursos ambientales y naturales que generan una serie de externalidades positivas, como se señalaba en el Capítulo 2, al tratar el caso de los recursos comunes: cuanto más pequeño es el grupo en cuyo favor se reconoce la propiedad del recurso, mayor es la divergencia entre los beneficios financieros de su explotación (que se reparten entre pocos), y los costes ambientales de la degradación resultante (que se reparten entre muchos más).
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en los que su implementación fuera posible, ayudando a construir la institucionalización adecuada y financiando, en su caso, el funcionamiento de estos esquemas a través del Global Environmental Facility (GEF). Su funcionamiento es sencillo: mediante estos pagos, los agentes afectados positivamente por un determinado manejo ambiental (normalmente un determinado uso del suelo) remuneran a quienes lo llevan a cabo por hacerlo (en el entendido de que, de otra forma, no lo harían). El caso más común es el del agua: los usuarios del recurso aguas abajo (compañías suministradoras de agua potable, centrales hidroeléctricas, comunidades de regantes), pagan a los dueños de la tierra, aguas arriba, por llevar a cabo una serie de prácticas que les favorecen (reforestación, abandono de cultivos), o eliminar otras que les perjudican (utilización de fertilizantes y pesticidas, por ejemplo). Si el coste de oportunidad para los propietarios de la tierra del cambio en el uso del suelo está por debajo de los beneficios que ello le reportaría a los usuarios del agua más abajo, no hay sino que poner en marcha las instituciones necesarias para que el esquema pueda echar a andar (organización de usuarios, por un lado y propietarios, por otro; marco legal; vigilancia y control). De otra forma, tanto el GEF como distintas ONG ambientalistas, pueden proporcionar la financiación necesaria para que las cuentas cuadren. Costa Rica, por ejemplo, tiene un sistema nacional de PSA gestionado por el FONAFIFO de acuerdo a la Ley Forestal de 1997, lo mismo que México (Pago por Servicios Ambientales Hidrológicos). Ciudades como Quito han creado un fondo de agua alimentado por la contribución de las compañías eléctricas y de suministro de agua potable para pagar la conservación de las áreas protegidas en las cabeceras de la cuenca, de las que obtienen el agua. En Colombia son los grupos de regantes del Valle del Cauca los que pagan por la conservación de las cuencas (Pagiola et al., 2004). A pesar de que ha sido en la conservación de cuencas donde más se han desarrollado estos PSA (como pago por la oferta de agua de una determinada calidad, el control de sedimentos y la prevención de inundaciones y corrimiento de tierras), también han aparecido esquemas similares para la protección de la diversidad biológica, del paisaje, o para la captura de carbono, normalmente ligados a la conservación del bosque. Como puede comprobarse, son mecanismos fundamentalmente locales (si se exceptúan los pagos por secuestro de carbono de los que se hablará a continuación) que, si bien ayudan a la conservación del medio natural y a alcanzar una asignación más eficiente de recursos, no implican una entrada neta de divisas al país, salvo en tanto en cuanto obtengan una financiación adicional por parte del GEF o de las ONG involucradas y que, en cualquier caso, no va a ser de una gran cuantía. En lo que respecta a sus implicaciones sobre la pobreza, sin embargo, si bien en principio éstas aparecen como positivas, ya que normalmente afectan a quienes habitan en las cuencas altas de los ríos, que suelen ser campesinos pobres, no puede perderse de vista que, al elevar la rentabilidad de las tierras afectadas pueden poner en marcha un proceso de concentración de la propiedad de las mismas que sea finalmente perjudicial para los más desfavorecidos (Pagiola et al., 2005). Asimismo, el abandono de prácticas agrícolas a favor de la reforestación puede reducir el empleo en la zona, sobre todo de los menos cualificados.
12.6.2. El Mecanismo de Desarrollo Limpio Un caso particular, y muy interesante, de Pago por Servicios Ambientales, lo constituye el llamado Mecanismo de Desarrollo Limpio (MDL), nacido al amparo del Protocolo de Kioto, y que tuvimos ocasión de mencionar en el Capítulo 9. Como se apuntó en-
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tonces, los Mecanismos de Flexibilidad, introducidos para facilitar y hacer más eficiente la consecución de los objetivos de reducción de emisiones a los países del Anexo I, contemplan la posibilidad de invertir en países donde esta reducción se consigue con un menor coste de recursos (Proyectos de Implementación Conjunta en los países pertenecientes a la antigua Unión Soviética y a Europa Oriental; Mecanismo de Desarrollo Limpio, en los países subdesarrollados); así como el intercambio, en un mercado, de los correspondientes certificados de reducción de emisiones (CER). El funcionamiento de los MDL es sencillo. Una empresa eléctrica, por ejemplo, planea la instalación de un parque eólico en un país subdesarrollado adherido al Protocolo. Producir esa cantidad de energía de esa forma supondrá unas emisiones de CO2 inferiores a las que habrían tenido lugar si se hubiera producido la misma cantidad de energía de forma «convencional» (con el mix energético del país). La empresa calcula ese ahorro de emisiones y pide a la Secretaría Ejecutiva del MDL (con sede en Montreal) que le emita los CER correpondientes para venderlos, utilizarlos, o hacer con ellos lo que estime oportuno. Como era de esperar, no han tardado en aparecer determinados intermediarios financieros que ofrecen, combinando los tres mecanismos de flexibilidad, certificados de reducción de emisiones a potenciales compradores. El caso más conocido, aunque no el único, es el del Prototype Carbon Fund del Banco Mundial. En efecto, el Banco Mundial, a la vista de su gran cartera de proyectos en países subdesarrollados, es capaz de identificar con facilidad aquellos que tienen un mayor potencial en relación a los certificados de reducción de emisiones y su coste relativo, con lo que está en condición de ofrecerlos a un precio atractivo, al haber reducido sustancialmente los costes de transacción (fundamentalmente, identificación y certificación). Aunque todavía es pronto para llevar a cabo un análisis crítico de los resultados de este mecanismo, varios son los problemas que podrían plantearse con respecto a sus posibilidades, desde la óptica de los países subdesarrollados: — En primer lugar, la llamada cláusula de adicionalidad. Para que un determinado proyecto pueda ser aceptado dentro del MDL necesita cumplir este requisito, todavía hoy muy controvertido. Entre las fases que ha de superar el proyecto antes de ser finalmente certificado y aprobado, una de ellas consiste en el cálculo de la denominada línea de base: es decir, de cómo evolucionarían las emisiones de CO2 equivalente, en ausencia del proyecto. Esta metodología de cálculo ha de ser aprobada por la Secretaría Ejecutiva del MDL, y sirve para calcular la reducción de emisiones que el proyecto supone. Pues bien, mientras que los países subdesarrollados argumentan que esto es lo que la adicionalidad quiere decir (la reducción de emisiones adicional que el proyecto supone), la Secretaría Ejecutiva tiene otra perspectiva: adicional quiere decir que, en ausencia de los pagos por los CER emitidos, el proyecto no sería financieramente rentable, no se hubiera llevado a cabo. El MDL, en definitiva, no va a financiar proyectos que, por las razones que sea (rentabilidad financiera o social), en cualquier caso se hubieran implementado. Al ser esta última la interpretación que ha prevalecido, algunos proyectos muy emblemáticos, sobre todo en el sector del transporte colectivo (como el Transmilenio de Bogotá o el Transantiago), no han podido entrar en este esquema. Ello, qué duda cabe, introduce incentivos perversos para la Administración, ya que lleva a eliminar o posponer cualquier tipo de iniciativa pública ambientalmente beneficiosa, o a dejar que las cosas empeoren, para luego tratar de obtener CER arreglando el problema.
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— En segundo lugar, la exigencia por parte de la Unión Europea, que no del Protocolo de Kioto, de que únicamente la mitad de la reducción de emisiones a que cada país está obligado, pueda adquirirse acudiendo a estos mecanismos. Esto, como bien argumentan los responsables de los países subdesarrollados, deprime artificialmente la demanda de sus certificados, presionando en consecuencia los precios a la baja. — En tercer lugar, la no aceptación dentro del sistema europeo de intercambio de CER, de los créditos conseguidos mediante proyectos de reforestación. Los denominados proyectos LULUCF (land use, land use change and forestry) permiten capturar carbono mediante, por ejemplo, la reforestación de tierras. El Protocolo de Kyoto lo permite, desde la Conferencia de las Partes de Bonn, siempre y cuando las tierras en cuestión carecieran de cubierta boscosa antes de 1999. La Unión Europea, sin embargo, rechaza la validez de estos certificados para el cumplimiento de las obligaciones de sus países miembros, por lo que sólo pueden ser realizados en el mercado voluntario (Bolsa de Chicago), y a un precio sensiblemente inferior. A este mercado acuden empresas e instituciones (ayuntamientos o distintos estados de Estados Unidos) que, si bien no están obligadas por el Protocolo, quieren cumplirlo voluntariamente, o mejorar su imagen corporativa. El motivo alegado por la Unión Europea es el de la potencial no permanencia de esta captura de carbono: el bosque plantado se puede quemar, o el gobierno permitir dentro de unos años su tala. Dado el problema que esta negativa supone, no sólo para la obtención de divisas, sino para la propia conservación del bosque, se han propuesto distintas medidas para intentar paliar esta inseguridad, desde pólizas de seguros hasta CER con una validez temporal menor, pero, hoy por hoy, todavía no aceptadas: véase, por ejemplo, Marechal y Hecq (2006). — Finalmente cabe mencionar, más que un problema, la necesidad de planificar cuidadosamente la participación en el MDL por parte de los distintos países subdesarrollados, para obtener todos los beneficios sociales que el esquema posibilita. En efecto, en ausencia de una intervención correctora, los proyectos MDL girarán alrededor de una lógica de mercado que buscará, simplemente, aquella opción que ofrezca el precio más bajo por la mercancía intercambiada: una tonelada de carbono. Esta lógica es la que llevará a seleccionar unos proyectos y no otros. Sin embargo, los proyectos involucrados, en general y por sus propias características, suelen venir acompañados de toda una serie de externalidades de todo tipo. No es lo mismo, en este sentido, conseguir un certificado de reducción de emisiones capturando metano en una granja porcina alejada de los núcleos urbanos, que sustituyendo una central térmica de carbono por una de ciclo combinado de gas natural, dentro de una ciudad densamente poblada. Los impactos positivos sobre la salud de la población, en el segundo caso, es muy probable que superen sustancialmente los efectos positivos adicionales del primero. Sin embargo, nada de esto será tenido en cuenta en los mercados de carbono, en ausencia de una intervención pública que seleccione adecuadamente la cartera de proyectos socialmente más rentables. En cualquier caso, y a diferencia del pago por servicios ambientales convencional, el MDL no depende decisivamente de la dotación de recursos naturales del país afectado, lo que lo hace particularmente atractivo, a la vista de la distribución mundial de la pobreza. Este es un rasgo que se profundiza en la posibilidad que se analiza a continuación.
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12.7. DEUDA Y NATURALEZA El peso de la deuda externa, sobre todo para los países pobres altamente endeudados, ha dado lugar a una presión recurrente para su condonación. No es éste el lugar ni el momento de abrir una discusión al respecto12. Vale la pena, sin embargo, analizar un par de alternativas que han alcanzado cierta notoriedad en determinados círculos tanto académicos como de las ONG: canjear la actual deuda económica de los países subdesarrollados, directamente por naturaleza, o por la deuda ecológica acumulada en el tiempo por los países desarrollados.
12.7.1. Canje de deuda por naturaleza Hace ya bastante tiempo florecieron entre distintas Organizaciones No Gubernamentales (ONG), y algunos países subdesarrollados, los denominados esquemas de canje de deuda por naturaleza. El sistema es sencillo: consiste, simplemente, en que una ONG (WWF) compra deuda pública externa de un país subdesarrollado (Filipinas) en el mercado secundario, con un fuerte descuento, ya que el dueño de los títulos (Citibank) sabe que va a ser muy difícil cobrarlos y está dispuesto a venderlos a bajo precio para recuperar algo de su dinero. La ONG, por su parte, normalmente con la intermediación de una ONG local (WWF-Filipinas), le ofrece al gobierno deudor entregársela (con lo que reduce su endeudamiento), pero a cambio de algún compromiso ambiental: por ejemplo, creación de nuevas reservas naturales, ampliación o mejora de las existentes, etc.13 Dejando de lado cuestiones, siempre vidriosas, de soberanía, el problema con estos esquemas, además de su carácter un tanto voluntarista y no organizado, es que pueden traducirse en un aumento del precio de la deuda en el mercado secundario (debido al aumento de la demanda) que no favorece al país emisor sino al deudor (que ve cómo se revaloriza un activo que consideraba perdido), ni facilita sucesivas operaciones en la misma dirección, como parece que así ocurrió. Sería preferible, por tanto, formalizar el pago de estas externalidades ambientales positivas, tanto con respecto al marco institu12 Tal vez valga la pena recordar, en cualquier caso, que condonaciones totales o parciales de la deuda externa ya se han producido en distintas ocasiones, sin aparentes resultados. Es más, de acuerdo a los provocativos argumentos de Easterly, el perdón de la deuda a los países pobres sólo sirve para que éstos acentúen la presión sobre la explotación de sus recursos naturales, alejándose más si cabe de la sostenibilidad (Easterly, 2001, capítulo 4). 13 Entre los más significativos podrían destacarse (Pearce y Warford, 1993):
— la compra de 650.000 dólares nominales de deuda externa boliviana por parte de la Fundación Frank Weeden, a cambio de aumentar la protección de un área natural de Beni; — el canje de un millón de dólares de deuda externa ecuatoriana que el WWF adquirió en el mercado secundario (a un 30 por 100 de su valor nominal), a cambio de inversiones en educación ambiental, en una primera instancia, y de otros cinco millones y medio de valor nominal (12 por 100 de valor de mercado), algunos años más tarde, cambiados por inversiones de conservación en la Amazonía ecuatoriana y en las islas Galápagos; — la compra por parte de la ONG «The Nature Conservancy» de 2,2 millones de dólares de deuda externa brasileña a un banco privado, por 850.000 dólares, y su canje con el gobierno por deuda interna (6 pagos anuales de 132.000 dólares en moneda local, al 6 por 100 de interés), utilizada para gestionar por parte de una ONG local (Fundaçao Pro-Naturaleza) el Parque Grande Sertao Veredas; — el canje, también a cargo del WWF de dos millones de dólares de deuda filipina, a cambio de bonos nacionales utilizados para la creación de dos parques naturales. El gobierno del Reino de España ha utilizado un sistema similar para condonar la deuda externa de Mozambique a cambio de inversiones internas en educación.
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cional, estableciendo algún organismo o agencia supranacional encargada de los mismos (lo que reduciría los siempre espinosos problemas relativos a la soberanía), como estrictamente económico, determinando con algún criterio los flujos de pago debidos. A ello podría ir encaminada la siguiente opción:
12.7.2. Deuda externa, huella ecológica y deuda ecológica La capacidad del planeta para proporcionar una serie de recursos naturales, renovables y no renovables, así como para absorber los desechos de todo tipo que generan las actividades del ser humano, es limitada. La segunda ley de la termodinámica (conocida como ley de la entropía) limita el nivel de producción sostenible al flujo de energía solar recibido. Esta idea elemental ha propiciado la búsqueda de unos posibles límites a la capacidad de crecimiento o, para ser más precisos, el reconocimiento de los mismos. Como tuvimos ocasión de mencionar en el Capítulo 7, una de estas formas es lo que se conoce como huella ecológica: un intento de traducir a una unidad común, que permita las comparaciones, la capacidad del planeta de proporcionar recursos y de absorber residuos, por un lado, y el consumo de recursos y emisión de desechos de los patrones de consumo de los distintos grupos sociales contemplados, por otro. Esta unidad común de medida, como recordará el lector, no era otra que una hectárea de superficie agrícola de productividad media (biocapacidad), tanto como proveedora de recursos naturales, como en su papel de sumidero de las emisiones contaminantes (fijación del carbono atmosférico a través de la función fotosintética). Comparando los requisitos con las posibilidades, se llega a la conclusión fundamental de estos trabajos: el habitante promedio del planeta tiene una huella ecológica (unos patrones de consumo) que supera la capacidad de carga de la biosfera. Siguiendo en la línea anterior, se ha desarrollado el concepto de distribución ecológica espacial, para analizar cómo se distribuye entre diferentes países el daño ambiental generado por las distintas actividades económicas. En la esfera de las relaciones internacionales, esta distribución espacial del daño ambiental da lugar, se dice, a un intercambio (ecológico) desigual mediante el que los países menos desarrollados tratan de mantener su competitividad. Este comportamiento, por el que estos países degradan su medio ambiente para poder vender sus mercancías en los mercados internacionales, da lugar a una deuda ecológica (Muradian y Martínez-Alier, 2001) en la que estarían incurriendo los países más desarrollados debido a la importación de estos productos, a unos precios «ecológicamente» incorrectos. Algunos autores han sugerido que esta deuda ecológica podría constituir la base de un mecanismo de transferencia de recursos a favor de los países subdesarrollados fuertemente endeudados, que les permitiera subsanar el problema de su deuda externa (Torras, 2003). El procedimiento al respecto sería el siguiente. En primer lugar, se hace necesario computar la cuantía de la deuda ecológica, en términos físicos, y pasar, en segundo lugar, a determinar su equivalente monetario. Y aquí es donde juega un papel relevante el concepto de la huella ecológica. En efecto, se recomienda que la deuda ecológica se calcule a partir, precisamente, de la comparación entre el valor de dicho indicador para cada país, y su biocapacidad. Una vez calculados los déficit y superávit correspondientes, en hectáreas normalizadas, se traducen a un valor monetario utilizando para ello los valores propuestos por Costanza et al. (1997), para una hectárea representativa de los distintos ecosistemas. Aplicando esta metodología sencilla, los principales países
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desarrollados acumularían una deuda ecológica equivalente a 3.733 millones de ha. que, traducidos, supondrían algo más de 800 mil millones de dólares, una cantidad nada desdeñable. Transferir esta cantidad a los países endeudados en función de su superávit ecológico (huella ecológica inferior a su biocapacidad) convertiría en acreedores netos a varios de ellos (Indonesia, Myanmar, Congo, Tanzania), y reduciría sustancialmente el problema de la deuda a otros (Argentina, Brasil, Malasia, Venezuela). El problema, desgraciadamente, lo plantean dos tipos de países: — Por un lado, aquellos países que, como China, India, Bangla Desh o Egipto, no sólo tienen una elevada deuda económica, sino que también están endeudados ecológicamente: tienen una huella ecológica muy pequeña (sus niveles de consumo son muy bajos), pero una biocapacidad más baja todavía (territorios pobres y densamente poblados). De acuerdo a este criterio, estos países tendrían que pagar ambas deudas, con lo que su ya precaria situación se vería notablemente agravada. — Por otro, en el extremo opuesto, aquellos que como Canadá, Australia, Suecia o Finlandia, tienen un superávit ecológico, y serían por tanto candidatos a recibir los pagos correspondientes. Serían pues doblemente acreedores. A la vista de estas implicaciones Torras tiene el buen sentido (económico) de obviar cualquier consideración de justicia distributiva. Torras no contempla, en efecto, la denominada deuda ecológica, como un debe de los países desarrollados, culpables de la degradación ambiental global, en favor de unos países subdesarrollados, que serían totalmente inocentes del deterioro ambiental que padecen (aunque no lo descarta). Su enfoque es mucho más pragmático: trata de encontrar un esquema que permita resolver el problema de la deuda externa: que justifique, calcule y al mismo tiempo asigne, unos fondos que alivien o resuelvan el problema. Por ello, no tiene ningún reparo en eliminar del grupo de los deudores a los países subdesarrollados con una huella ecológica superior a su capacidad biológica. El resultado final de la propuesta, sin embargo, y aun habiendo resuelto este primer problema, probablemente no pueda ser considerado satisfactorio, ni desde el punto de vista de la equidad, ni desde el punto de vista de la eficiencia: no son precisamente los países más pobres los que recibirían las mayores transferencias, sino los que podrían considerarse de desarrollo intermedio y muy ricos en recursos naturales (Brasil, Argentina, Colombia, Indonesia, etc.). Desde el punto de vista de la equidad, supone aceptar una discriminación de partida, ya mencionada, claramente rechazable: las personas tendrían derecho al disfrute de los dones de la naturaleza, les correspondería una determinada huella ecológica, en función de algo tan arbitrario como el lugar de nacimiento. Un elemental sentido de justicia debería llevar a rechazar este tipo de planteamiento. Efectivamente, existe una deuda ecológica, pero probablemente sea más acertado plantearla en términos de la huella ecológica acumulada por determinados patrones de consumo, que por razones de operatividad identificaríamos con los de las sociedades más desarrolladas, con el planeta como un todo, y no con determinados países. Esta deuda, una vez calculada, tal y como lo hace por ejemplo Torras (op. cit.), pero en relación a la capacidad biológica promedio del planeta, debería cancelarse a favor de los organismos multilaterales de ayuda al desarrollo para que la asignaran en función de criterios más equitativos, y no premiando a aquellos países que ya cuentan con una buena base de recursos naturales.
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12.8.
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RESUMEN
Se han analizado en este capítulo las posibilidades que ofrece la dotación ambiental y de recursos naturales de los países y regiones subdesarrollados para aliviar el problema de la pobreza, a través de la explotación de las ventajas comparativas que ello les permite, en el marco del comercio internacional, sin que resulte en una mayor degradación ambiental sino, por el contrario, garantizando la sustentabilidad del sistema. Varias han sido las posibilidades estudiadas, en función de su doble contribución a resolver los problemas de la pobreza y del deterioro ambiental: La primera, apoyada en una aparente mayor disponibilidad a aceptar la contaminación por parte de los más desfavorecidos aparecía como rechazable en ambos aspectos: como potencialmente nociva para el medio ambiente, y como éticamente injustificable. La aparente racionalidad del dumping ecológico reposaba en dos premisas inaceptables: la mercantilización de la vida humana, y una contabilidad incompleta de sus verdaderos costes sociales. Se analizó, en segundo lugar, la explotación de bienes intensivos en la utilización de los recursos naturales, tanto renovables como no renovables, que tienen un precio de mercado. En este caso se ha puesto el énfasis en los límites establecidos por la sustentabilidad de la explotación, por un lado, y la equidad intergeneracional, por el otro. Se hizo hincapié, asimismo, en el hecho de que, con respecto a la solución del problema ambiental, esta rentabilización de los recursos naturales sólo permite preservar aquellos que prometen un rendimiento financiero superior a la tasa de interés del mercado, ya que no se computan en el proceso de toma de decisiones, las externalidades ambientales positivas generadas por el recurso. En tercer lugar, se contempló la explotación económica de determinados servicios de los espacios naturales. Por un lado, como focos de un determinado tipo de turismo comprometido con el medio ambiente, que permitiría obtener un rendimiento económico de las llamadas «catedrales de la naturaleza», siempre que se gestionaran adecuadamente. Por otro lado, como materia prima para la investigación, sobre todo de la industria farmacéutica. El doble problema que presentan los dos casos analizados en este epígrafe es que, desde el punto de vista ambiental, no resuelven la situación de todos aquellos activos ambientales que generan una serie de externalidades positivas muy importantes (en algunos casos esenciales), pero que no tienen un valor apropiable. Desde la perspectiva del problema de la pobreza, la solución que ofrecen está en función de cómo ha tenido a bien la naturaleza repartir sus regalos. En cuarto lugar, se ha pasado revista a las posibilidades que ofrecería un desmantelamiento de la protección agrícola de los países desarrollados, y la apertura de sus mercados a los productos de los países subdesarrollados. Si bien el correspondiente influjo de divisas que ello supondría, así como el incremento de ingresos del sector rural en los países subdesarrollados (sector en el que se concentra el grueso de la pobreza mundial), tendrían un indudable impacto ambiental positivo, no puede olvidarse que, al mismo tiempo, elevan el coste de oportunidad de las tierras no cultivadas, y ello conspira contra la preservación de determinados espacios ecológicamente muy valiosos, susceptibles de ser cultivados. Se hace necesario, por tanto, acompañar esta medida de otra batería de incentivos destinados a reconocer, y remunerar, los servicios ambientales de estos ecosistemas amenazados. El Comercio Justo y la Certificación Ambiental son, asimismo, un paso en la dirección correcta, y fueron analizados en quinto lugar, aunque, hoy por hoy, el techo
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de la demanda en el primer caso, y los costes de transacción, en el segundo, están impidiendo que puedan tener un impacto más decisivo en el ámbito de estos dos problemas. En sexto lugar se analizaron las posibilidades de internalización de las externalidades ambientales generadas por los países subdesarrollados. Al igual que en el caso anterior, el Pago por Servicios Ambientales, no sólo tiene un campo de actuación todavía muy limitado, sino que sus eventuales beneficios dependen, en gran medida, de la dotación de recursos naturales de cada país. Una ojeada al mapa mundial, sin embargo, permite constatar que no existe una correspondencia biunívoca entre la dotación de recursos naturales, por un lado, y la situación de pobreza, por otro (véase, por ejemplo, Sutton y Constanza, 2002; IUCN, 2004). Si bien es cierto que un grupo no desdeñable de países pobres son a su vez ricos en recursos naturales (recuerde el lector, por ejemplo, la denominada maldición de los recursos naturales aplicada al caso africano: Sachs y Warner, 2001, es una excelente referencia), existe un buen número de ellos, entre los que se encuentran algunos de los más poblados, que carecen de esta riqueza. Estos países, entre ellos algunos de los más necesitados, no tendrían grandes posibilidades de beneficiarse de los esquemas anteriores. No es éste el caso, sin embargo, del Mecanismo de Desarrollo Limpio, que responde a una lógica mucho más atractiva: la de que todos los seres humanos tienen el mismo derecho a disfrutar de, por lo menos, uno de los servicios que gratuitamente proporciona la biosfera: ser un depósito de residuos. Si esta capacidad se ha excedido hay que comenzar a reducir el volumen depositado, pero partiendo de la base del mismo derecho para todos con respecto a la utilización de la misma. Finalmente, se contempló la posibilidad de vincular el pago de la deuda externa a distintos servicios ambientales. Por un lado, canjeando directamente deuda externa por naturaleza. Más atractiva aparecía, sin embargo, la propuesta de saldar la deuda ecológica en la que han incurrido históricamente los países desarrollados con el resto del mundo, no con base en la biocapacidad de los países más desfavorecidos, lo que sería éticamente inaceptable, sino en función de su propia huella ecológica, una vez se haya refinado su proceso de cálculo, en comparación con la dotación promedio del planeta. Los esquemas desarrollados en este capítulo tratan de valorizar económicamente las funciones ambientales de los recursos naturales y los ecosistemas, poniéndoles un precio, para que se actúe en consecuencia. Ello puede resultar inaceptable para quienes rechazan la mercantilización del medio ambiente. Conviene recordar, sin embargo, que se trata de que quienes lo necesitan, rentabilicen las funciones ecológicas de los distintos ecosistemas, precisamente para hacer más eficiente su salvaguardia, compensando a quienes tendrían que renunciar a su explotación comercial. En este sentido, la decisión sobre su preservación no se deja en manos del mercado, y su disfrute es obviamente compartido: características ambas que contradicen su pretendido carácter de mercancía. Como es natural, aquellos esquemas menos prometedores en ambos campos son los que ya están en marcha. Las últimas posibilidades analizadas (remuneración de externalidades ambientales, y reconocimiento del derecho a utilizar los servicios de la biosfera en igualdad de condiciones), que requieren no sólo de un marco institucional supranacional, sino del sacrificio de los países más adelantados, encuentran muchas más dificultades. Sin embargo, tanto desde el punto de vista de la eficiencia, como desde el punto de vista de la equidad, constituyen un camino mucho más prometedor en ambos sentidos: desarrollo y sustentabilidad.
DESARROLLO, COMERCIO INTERNACIONAL Y MEDIO AMBIENTE
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Nota para consultas adicionales Quizá el texto más general para abordar el problema del comercio internacional y el medio ambiente, con especial énfasis en el caso de los países subdesarrollados, sea el editado por Carraro (1994). Isham et al. (2005), por su parte, analizan una hipótesis interesante: que los impactos de la especialización en la exportación de recursos naturales en los países subdesarrollados, depende, en gran medida, de la concentración espacial y económica de los mismos. Cuando los recursos naturales se encuentran muy concentrados (petróleo, minerales, plantaciones), se profundiza la división social y se debilitan las instituciones, cosa que ocurre en menor medida cuando los recursos exportados están más ampliamente distribuidos, como es el caso de muchos productos agrícolas y ganaderos. La posibilidad de que la emigración de industrias contaminantes hacia el Sur (el dumping ecológico) pudiera estar detrás de la «U invertida» de Kuznets, que se analizó en el capítulo anterior, es contemplada en Cole (2004), aunque con resultados poco concluyentes. Como se apuntaba más arriba, el comercio internacional es una de las causas fundamentales de pérdida de diversidad biológica debido a la importación, inadvertida, de especies alóctonas invasoras. Este impacto ambiental justificaría un arancel a dichas importaciones: Margolis et al. (2005) proponen un método para calcular dicho arancel sin que incluya un proteccionismo encubierto. Aggarwala (2006) es una buena introducción, desde la perspectiva de la economía institucional, a los efectos que, sobre la pobreza y la degradación ambiental, tiene la liberalización del comercio internacional. Los impactos ambientales de la liberalización del comercio agrícola sobre los países subdesarrollados fue analizada en el epígrafe 3 de este capítulo. Menos estudiados han sido los efectos de esta liberalización sobre los propios países desarrollados: Johansson et al. (2006) analizan este impacto para el caso de Estados Unidos, centrándose en la erosión y los aportes de nitrógeno al medio hídrico, para concluir que estos efectos ambientales, si bien no son en general muy significativos, sí son relevantes, tanto positiva como negativamente, a nivel regional. Un trabajo muy interesante, ya que plantea cuestiones muy polémicas, es el de Elbehri y MacDonald (2004), en el que los autores analizan los impactos económicos (sobre las rentas y el empleo) y ambientales de la introducción del algodón transgénico en África occidental. En un contexto más específico, serían recomendables los trabajos de Bredahl et al. (1996) con respecto al sector agrícola; el de Munasinghe y McNeely (1994) sobre las áreas protegidas; los de Shah (1995) y Wearing y Neil (1999) sobre los parques naturales y el ecoturismo en los países subdesarrollados; y el de Barbier et al. (1994) sobre el comercio internacional de la madera tropical. Sobre los impactos del Comercio Justo del café, en el caso de Nicaragua, el lector puede consultar Bacon (2005). Ahora bien, es conveniente no perder de vista efectos secundarios que pueden ser negativos: Kruger (2007), por ejemplo, estudia el impacto que sobre el trabajo infantil tiene una mejora de la rentabilidad del cultivo del café concluyendo que, cuando ésta se percibe como temporal, disminuye la escolarización de los hijos de las familias más pobres. Con respecto a la certificación forestal, son muy interesantes los trabajos de Nebel et al. (2005), sobre el impacto del sello del FSC en Bolivia, y el de van Kooten et al. (2005) sobre las variables que explican porqué en determinados países la probabilidad de certificar los bosques es mayor (interesante la importancia de la participación de la mujer en la toma de decisiones). Un buen resumen de las posibilidades que ofrecen los Pagos por Servicios Ambientales a los más pobres, junto al ya mencionado Pagiola et al. (2004 y 2005), es Grieg-Gran y Bishop (2004).
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Como se indicó en el apartado correspondiente, la selección de proyectos MDL ha de tratar de ir un poco más allá de la pura eficiencia económica: Smith y Scherr (2003) ofrecen una interesante discusión en este terreno, ligada también al fenómeno del ecoturismo. En Castro y Cordero (2002) se encuentran recogidos 19 estudios de caso sobre posibles proyectos MDL en el área latinoamericana. Muchos proyectos de canje de deuda por naturaleza han tenido como objetivo la defensa de activos naturales en los países subdesarrollados, mayoritariamente bosques, exigiendo su protección bajo alguna figura legal (parques naturales). Hayes (2006), tras estudiar 163 bosques en 13 países, es un buen ejemplo de que no siempre este tipo de protección es la mejor forma de preservar el bosque. En el contexto de américa Latina es conveniente reseñar los trabajos de Ramón López, Nancy Birsdall, Juan Belausteguigoitia y Adriaan T. Kate en Varas (1995), así como los de Ribemboim, Tornel, Conde y Cerro en INE-SEMARNAP (1997). En Ávila et al. (1999) encontrará el lector una valoración de la diversidad biológica en América Latina.
CAPÍTULO
TRECE DESARROLLO Y MEDIO AMBIENTE: PETRÓLEO Y BOSQUE TROPICAL1
Como se pudo comprobar en los dos capítulos anteriores, la pobreza es uno de los factores esenciales a la hora de explicar una parte importante de la degradación ambiental, sobre todo la que hace referencia a la presión desmedida sobre recursos naturales y ecosistemas de gran valor ecológico. La necesidad que tienen las personas de cubrir sus demandas más básicas, por un lado, unida a la de los gobiernos correspondientes con respecto a los ingresos públicos y a las divisas imprescindibles para hacer frente a los pagos de la deuda externa, por otro, forman una combinación que puede ser letal para el medio ambiente. En el presente capítulo se va a abordar el análisis de un conflicto como el planteado: el que representa la presencia de petróleo, o cualquier otro recurso natural de elevado valor monetario, en un ecosistema frágil y ecológicamente muy valioso, como el bosque tropical. La disyuntiva se manifestará, por añadidura, en un entorno socieconómico caracterizado por una pobreza omnipresente y un gobierno necesitado desesperadamente de las divisas que la exportación de ese recurso natural supondría, a pesar de que su explotación puede dañar, a veces de forma irreversible, el ecosistema que lo contiene. El ejemplo del petróleo en el bosque amazónico, que es el que se va a desarrollar a continuación, es muy ilustrativo del conflicto planteado, pero no es en absoluto único: lo mismo podría decirse de los manglares y la acuicultura (granjas camaroneras, por ejemplo), del litoral costero y el turismo masivo, o del bosque tropical y determinados minerales (oro). Ante esta disyuntiva, y partiendo de la base de que las divisas que proporciona la explotación del recurso son esenciales para el país (entre otras cosas, porque la presión de los acreedores internacionales así lo determina), no está de más averiguar el coste económico total que su extracción supone, añadiendo a los costes convencionales de exploración, extracción, explotación, transferencia y transporte del crudo a los puntos de consumo o exportación, los correspondientes a las funciones de todo tipo del bosque tropical deterioradas en el proceso. Este fue uno de los objetivos de un ambicioso 1
Este capítulo se nutre, en gran medida, de un trabajo previo del autor: Azqueta y Delacámara (2007).
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
proyecto de investigación que, bajo el nombre de «Petróleo y Amazonas» (PETRAMAZ), financió la Unión Europea en Ecuador, y que proporcionará la materia prima básica de lo que sigue2.
13.1. INTRODUCCIÓN: EL ESCENARIO Y EL PROBLEMA Como se ha tenido ocasión de comprobar en el Capítulo 12, numerosos países subdesarrollados se enfrentan a una escasez crónica de divisas y elevados niveles de endeudamiento externo. Confrontados con la necesidad de hacer frente a los pagos de la deuda, algunos de ellos han tratado de encontrar nuevos yacimientos de divisas, bien a través del dumping ecológico, bien a través de la exportación, directa o indirecta, de los recursos naturales. Desgraciadamente, lo más probable es que esta búsqueda de nuevas fuentes de divisas con base en el medio natural termine por resultar no sólo insostenible, sino que se traduzca en una degradación, en ocasiones irreversible, del propio medio que las genera. Un cálculo económico miope, centrado en el corto plazo, podría quizá justificar dichas prácticas: la concesión a una empresa maderera para la explotación del bosque primario le proporcionará a la Administración pública correspondiente las divisas, o los ingresos monetarios, que necesita desesperadamente. El bosque no intervenido, por otro lado, por muy alto que sea su valor ecológico, no proporciona ningún alivio a su presupuesto. No obstante, un cálculo económico algo más riguroso mostraría que la concesión para su explotación, no sólo es una asignación subóptima de los servicios del bosque desde el punto de vista del bienestar global, sino que incluso en términos de la más estricta racionalidad económica, las ganancias netas obtenidas por el agente beneficiado son bastante menores de lo que aparecen a primera vista, en ocasiones incluso negativas, y que, desde luego, vale la pena analizar cuidadosamente alternativas que, aún siendo más costosas en el corto plazo, proporcionan una rentabilidad financiera y económica superior en el medio y largo plazo. Ecuador constituye un buen ejemplo de todo lo anterior: es un país subdesarrollado, con serios problemas de pobreza y marginación, y altamente endeudado con el exterior. La Tabla 13.1 muestra algunas magnitudes macroeconómicas que dan fe de lo anterior. 2 El Proyecto PETRAMAZ que se desarrolló en el Ecuador entre los años 1996 y 2000 tenía tres objetivos fundamentales. El primero de ellos era el de analizar con detalle las prácticas seguidas por las empresas petrolíferas en sus operaciones para, no sólo descubrir sus eventuales impactos ambientales sino, sobre todo, tratar de reducirlos. El segundo se situaba en un campo totalmente distinto, y consistía en buscar mecanismos de desarrollo rural alternativos y sustentables para la población local, distintos del petróleo, tratando de reducir lo que se vislumbraba como una dependencia excesiva. El tercero, era el mencionado: cuantificar económicamente las pérdidas asociadas al deterioro del bosque tropical que la explotación del crudo suponía. Todo ello en una región de altísimo valor ecológico, declarada «intangible» por la legislación ecuatoriana: básicamente la Reserva Faunística del Río Cuyabeno, aunque también se incluían la Reserva Biológica de Limoncocha y el Parque Nacional Yasuní. A lo largo de la presentación que sigue se va a hacer un uso intensivo de tres documentos producidos dentro del proyecto: «Análisis histórico del proceso de deforestación del bosque que rodea la Reserva de Producción Faunística Cuyabeno» de C. Ajamil y C. Torres; «El valor económico de la deforestación en el área del Cuyabeno», de C. Ajamil y R. Ferrín; y «Valoración económica de las funciones del bosque tropical primario en la Reserva Faunística del Cuyabeno: documento metodológico», de D. Azqueta. Agradezco a las autoridades responsables del Proyecto el permiso para la utilización de estos trabajos.
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DESARROLLO Y MEDIO AMBIENTE: PETRÓLEO Y BOSQUE TROPICAL
Tabla 13.1. Ecuador: algunos datos macroeconómicos
PNB (miles de millones de $)
1981
1991
2000
13,9
11,8
13,6
PNB per cápita
2001 18,0 1.460
Ahorro interno bruto/PNB
24,2
23,8
28,4
22,0
Balance por cuenta corriente/PNB
–6,1
–6,0
6,7
–3,9
Total Deuda Externa (miles de millones de $)
7,7
12,5
13,3
Pago de intereses/PNB
3,9
3,9
4,0
55,0
106,0
97,6
Exportaciones de bb y ss (miles de millones de $)
2,5
3,4
6,0
5,8
Importaciones de bb y ss (miles de millones de $)
2,8
3,1
5,0
6,8
Deuda externa/PNB
— 4,2 —
Fuente: Ecuador, World Bank Group, 9/20/02.
Por otro lado, y tal y como puede comprobarse en la Tabla 13.2, las principales fuentes de divisas muestran su dependencia con respecto al patrimonio natural del país3. Las consecuencias ambientales de esta especialización, directa o indirecta, en la explotación de sus recursos naturales no son muy positivas: — Las plantaciones de plátanos y bananas tienen un impacto negativo indudable sobre la biodiversidad, generando asimismo, debido al uso intensivo de pesticidas y fertilizantes, procesos de eutrofización y degradación del medio hídrico. — La transformación de los manglares de la costa del Pacífico en granjas productoras de camarones está acabando con uno de los ecosistemas ecológicamente más ricos del mundo (Constanza et al., 1997). Tabla 13.2. Ecuador, principales exportaciones (porcentaje del total) Exportaciones Petróleos crudos
1980
1985
1990
1995
2000
55,4
62,8
46,4
32,0
43,5
Bananas, plátanos frescos
7,9
7,7
17,4
19,4
16,7
Crustáceos y moluscos, frescos, refrigerados y congelados
2,9
5,5
12,6
15,6
5,8
Preparados y conservas de pescado
3,0
0,8
1,1
2,7
4,5
2.480,8
2.904,7
2.714,4
4.361,4
4.926,5
Total exportaciones (millones de dólares) Fuente: CEPAL, Anuario Estadístico, 2002.
3
La otra gran fuente de divisas son las remesas de sus emigrantes. Las de los trabajadores ecuatorianos en Estados Unidos, por ejemplo, alcanzaron los 1.400 millones de dólares en 2001 (GESA, 8, 4 de febrero de 2003).
430
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— El desarrollo turístico de las Islas Galápagos está llevando a que se ejerza una presión creciente sobre un ecosistema particularmente frágil. En 22 de los 51 sitios de visita del archipiélago se excedió el número de visitantes que permitiría su capacidad de carga en 1997. Más de la mitad de los turistas que visitaron el archipiélago consideraron que existía congestión, y un 21,8 por 100 se sintió francamente incómodo por ella (García, 2000). — Finalmente, la extracción de petróleo en la Amazonia ecuatoriana está poniendo en peligro algunos de los enclaves naturales más ricos del planeta. Es sobre esta última instancia sobre la que desearíamos centrar nuestra atención.
13.1.1. Las exportaciones de petróleo en Ecuador Ecuador es uno de los principales exportadores de petróleo de América Latina, aunque se encuentra en la actualidad con dificultades para mantener su nivel de producción y exportaciones. En 2002 produjo cerca de 400.000 barriles diarios, de los que exportó algo más de la mitad: 260.000. Petroecuador, la empresa estatal que controla más del 55 por 100 de la producción, sin embargo, alcanzó ese año el nivel más bajo de su producción de los últimos diez años, lo que muestra las dificultades apuntadas. El grueso de la producción de crudo se concentra en la región del este amazónico, el llamado «Oriente». En ella se encuentran los principales pozos y yacimientos del país: los campos de Shushufindi, Sacha, Libertador, Cononaco, Cuyabeno, Lagro Agrio y Auca. Asimismo, el grueso de las reservas probadas (4.600 millones de barriles) se hallan en el extremo oriental de esta región. Desgraciadamente, el oriente ecuatoriano también alberga algunas de las zonas de mayor valor ecológico del país, declaradas por ello intangibles: la Reserva Faunística del Cuyabeno y el Parque Nacional Yasuní. La Reserva Faunística de Cuyabeno, así como el Parque Nacional Yasuní, tal y como puede observarse en el mapa, se encuentra enclavada en la Amazonía ecuatoriana, entre los ríos San Miguel y Putumayo por el Norte, y Aguarico por el Sur. Se extiende a ambos lados del río Cuyabeno y las lagunas del mismo nombre, en el nororiente de la provincia de Sucumbíos, en la zona fronteriza con Colombia y Perú. Fue declarada Reserva Faunística en 1979, con una superficie de 254.760 ha, y ampliada hasta las 655.781 en 1991. En 1993, y debido a que se encontraban ya ocupadas por colonos, se desadcribieron alrededor de 50.000 ha en las fuentes del río Cuyabeno, quedando la superficie de la Reserva en las 603.380 ha actuales. La Reserva se encuentra situada entre los 100 y los 600 metros de altura sobre el nivel del mar, con una precipitación que oscila entre los 2.000 y los 4.000 milímetros por año, siendo la estación lluviosa la comprendida entre los meses de abril a octubre. El bosque húmedo tropical que constituye el ecosistema fundamental de la reserva se divide a su vez en cinco grandes subgrupos, de características bien diferenciadas: — Bosque perenne de tierras bajas: de tierra firme que crece sobre pequeñas colinas disectadas o medianamente disectadas con escaso relieve. Es altamente heterogéneo y diverso, con un dosel que alcanza los 30 metros de altura, y árboles emergentes que pueden superar los 40. — Bosque perenne de tierras bajas inundable por aguas blancas (normalmente provenientes de los Andes y cargadas de sedimentos). En época de lluvias se inundan durante varios días y los sedimentos enriquecen los suelos. Estas terrazas pueden permanecer sin embargo varios años sin inundarse.
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DESARROLLO Y MEDIO AMBIENTE: PETRÓLEO Y BOSQUE TROPICAL
COLOMBIA • Tetete Lago Agrio • Palma Roja
• Pacayacu
Tarapoa •
Pompeya •
X X X
X
X
X
X
X
X X X N
PERÚ
•
Áreas protegidas Zonas intangibles Centro poblado Carreteras Frontera internacional Bloques de petroleros afectados por las zonas intangibles Zona Tagaere Comunidades indígenas Pozos de petróleo
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— Bosque perenne de tierras bajas inundable por aguas negras (llamadas así por el color de té que adquieren debido a la cantidad de taninos y otras sustancias que proporcionan las hojas que caen en ellas y se descomponen). Estas aguas se caracterizan por su alto contenido en ácido húmico y su práctica ausencia de sedimentos. Sus suelos son arcillosos o areno-arcillosos. — Moretal: bosque inundable de palmas de tierra baja (Mauritia flexuosa). Este bosque aparece en planicies mal drenadas donde se da la acumulación de aguas producto de las altas precipitaciones o de las crecidas de los ríos. Sus suelos permanecen casi constantemente anegados y se caracterizan por la acumulación de materia orgánica ligeramente descompuesta en aguas ácidas. — Herbazal lacustre de tierras bajas. Son unas formaciones muy localizadas en los alrededores de las lagunas de aguas negras transparentes, como las de Cuyabeno, de 4 metros de altura, y ricas en compuestos orgánicos. La riqueza ecológica de este ecosistema es notable, tanto desde el punto de vista de la fauna como de la flora (Estrella et al., 2002). Los árboles (de los que se encuentran alrededor de 3.000 especies) presentan una gran cantidad de plantas trepadoras leñosas, epifitas, musgos y líquenes en copas y troncos: más de 12.000 especies de plantas vasculares. La gran diversidad existente proporciona plantas de valor agrícola y medicinal, aceites esenciales, caucho, látex, resinas, taninos, esteroles, ceras, ácidos, fenoles, alcoholes, aceites comestibles, condimentos, edulcorantes, especias, bálsamos, pesticidas, tintes, etc. Finalmente, cabe mencionar que la Reserva contiene el mayor sistema lacustre tropical del Ecuador, compuesto por las lagunas de Cuyabeno, las lagunas del río Lagarto y la laguna Zancudococha. En la Reserva se encuentran más de 100 especies de mamíferos y 10 de primates. Entre ellas, nueve incluidas en el Apéndice I de CITES, en peligro de extinción, y otras cinco, consideradas como amenazadas (Apéndice II)4. A ellas se añaden otras 96 especies de anfibios (excelentes bioindicadores de la calidad de los habitat acuáticos) y una rica diversidad de ictiofauna (distintas especies de bagre, paiche, piraña, pez temblón o pez eléctrico, paco y, en las cercanías de la Reserva, el delfín rosa de agua dulce). Finalmente, se cuentan en el territorio casi 500 especies de aves. El petróleo extraído de los campos mencionados se transfiere desde la ciudad de Lago Agrio, en la cuenca amazónica, hasta la terminal de Balao, próxima a la ciudad de Esmeraldas, en la costa pacífica, a través de un oleoducto de más de 500 km denominado SOTE, construido a comienzos de los años setenta del siglo pasado y mejorado sucesivamente (la última vez en junio del año 2000). Este oleoducto tiene una capacidad de 300.000 barriles diarios, por lo que se encuentra prácticamente saturado. El reconocimiento de los indudables beneficios económicos derivados de la exportación de este crudo no debe obviar, sin embargo, el análisis de cómo afecta el establecimiento de las actividades relacionadas con la exploración y explotación petrolíferas al patrón de usos del suelo predominante en la zona y, en consecuencia, a las funciones del bosque húmedo tropical afectado. Las actividades ligadas a la explotación de yacimientos petrolíferos (prospección, perforación, extracción, separación, bombeo y transporte de crudo) generan un indudable impacto ambiental sobre el entorno. Estos impactos pueden ser de tres tipos: 4
Son, en concreto: la nutria gigante, la nutria neotropical, el jaguar, el tigrillo u ocelote, el puma, el armadillo gigante, el perro de monte, el yaguarundi, el tigrillo pequeño, el chorongo o mono lanudo, el pecarí de collar, el tapir o danta, el oso hormiguero gigante y el perezoso de tres uñas.
DESARROLLO Y MEDIO AMBIENTE: PETRÓLEO Y BOSQUE TROPICAL
433
a) Los impactos directos, que hacen referencia a los emanados de las operaciones directamente relacionadas con la exploración, explotación y comercialización del crudo. Dentro de los impactos directos destacan, además de la ocupación del terreno, de la que nos ocuparemos enseguida: — La emisión a la atmósfera de sustancias contaminantes, tanto regular como accidentalmente, en el desarrollo de las operaciones mencionadas, y que repercutirán sobre la salud del bosque húmedo tropical. Son, por ejemplo, los contaminantes atmosféricos producidos por la quema del gas que sale mezclado con petróleo de los pozos, y los COV procedentes de las piscinas y el riego de las carreteras con crudo. — La descarga en el medio hídrico, superficial y subterráneo, de sustancias contaminantes, tanto regular como accidentalmente, en el desarrollo de las operaciones mencionadas: aguas de formación, aguas de procesos, fluidos de perforación y de reacondicionamiento. Un estudio llevado a cabo en 2001 en el municipio de Shushufindi, por ejemplo, mostró que gran parte del agua corriente consumida en el término municipal mostraba elevados niveles de contaminación química procedentes de los derrames de crudo. La comunidad indígena Cofán, por su parte, demandó a la compañía Texaco por el derrame de productos tóxicos5. b) Los impactos indirectos, que hacen referencia a los que se originan en aquellas actividades no directamente relacionadas con la explotación petrolífera, pero resultantes de la misma: fundamentalmente la colonización del espacio natural que propicia la construcción de las vías de acceso a las explotaciones. c) Los impactos inducidos, por último, que recogen todos aquellos que tienen que ver con las actividades auxiliares que nacen al calor de las anteriores: el desarrollo de núcleos urbanos que proporcionan una serie de servicios básicos a los pobladores de la zona (trabajadores del sector petrolero, colonos) tales como salud, educación, comercio al por menor, etc. De entre todos ellos destaca, por su importancia cuantitativa y cualitativa, el derivado de la deforestación producto de la ocupación directa e indirecta del bosque, y a ella vamos a referirnos a continuación.
13.1.2. Colonización y deforestación Cuando, a comienzos de los años setenta del siglo pasado comienzan las primeras prospecciones petrolíferas, el oriente ecuatoriano es un territorio mayoritariamente indígena, muy poco poblado, y con un bosque natural prácticamente no intervenido. La presencia en la zona de pueblos no indígenas, en cualquier caso muy escasa, se remonta a la época de la colonia. En primer lugar, de la mano de los buscadores de oro 5 En 1993 el pueblo Cofán presentó una demanda contra Texaco por el vertido de 30.000 millones de galones de productos tóxicos entre 1964 y 1992. El Tribunal del Estado de Nueva York rechazó en 1996 y 1997 esta demanda, argumentando que debería ser presentada en el país de residencia de los afectados. Sin embargo, en 1998, el Circuito Segundo del Tribunal de Apelaciones del Estado dio la razón a los litigantes. Posteriormente, en mayo de 2002 el juez Jed Rakoff volvió a rechazar la demanda argumentando de nuevo a favor de la competencia de la jurisdicción ecuatoriana.
434
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
y los traficantes de esclavos. A continuación, por la llegada de los misioneros jesuitas y franciscanos, y su política de concentrar a los indígenas en «reducciones» para facilitar su evangelización. Durante el siglo XVII se fundaron diecisiete misiones jesuitas en las orillas de los ríos Napo y Aguarico, de las que un siglo más tarde sólo subsistían dos, debido al fracaso de unas «reducciones» que diezmaban a la población indígena. Ya en la época republicana, el auge del caucho y, en menor medida, de la quina, en 1900, y la aparición de las primeras haciendas agrícolas (en los años treinta) producen también algunos pequeños movimientos migratorios. Es el caso, por ejemplo, de los indios Quechuas, traídos a la fuerza desde los Andes para estas operaciones y que se establecen en comunidades próximas a los ríos, una vez que han conseguido la libertad. Son los Napo-Runas (Runa: habitante en quechua). Por último, a mediados del siglo XX aparecen por primera vez los colonos, indios y no indios, que buscan el establecimiento en una nueva tierra simplemente huyendo del hambre. En la actualidad, pues, habitan en el territorio dos tipos de pueblos indígenas: un conjunto de grupos pertenecientes a las familias lingüísticas tucano occidental y chibcha (Siona, Secoya, Cofán y Tetetes6) que aparecen en la zona hace varios siglos (Eberhart, 1998); y un segundo grupo que se instala más recientemente en la región a través de los ríos Aguarico y San Miguel, en busca de nuevas tierras (pueblos Quechua y Shuar). En total, sin embargo, su número es muy reducido. Con excepción de los Naporunas, alrededor de 1.500 y con una tasa de crecimiento positiva, el resto de pueblos indígenas cuentan con una población muy pequeña y decreciente, por lo que su propia supervivencia se encuentra seriamente amenazada: los Secoya, Siona y Cofán son apenas unos pocos centenares. Esta situación, que podría asimilarse a la sociedad tradicional descrita en el Capítulo 11 cambia dramáticamente cuando Texaco abre su primer pozo (Lago Agrio) en 1967, y de la mano de las operaciones de prospección y explotación del crudo, comienzan a construirse nuevas carreteras en la región. En efecto, en 1971, Texaco completa la carretera que une la ciudad de Quito con Lago Agrio, su principal centro de operaciones en la zona. Tres años más tarde, en 1974, se terminan los trabajos de la vía Lago Agrio-Tarapoa por parte del consorcio Petroecuador-City. En 1979, el mismo consorcio abre al tráfico los ejes Pacayacu-Los Tetetes y Tarapoa-Palma Roja. En total, en el lapso de muy pocos años, se abren más de 200 Km de nuevas vías. La apertura de estas carreteras tuvo como consecuencia inmediata la aparición y el auge de un fenómeno migratorio hasta entonces prácticamente inexistente, y la llegada a la zona de una población inmigrante muy numerosa que se estableció en ella. Como resultado de esta entrada de colonos, el crecimiento demográfico del Oriente fue el más elevado del país, pasando de 70.000 personas en 1950, a 372.533 en 1990 (Brown et al., 1996). De ellos, más de 200.000 eran colonos. De hecho, en el año 2000, dos tercios de la población del área era inmigrante, y la mitad había llegado en los últimos diez años. El impacto que este fenómeno ha tenido sobre la cubierta vegetal es sustancial. Los colonos entran por estas vías de penetración y ocupan un terreno a los lados de la misma que se extiende a lo largo de 250 m siguiendo el eje de la carretera, con una pro6 Estos indígenas eran llamados «encabellados» en la época de la colonia, por la largura de sus cabellos. La última constancia cierta que se tiene de la presencia de los Tetetes fue en 1973, cuando se localiza a un grupo entre la cabecera del río Cuyabeno y un pozo de petróleo abierto por la compañía Texaco al que se dio ese nombre (Cabodevilla, 1997).
DESARROLLO Y MEDIO AMBIENTE: PETRÓLEO Y BOSQUE TROPICAL
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fundidad de 2.000 m. En total, por tanto, una parcela de 50 ha. Asimismo, ocupan una segunda cuadrícula, de las mismas características, hacia el interior, como «respaldo», para cuando la productividad de la tierra ocupada en primer lugar se agote7. La deforestación consiguiente, debido a la quema de la cubierta boscosa para la introducción de prácticas agrícolas y a la tala de árboles para la venta de madera preciosa, ha sido notable. De acuerdo a las investigaciones llevadas a cabo por el Proyecto PETRAMAZ, basadas en el estudio de imágenes satelitales y en el trabajo de campo, se perdieron más de 26.000 ha de bosque tropical en el área de operaciones de las empresas petroleras durante el período 1976-1986, y otras 55.330 en la siguiente década (1986-1997), de las que 6.774 se debieron a causas naturales (un tornado). Teniendo en cuenta el área de influencia de las operaciones petroleras, esta pérdida representaba una tasa de deforestación entre 2 y 2,5 veces más elevada que la media del país (2,3 por 100 anual), ya de por sí muy alta. La relación entre la deforestación y la apertura de estas nuevas vías de comunicación era indudable: de acuerdo a las investigaciones llevadas a cabo por el mismo proyecto en 1997, el 98,3 por 100 de la pérdida de cubierta boscosa tenía lugar en una franja de 6 km alrededor de la carretera8. Como puede comprobarse, la apertura de vías de acceso para la realización de las distintas operaciones relacionadas con la explotación del crudo, ha tenido como consecuencia la llegada de una población inmigrante que, originaria de otras zonas del país (básicamente las provincias de Loja y Manabí), busca mejorar sus niveles de vida colonizando nuevas tierras, en las proximidades de las vías de comunicación. Este fenómeno fue incluso promovido hasta fechas recientes por la política del gobierno ecuatoriano al respecto, hasta que con la puesta en marcha de las medidas de protección se suspendió la concesión de tierras a los inmigrantes (Pizón, 1997). La colonización del bosque húmedo tropical ha supuesto una sustancial transformación del uso del suelo. Normalmente, ello implica su desmonte y, o bien el cultivo tanto de productos para el consumo familiar (yuca, plátano, maíz) como para el mercado (café, cacao); o bien su transformación en una explotación ganadera con unas obvias consecuencias sobre el valor del bosque primario. El impacto ambiental neto sobre las distintas funciones del bosque húmedo tropical dependerá, en última instancia, de los patrones de uso del suelo que adopte el colono. Esto, a su vez, dependerá de una serie de variables económicas que encauzarán la racionalidad económica del colono en una u otra dirección: política de precios y subsidios de la administración con respecto al sector agrícola (von Amsberg, 1998; Hyde et al, 1996), existencia y desarrollo de mercados crediticios y de seguros en el sector (Besley, 1994)9, horizonte temporal del colono (Ehui y Hertel, 1993), etc. Para analizar correctamente este fenómeno, es importante, pues, estudiar tanto los distintos patrones de cultivo introducidos en la zona, como su evolución en el tiempo (Eberhart, 1998). Es asimismo clave entender los mecanismos económico-sociales que rigen la seguridad en el disfrute de la propiedad o el 7 Este patrón de colonización era el sugerido por el propio Instituto Ecuatoriano de Reforma Agraria (IERAC) bajo la presidencia del Dr. Velasco Ibarra, que fomentó la colonización de la zona y su transformación en tierras de cultivo. 8 Por contraste, la deforestación directamente asociada a las operaciones petroleras en sí fue relativamente modesta: 500 ha ocupadas por los pozos, campamentos, instalaciones, etc., y otras 3.000 por las carreteras. 9 A modo de ejemplo se puede señalar que la inexistencia de estos mercados puede llevar al colono a ocupar una extensión superior a la óptima de tierra o, lo que es más probable, a mantener un número excesivo de cabezas de ganado, precisamente como colateral para la obtención de créditos, y como protección (capital realizable) para épocas desfavorables.
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uso de los recursos naturales y el mercado de tierras en estas condiciones (Schneider, 1995). La apertura de vías de comunicación, por tanto, proporciona el primer estímulo: las consecuencias finales que desde el punto de vista medioambiental tenga esta ocupación de la tierra dependerán de una segunda batería de variables que tienen que ver con las instituciones y la política de la Administración. Es conveniente no perder este extremo de vista ya que, aunque hace sustencialmente más compleja la identificación neta de los impactos (obliga a comparar la situación sin actividad petrolífera con la situación con, pero acompañada de políticas económicas e institucionales más adecuadas), permite una mejor atribución de los mismos a la actividad petrolera en sí, restando los debidos a una política económica o institucional subóptima (Morrison y Pearce, 1997). A todo lo anterior, se une el cambio en los patrones de cultivo que se producirán en las comunidades indígenas. Las actividades ligadas a la prospección y explotación del petróleo, en efecto, tienen como consecuencia la introducción, como se apuntó en el Capítulo 11, de dos mercados clave en la zona, probablemente inexistentes hasta entonces: el mercado de trabajo (con la aparición de una posibilidad de empleo remunerado, sujeto a las restricciones culturales e institucionales aplicables en cada caso), y el mercado de productos10. La introducción en este contexto de un precio para el alquiler de la mano de obra, el salario, así como su evolución en el tiempo, es una variable muy relevante a la hora de explicar las diferentes tasas de deforestación observadas en distintos estudios empíricos (Deininger y Minter, 1999). Como señala repetidamente la literatura especializada este cambio tiene unas indudables repercusiones tanto en cuanto a la asignación del factor tiempo de la unidad familiar a las distintas tareas, como en cuanto a la composición de la producción y los patrones de cultivo. Finalmente, la entrada de nuevos grupos de población (trabajadores del sector y colonos), por un lado, así como la aparición de actividades económicas especializadas en la producción para el mercado, por otro, promueve un fenómeno de aparición de núcleos urbanos en los que se concentran tanto los mercados para el intercambio, necesario en una economía crecientemente especializada, como los servicios básicos requeridos por la población y que, debido a las economías de escala que los caracterizan, tienden a agruparse en estos núcleos: educación, salud, servicios de la administración, etc. La aparición y crecimiento exponencial de municipios como Lago Agrio, Shushufindi, Pompeya o Tarapoa, prácticamente inexistentes hace sólo unos años, ilustra claramente la importancia de este impacto inducido. La evolución que sigan estos núcleos urbanos dependerá, en cualquier caso, no sólo de la evolución demográfica de la zona sino, fundamentalmente, de la evolución tanto de las rentas en la misma (y los consiguientes cambios en la estructura de la demanda de bienes y servicios por parte de la población); como de la estructura productiva (especialización de la producción para el mercado). Sea como fuere, la aparición de estos polos de desarrollo urbano supone asimismo la ocupación del territorio, tanto directa como indirectamente, así como la necesidad de dotar a los mismos de una serie de servicios básicos (agua, saneamiento, energía, gestión de residuos) y de bienes y servicios, que se materializan en su propia huella ecológica.
10
El caso de la tierra, es decir, la posibilidad de compraventa de la tierra de las comunidades indígenas es más complejo, dado el carácter generalmente comunal de las mismas, pero en cualquier caso, si es significativo, también debería ser objeto de análisis.
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13.1.3. Las consecuencias económicas de la colonización Desgraciadamente, este proceso de colonización y deforestación consiguiente, tratando de ampliar la frontera agrícola, no parece haber supuesto una mejora sustancial de la calidad de vida de las personas involucradas, ni de la eficiencia económica en la asignación de recursos. Entre septiembre de 1998 y marzo de 1999 se llevó a cabo un detallado estudio en los dos ejes principales de colonización: Chiritza-Tarapoa-Palma Roja (105 km) y Chiritza-Pacayacu-Los Tetetes (54 km)11. En total, se analizaron 1.664 (883 + 761) explotaciones agrarias, que ocupaban una superficie de 78.600 ha dedicadas al cultivo o a la ganadería (48 ha de promedio por finca), manteniendo otras 57.000 ha como reserva. Del total cultivado, un 44,7 por 100 aproximadamente se dedica a cultivos permanentes (café, cacao, plátanos y bananas); un 12,8 por 100 a cultivos no permanentes (maíz, yuca, arroz); y un 43,5 por 100 a pastizales. La población total de estas fincas era de 9.248 personas. Dada la pobreza del terreno y, en ocasiones, lo inadecuado de las técnicas de cultivo utilizadas (más propias de sus zonas de origen que del medio selvático del Oriente), los rendimientos obtenidos por los colonos, en los principales cultivos, son ciertamente desalentadores: — En el caso del café, principal producto comercializable, el rendimiento promedio de las parcelas analizadas era de un 66 por 100 de la media nacional, ya de por sí bajo en comparación con otros países. — Con respecto a la yuca, segundo producto objeto de comercialización, el resultado es similar: 62 por 100. — Mucho más grave es la situación con respecto a los productos cultivados para el autoconsumo: arroz (20 por 100), maíz (30 por 100), banano (40 por 100) y plátano (30 por 100). El resultado es una situación social ciertamente poco envidiable. De acuerdo a las estimaciones del Banco Interamericano de Desarrollo, el Oriente es una de las regiones más deprimidas del Ecuador, con un 57,3 por 100 de la población considerada indigente y un nivel de pobreza del 79 por 100, nivel que se compara desfavorablemente incluso con el sector rural del resto del país (47 por 100) (Ruiz, 2000). Los beneficios de la colonización de nuevas tierras en la región amazónica, pues, no sólo distan mucho de ser sustanciales, sino que con toda probabilidad, como veremos a continuación, son negativos.
13.2. EL VALOR DE LOS IMPACTOS AMBIENTALES DE LA DEFORESTACIÓN El objetivo fundamental de este epígrafe es el de conseguir una primera aproximación al valor económico total, expresado si es posible en términos monetarios, de las funciones del bosque tropical afectadas por las operaciones ligadas a la exploración y explotación de petróleo. Este objetivo, para ser correctamente abordado requiere, en primer lugar, de una correcta identificación y clasificación de las mismas, en sus res11 El trabajo fue realizado por la firma Maiguashca Asociados para PETRAMAZ bajo la dirección del profesor F. Maiguashca, de la Pontificia Universidad Católica del Ecuador, en Quito.
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pectivas categorías: ecológicas, económicas, recreativas y culturales. En segundo lugar, se hará necesario identificar y cuantificar el valor económico que se desprende de cada una de ellas, en función de los servicios que estas funciones proporcionan a un determinado colectivo de personas. Un problema fundamental con el que habrá de enfrentarse el analista, tarde o temprano, es el de la necesidad de definir una unidad de medida, a la que se pueda hacer referencia a la hora de individualizar los distintos valores: se le exigirá, probablemente, que ofrezca un valor por unidad de superficie en este caso, o de emisión en el caso de la contaminación atmosférica, por ejemplo, para facilitar no sólo el cálculo del valor total sacrificado (o preservado) sino la transferencia de este resultado a emplazamientos distintos, siguiendo los protocolos establecidos en el Capítulo 4. Lo ideal sería, por tanto, trabajar con una unidad de superficie estándar (por ejemplo, la hectárea), pero ello sólo será posible en algunos casos muy concretos, y será totalmente imposible en otros: — Algunas de las funciones del bosque (o de cualquier ecosistema objeto de estudio) guardan una relación lineal con la extensión afectada, por lo que tiene sentido calcular su valor por unidad de superficie: por ejemplo, la cantidad de carbono secuestrado. — Otras veces, sin embargo, esto no es posible, dadas las indivisibilidades que aparecen en la interrelación del bosque con su entorno, así como la existencia de umbrales críticos para algunas de estas funciones (muchas veces desconocidos): por ejemplo, la preservación de la diversidad biológica. Tratar de descubrir cuál sería el valor que se perdería al transformar una hectárea de bosque tropical en terreno agrícola, como consecuencia de la pérdida de diversidad biológica, tiene mucho de ilusorio: es probable que la pérdida sea nula si se trata sólo de una hectárea y ésta es marginal. Sin embargo, si se siguen deforestando hectáreas, en algún momento las pérdidas serán notables, y finalmente llegará un punto en que desaparecerá la diversidad. El problema es que la relación entre estas dos variables (diversidad y extensión geográfica) no sólo es prácticamente desconocida, sino que, además, no es lineal. Por ello no tiene mucho sentido preguntarse por el valor de la diversidad biológica por hectárea, y sí lo tiene tratar de averiguar el valor de la diversidad biológica del ecosistema. — Finalmente, el valor de algunas de estas funciones viene determinado por el contexto que rodea al ecosistema en cuestión, y que se ve afectado por su pérdida: el valor de la función de protección frente a la erosión, por ejemplo, depende, como es obvio, del valor de lo protegido12. Teniendo en cuenta estas cautelas, podemos proceder con el desarrollo del estudio de caso que se propone como ejemplo ilustrativo. La deforestación inducida por la colonización dificulta, y en ocasiones, impide a uno de los ecosistemas más ricos del planeta, el bosque húmedo tropical, continuar 12 Al igual que el valor de la pérdida de bienestar originada por las emisiones de productos contaminantes a la atmósfera depende de las características de los sistemas receptores: población, cultivos, infraestructuras, etc. A pesar de que sería ideal poder contar con una información de este tipo, no tiene mucho sentido preguntarse por el valor del daño producido por la emisión de una tonelada de SO2 a la atmósfera: hay que precisar dónde, y eso impide generalizar cualquier resultado sin más.
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desempeñando algunas de sus funciones, y seguir prestando los servicios económicos correspondientes asociados a ellas. En términos generales el bosque tropical primario, proporciona una serie de bienes y servicios, y cumple una serie de funciones, que se enumeran a continuación, recordando, al mismo tiempo, los principales métodos utilizados para llevar a cabo su valoración económica, así como los resultados obtenidos:
13.2.1. Funciones económicas Hacen referencia al papel del bosque tropical, y los recursos que contiene, en la producción de determinados bienes y servicios que tienen un precio de mercado. Los principales productos ofrecidos por el bosque húmedo tropical son: a) Madera Es quizá la función más obvia del bosque, desde el punto de vista no sólo de su rentabilidad inmediata, sino de la competencia por el uso del espacio con la agricultura y la ganadería. Cabría distinguir sin embargo, en este contexto, dos posibilidades: — Explotación comercial de la madera y distribución de la misma, o de sus productos, en los mercados nacionales e internacionales (exportación). — Explotación a pequeña escala de la riqueza silvícola del bosque, bien para el autoconsumo (construcción de viviendas, etc.), bien en mercados locales. En ambos casos, habría de distinguirse, asimismo, el carácter sustentable o no sustentable de la explotación de este recurso, a partir del cálculo del máximo rendimiento maderero sustentable. Lo normal es que la explotación para el autoconsumo garantice la sustentabilidad a largo plazo del recurso, mientras que eso es mucho más dudoso en el caso de la explotación comercial. Es igualmente necesario, en esta segundo opción, tomar en cuenta las diversas modalidades de la explotación comercial (a saca, clareado selectivo). Como una primera aproximación con respecto al valor financiero de la producción de madera, tanto comercial como para el autoconsumo, el analista cuenta con una serie de estudios que se basan, bien en entrevistas a empresarios y trabajadores locales, bien en estimaciones directas del rendimiento de las explotaciones forestales mediante la observación in situ. Estas estimaciones, en general, descubren el rendimiento óptimo de las explotaciones silvícolas. Normalmente, sin embargo, las empresas madereras (o de explotación de los recursos del bosque, en general) se encuentran lejos de tal óptimo13. Ello hace que los rendimientos potenciales estén lejos de los rendimientos reales, y queda al buen juicio del analista decidir cuál de los dos debería utilizar. En segundo lugar, la opción más rentable desde el punto de vista financiero depende, esencialmente, del régimen de tenencia de la tierra, y de la seguridad en el mismo, como se muestra claramente en el trabajo de Pinedo-Vázquez et al. (1992). Un planteamiento realista de la situación debería tener en cuenta este hecho e introducir, en su caso, una trayectoria temporal en la que se fueran alcanzando los niveles óptimos de referencia, descontando las inversiones necesarias para ello. En general, y para el caso de la Ama13 Véase, por ejemplo, el trabajo de Anderson et al. (1992) en el que se analizan las elevadísimas tasas de retorno financieras de mejorar la gestión de las explotaciones madereras.
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zonía, podría afirmarse que las operaciones de explotación silvícola sustentable del bosque no suelen ser financieramente rentables. Únicamente la existencia de fuertes subsidios, directos y encubiertos, permite la viabilidad de estas explotaciones (Almeida y Uhl, 1995). La extracción no regulada ni sustentable de la madera (minería del recurso), por el contrario, sí es financieramente rentable, con un rango de 70-200 dólares por hectárea14, pero sin perder de vista que no es un rendimiento sustentable, sino que se obtiene únicamente una vez. b) Productos no maderables Tradicionalmente, los productos no maderables del bosque no han gozado de una gran importancia a la hora de gestionar un uso adecuado del territorio, a pesar de que algunos estudios han mostrado que su valor puede llegar a superar en el largo plazo el de la madera (es la conclusión a la que llegan Peters et al., 1989, para el caso de la selva amazónica). Se encuentran, dentro de este epígrafe, las posibilidades productivas del bosque a pequeña escala, dirigidas básicamente a la población local, aunque no de forma exclusiva, y que tienen que ver con la caza, pesca, cultivos de subsistencia, plantas medicinales, plantas ornamentales, frutos, resinas, látex, etc. Algunos de estos productos son básicamente de autoconsumo, o se intercambian esporádicamente en mercados locales; otros por el contrario, los menos, entran en canales de distribución más complejos y extensos. Con respecto al valor económico de los productos no maderables, muchos autores llaman la atención sobre la dificultad de transferir los resultados alcanzados en otros trabajos, ya que, debido a la diferente diversidad biológica de cada entorno, los productos obtenidos no son estrictamente comparables entre sí: son específicos de cada lugar. Sin embargo, y debido a que las necesidades satisfechas con ellos sí son similares (vestido, leña, alimentos, salud), es posible que la transferencia no esté tan injustificada como parece. En cualquier caso, los distintos trabajos de la literatura especializada utilizan el valor obtenido en los mercados locales para los productos comercializados, o dedicados al autoconsumo, como criterio de valoración15. En el presente caso de estudio, se contó con los resultados de un trabajo experimental realizado en la propia zona. Grimes et al. (1994) llevaron a cabo un experimento en tres parcelas de una hectárea situadas en la orilla del río Napo, en la Estación Biológi14 Peters et al. (1989) obtienen un valor presente neto de 3.184 dólares por ha (con una tasa de descuento del 5 por 100) que, sin embargo, y de acuerdo a la opinión común entre la literatura especializada, es demasiado elevado, a pesar de la rigurosidad del trabajo realizado (véase, por ejemplo, Pinedo-Vázquez et al. 1992). 15 A título de ejemplo, podrían señalarse los siguientes valores:
— Adger et al. (1995) atribuyen un valor de 330 dólares por ha/año a los materiales de construcción, frutos, medicinas y leña, obtenidos en el bosque tropical en México. — Con respecto a los frutos y el látex, Peters et al. (1989) ofrecen un valor presente neto (con una tasa de descuento del 5 por 100) de 6.330 dólares por ha, que es considerado como demasiado elevado por la literatura. — Con respecto a las plantas medicinales, Mendelsohn y Balick (1992), sugieren un valor presente neto de 3.327 dólares por ha de acuerdo a su valor en mercados locales de Belice. — La extracción de caucho y nueces en la Amazonia brasileña (Seringal Cachoeira) generaría un valor bruto de 4,8 dólares por ha/año de acuerdo a Schwartzman, (1989). — Godoy et al (2002) ofrecen un cifra de 7,1 dólares por ha, en promedio, para los Tsimane de Bolivia. — Gram (2001) ofrece una cifra similar para la Amazonía peruana: entre 9 y 15 dólares por ha.
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ca de Jatun Sacha. Dos de las tres parcelas se encontraban situadas en bosque de tierra firme, a una altitud promedio de 400 m, mientras que la tercera se hallaba en una llanura aluvial, a 350 m de altitud. Los autores computaron el valor neto obtenido en estas parcelas de la comercialización de los productos principales: siete frutos, tres cortezas medicinales y una resina. Teniendo en cuenta el precio de los mismos en los mercados locales en un radio de 30 km, y los costes de transporte a los mismos por autobús, encontraron que el rendimiento anual neto de las tres parcelas era de 146,93; 136,06 y 62,87 dólares respectivamente. Por otro lado, el valor neto de la comercialización de la madera extraída de la parcela situada a la orilla del río (y que tiene por tanto los menores costes de transporte) era de 163 dólares. Sin embargo, si la extracción quisiera hacerse sostenible, con una edad media de rotación de 40 años, el Valor Presente Neto de la hectárea, aplicando una tasa de descuento del 5 por 100, alcanzaría los 189 dólares, lo que la hace muy poco rentable. Vale la pena recordar, en cualquier caso, que, al igual que la extracción de madera para el autoconsumo, los rendimientos anteriores son compatibles con la conservación del ecosistema, por lo que pueden ser prolongados prácticamente a perpetuidad.
13.2.2. Funciones recreativas El bosque tropical se está convirtiendo, en función del perfil de la demanda de sus servicios, en un centro de atracción turística muy especial, y de importancia creciente. Este fenómeno bien puede constituirse en la base del desarrollo de una industria de turismo de la naturaleza, con sus indudables efectos multiplicadores sobre la economía de la zona y del país. El bienestar social que se deriva de esta posibilidad, y que depende como es obvio de la calidad con que se ofrecen estos recursos (calidad del agua, congestión, calidad del entorno, seguridad), viene dado, en primer lugar, por el excedente del consumidor que obtiene cada persona (visitante) que utiliza el recurso. Es necesario, por tanto, estimar la función de demanda individual de los servicios recreativos del ecosistema objeto de estudio, y proyectar sus resultados a la población potencialmente demandante de los mismos. Los estudios dirigidos a descubrir este valor de uso recreativo (el excedente del consumidor de los visitantes) utilizan los métodos de valoración contingente (VC) y coste de viaje (CV). Los resultados obtenidos aplicando estos métodos han sido variados. Adger et al. (1995), por ejemplo, en el trabajo ya mencionado y utilizando fuentes secundarias para descubrir el valor recreativo de los bosques de México, obtuvieron los siguientes valores: 3,2 dólares por visita para los turistas «multipropósito» (aquellos que llegaron al país para visitar también otras cosas), y 70 para quienes tenían como único objetivo la visita del bosque nativo. Por su parte, Baldares et al. (1990) a través de un estudio de VC llegaron a la conclusión de que los visitantes de las áreas protegidas de Costa Rica estarían dispuestos a pagar 30 dólares adicionales por visita, lo que reflejaría el excedente del consumidor obtenido. Este es un valor muy similar al obtenido, mediante CV, por Mendelsohn y Tobias (1991), para los mismos parques de Costa Rica (35 dólares). Sin embargo, el valor obtenido en el trabajo de Echeverría et al. (1995) para los visitantes extranjeros de la Reserva Natural de Monteverde, también en Costa Rica, fue de 121 dólares, lo que parece demasiado alto. En segundo lugar, el desarrollo del turismo de la naturaleza, fruto de la introducción de un nuevo recurso en el mercado (gracias, por ejemplo, a la provisión de facilidades de alojamiento y de acceso), genera un impacto multiplicador sobre las rentas y el em-
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pleo de la zona y del país, así como una cantidad apreciable de divisas, que también ha de ser considerado como uno de los beneficios indudables de la conservación del bosque. En el caso que se analiza, es de señalar que la Reserva Faunística de Cuyabeno, situada en la frontera de las operaciones petrolíferas, se ha convertido ya en uno de los centros más importantes de atracción turística del país. La Tabla 13.4 muestra la evolución del número de visitantes (oficiales) en los últimos años para los que se tienen datos. Estos visitantes, la mayoría de ellos extranjeros, pagan una entrada de 20 dólares (1 dólar si son ecuatorianos). Las 18 agencias de viaje que organizan la excursión cobran, en promedio, entre 30 y 120 dólares diarios por una visita que dura entre 3 y 5 días, con un valor medio (mediana) de 45 dólares diarios. A su vez, estas empresas pagan una licencia al gobierno para poder operar en el área (8.800 dólares en 1998)16. En total, los gastos en que incurre cada turista para visitar la reserva, y mientras se encuentra en ella, alcanzan los 369 dólares como media (mediana: 240). Las repercusiones que estos ingresos tienen sobre las economías indígenas que acogen este flujo turístico no son desdeñables: la comunidad Siona de Puerto Bolívar (160 personas), por ejemplo, recibió, en 1998, un total de 104.000 dólares, fundamentalmente por el alquiler de canoas y cabañas; las comunidades Quechua (Naporuna) de Zancudo (110 personas) y Playas de Cuyabeno (175), obtuvieron un beneficio de 62.800 y 39.600 dólares, respectivamente, gracias, sobre todo, a los servicios de guía y a la venta de artesanías; la comunidad Cofán de Zábalo (115), casi 40.000 (Galvin, 2000). Por otro lado, tampoco hay que olvidar el valor de existencia que los propios visitantes otorgan al lugar, y que es un valor de no uso. El trabajo de Galvin (2000), realizado en la Reserva con la colaboración, asimismo, del Proyecto PETRAMAZ, descubrió aplicando un ejercicio de Valoración Contingente, que los visitantes estarían Tabla 13.4. Número de visitantes de la Reserva Faunística de Cuyabeno Año
Ecuatorianos
Extranjeros
Total
Porcentaje de extranjeros
1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998
173 333 612 945 820 815 1.582 1.994 1.239 1.696
581 644 855 1.433 1.484 3.337 3.375 5.445 4.410 6.118
754 977 1.467 2.378 2.304 4.152 4.957 7.439 5.649 7.814
77 66 58 60 64 80 68 73 78 78
Fuente: Galvin (2000).
16 Contrastan estas cifras con los gastos que el Estado ecuatoriano dedica a la vigilancia y conservación del parque: 8.000 dólares anuales, más los salarios de 7 funcionarios: en total 1,3 dólares por km2 cuando la media de los países subdesarrollados es de 27 dólares, y la de los desarrollados de 157 (Araya y Peters, 2000). No es de sorprender que los autores, siguiendo la terminología de Stolten y Dudley (1999) consideren la Reserva Faunística de Cuyabeno como un «parque de papel».
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dispuestos a pagar una media de 35 dólares, por encima de los desembolsos ya realizados, para contribuir a un fondo dedicado a la preservación del entorno, lo que podría considerarse como una buena aproximación al valor de existencia mencionado.
13.2.3. Funciones ecológicas Se reflejan en este epígrafe aquellos valores que se derivan, indirectamente, de las funciones que cumple la existencia misma del bosque tropical, con respecto a la resiliencia, diversidad y equilibrio del ecosistema global, y a la protección de todo tipo de bienes inmuebles y actividades económicas, y que tienen un valor monetario derivado del valor de mercado de las actividades que protegen o potencian. Destacan entre ellas las siguientes: a) Prevención de la erosión y protección de cuencas La prevención de la erosión que la presencia del bosque húmedo tropical supone, así como la protección de las cuencas fluviales existentes en el territorio, representa una serie de beneficios indirectos (con un indudable valor económico), entre los que cabría señalar: — El alargamiento de la vida útil de infraestructuras viarias, residenciales, industriales, embalses, etc. — El mantenimiento de la productividad del suelo agrícola, y la defensa de la fertilidad del suelo y de los cultivos existentes, ante la erosión provocada por el agua (lluvias torrenciales) y el viento; así como el mantenimiento de la productividad de las explotaciones piscícolas. — El control de riadas y avenidas, con su correspondiente efecto beneficioso sobre vidas humanas, infraestructuras y bienes muebles e inmuebles. — Suministro de agua de una determinada calidad, tanto de boca como susceptible de otro tipo de aprovechamientos, a la población local. Esta es una de las funciones clave, por ejemplo, de los bosques de ladera. A título ilustrativo puede mencionarse que Torras (2000) sugiere un valor de 238 dólares anuales por hectárea para esta función, aunque no puede pasarse por alto el hecho de que este valor dependerá del de las tierras, construcciones e infraestructuras protegidas. Ruitenbeek (1992), por su parte, llega a la conclusión de que, con respecto al mantenimiento de la productividad del suelo agrícola, y la defensa de los cultivos existentes ante el viento y la erosión, la deforestación genera una pérdida del 10 por 100 de la productividad agrícola del terreno. b) Preservación de la diversidad biológica A pesar de que la diversidad biológica tiene valores de uso tanto directos como indirectos, así como valores de opción y de existencia, el valor de la misma se deriva, como se vio en el capítulo anterior, del papel que su preservación tiene para el desarrollo de determinadas ramas industriales y, en concreto, de las dos siguientes: — Relevancia de la diversidad biológica para el desarrollo de la investigación en la industria farmacéutica.
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— Relevancia de la diversidad biológica para el desarrollo de la investigación en la industria de insumos agrícolas: pesticidas, fertilizantes, especies más resistentes, etc. Los distintos estudios realizados en este terreno tienden a seguir la metodología sugerida por Pearce y Puroshothaman (1992), que consiste en multiplicar el número de especies existentes en el ecosistema por la probabilidad de que generen un producto útil para la industria farmacéutica, número que a su vez se multiplica por las regalías que dicho producto genera para su poseedor (Barbier y Aylward, 1996; Simpson et al., 1996). Dividido este resultado por la superficie del ecosistema, produce el valor buscado por hectárea. Desde el punto de vista de la contribución de la diversidad biológica al mantenimiento de la productividad de la agricultura, el método seguido es el de computar las pérdidas evitadas, debidas a pestes y enfermedades, gracias al mantenimiento de bancos genéticos. La diversidad biológica desde el punto de vista medicinal-genético puede generar un valor de 7 dólares por ha (lo que arrojaría un VPN de 420 por ha) de acuerdo al trabajo ya mencionado de Ruitenbeek (1992). Por su parte, Adger et al. (1995), adoptan como valor más probable una cifra muy similar a la anterior, 6,4 dólares por ha, aunque dentro de un abanico muy amplio: entre 1 y 90 dólares. En el contexto de la agricultura, Evenson (1990) llegó a la conclusión de que el mantenimiento de un banco genético para el arroz incrementó el rendimiento de los cultivos en un 5 por 100 anual durante el período 1959-1984. c)
Depósito de carbono
El bosque tropical primario, como cualquier bosque, es un depósito de carbono. Cumple por la tanto una función esencial para el mantenimiento del equilibrio climático del planeta, ya que su desaparición o transformación productiva, en terreno agrícola o ganadero, por ejemplo, supondría su liberación a la atmósfera (neutralizada en parte por la absorción correspondiente a los cultivos alternativos), y el agravamiento de un problema ambiental global de primer orden. La práctica tradicional con respecto a la estimación del valor de esta función consiste en estimar la pérdida neta de carbono que se produce al transformar una hectárea de bosque tropical (en sus distintas modalidades), bien en terreno agrícola, bien en pastizal: la Tabla 13.5 permite calcular la liberación de carbono que supondría transformar una hectárea de bosque en distintos usos alternativos. Una vez estimado el número de toneladas de carbono liberadas, y traducidas a toneladas de CO2 equivalente mediante el correspondiente factor de conversión (3,3667), se aplica a cada una un valor económico que se deriva de los estudios realizados sobre los costes de reducir las emisiones de CO2 equivalente en dicha cuantía. Varios han sido los enfoques utilizados al respecto. Una primera línea en la literatura se ha basado en el cálculo de los daños económicos de todo tipo que supondría el calentamiento global de la atmósfera, y su asignación al aumento de las emisiones de CO2 equivalente (véase, por ejemplo, Kolstad y Toman, 2001; y Tol et al., 2001). La incertidumbre asociada a estos cálculos ha dirigido los trabajos en otras direcciones. Una segunda vía consiste en computar los costes marginales de abatimiento de las toneladas liberadas a la atmósfera, para de esta forma mantener el equilibrio global. Como es obvio, las cifras oscilan sustancialmente dependiendo de los países y sectores de que se trate (Elzen et al, 2002; Hendricks et al, 2001). Así, encontramos un rango que va de 5 a 125 dólares por tm (Tol et al, 2001; Pearce, 2002). Finalmente, puede acudirse a la valoración que de la
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Tabla 13.5. Carbono secuestrado por hectárea en distintos usos del suelo Biomasa Tonelada de C por ha
Suelo
Total
167 85-135 68 28-43 12-18 10-16 16-35 5-10 5
116 67-102 47 93 38 31-76 31-76 51-60 41-75
283 152-237 115 121-136 50-56 41-92 47-111 56-70 46-80
Bosque primario cerrado Bosque secundario cerrado Bosque abierto Bosque en barbecho cerrado Bosque en barbecho abierto Cultivo transitorio (1.er año) Cultivo transitorio (2.º año) Cultivo permanente Pastos Fuente: Brown et al. (1995).
tonelada de CO2 equivalente se hace en los mercados de emisiones de gases de efecto invernadero. En este caso también se dan grandes disparidades entre mercados Kioto y no-Kioto como se vio en el capítulo anterior.
13.2.4. Valores de existencia El bosque húmedo tropical en su estado natural, o con unos niveles de intervención muy pequeños, genera toda una serie de valores de uso, contemplados en los epígrafes anteriores. La mayoría de las funciones reseñadas con anterioridad, sin embargo, hacen que el bosque tenga también un valor de opción, valor que hace referencia al bienestar que supone el conocer que el bosque se preservará para su disfrute en el futuro. Asimismo, algunas de las funciones apuntadas, así como el papel del bosque en la historia e identidad cultural de determinados pueblos, hacen que adquiera una serie de valores de no uso (valores de legado y de existencia, ligados al altruismo con respecto a los semejantes y a las generaciones futuras), así como un valor superior, ligado al componente de identidad cultural proporcionada por el bosque húmedo tropical. A pesar de las reticencias expresadas en el Capítulo 3 sobre la posibilidad de monetizar los valores de existencia, debido a que muchos de ellos no pueden ser considerados mercancías, el hecho de que un subconjunto de los mismos sea el reflejo de un valor de uso puro (el que le otorga la persona o personas cuyo bienestar entra en la función de utilidad del altruista) permitiría justificar algunos de estos ejercicios de valoración. Los trabajos realizados para descubrir estos valores emplean dos tipos de métodos. En primer lugar, algunos de ellos derivan el valor de existencia de determinados ecosistemas analizando el valor implícito que las organizaciones ecologistas conceden a su conservación a través de los esquemas de canje de deuda por naturaleza vistos en el capítulo anterior. Por su parte, un segundo grupo utiliza con este mismo propósito el método de valoración contingente (VC). Los valores de existencia hacen referencia a la disposición a pagar, normalmente por parte de los ciudadanos de los países desarrollados, por la conservación de ecosistemas en general, y no tanto por ecosistemas muy específicos, lo que en principio facilita la comparación de resultados, así como la
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transferencia de valores de unos estudios a otros. Los ciudadanos del Reino Unido e Italia, por ejemplo, muestran una disposición a pagar de entre 23,1 y 41,2 dólares anuales para apoyar la creación de un programa de parques nacionales en la selva amazónica (Horton et al, 2001). Es de gran interés, en este contexto, el trabajo de Smith et al. (1997) por un doble motivo. En primer lugar, porque calcula la compensación exigida por los habitantes de la Amazonía peruana para abandonar la práctica de quema y cultivo del bosque, a cambio de su preservación. En segundo lugar porque, adicionalmente, también calcula su disposición a pagar por preservar el bosque y sus funciones. De acuerdo a este trabajo la disposición a pagar de los campesinos peruanos por la conservación del bosque amazónico es de 67 dólares por ha, lo que da la impresión de ser, en cualquier caso, un valor muy elevado17. Kramer et al. (1995) por su parte, descubren una disposición a pagar positiva por parte de los residentes de los países desarrollados, en este caso Estados Unidos, para conservar los bosques tropicales del mundo: entre 24 y 31 dólares por familia. Sin embargo, este valor es difícil de extrapolar, ya que debe aplicarse a todos los bosques tropicales existentes. El trabajo de Adger et al. (1995), con base en el método de canje de deuda por naturaleza, ofrece un rango de valores de 0,03-10 dólares por ha. De acuerdo a Brown et al. (1996), sin embargo, el valor de existencia de una hectárea de bosque tropical es de 5 dólares, tomando como punto de referencia un horizonte temporal de 10 años, y una tasa de descuento del 6 por 10018.
13.2.5. Funciones culturales y valores superiores Finalmente, no puede perderse de vista el impacto de las operaciones analizadas sobre los pueblos indígenas de la zona y su cultura, aunque en un contexto en el que la supervivencia de los mismos ya se encontraba amenazada antes de la llegada de las compañías petroleras. La aparición de las operaciones ligadas a la explotación del petróleo, así como de la colonización subsiguiente, ha agravado sustancialmente esta amenaza, haciendo mucho más difícil la supervivencia de estos pueblos y su cultura. Como se mencionó más arriba, dos son los grandes grupos de familias indígenas asentadas en la zona: los Siona, Secoyas y Cofanes, por un lado, y los Shuar y Naporunas por otro. Estos grupos (salvo los Naporunas) ya estaban encontrando dificultades crecientes para su supervivencia como tales, antes de la apertura de sus tierras a la explotación del petróleo. Se calcula que, en la actualidad, su número es el de apenas unos centenares, cuando antes se contaban por miles. Únicamente los Naporunas están experimentando en la actualidad un crecimiento demográfico positivo. La llegada de las compañías petroleras no sólo supuso, en algunos ocasiones, el desplazamiento físico de la población y la ocupación de sus tierras (caso, por ejemplo, de los Cofanes), sino la ruptura de sus estructuras familiares y culturales: la familia extendida deja paso a la familia nuclear. En 17
A pesar de que en el trabajo de Echeverría et al. (1995) se sugiere una cifra de 238 dólares con respecto al valor de existencia que le otorgan a la Reserva de Monteverde, en Costa Rica, los visitantes nacionales y extranjeros. 18 Como el trabajo de Hadker et al. (1997) pone de relieve, y era de esperar, la disposición a pagar por la conservación de los espacios naturales, por parte de los residentes, cuando éstos se encuentran en países subdesarrollados, es bastante menor. Compárese, por ejemplo, cualquiera de los valores anteriores con el hecho de que los residentes de Bombay tendrían una disposición a pagar por preservar el Parque Natural de Borivli de únicamente 0,23 dólares mensuales por la totalidad del parque.
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definitiva, la aparición del fenómeno analizado no ha hecho sino acelerar un proceso de aculturización ya en marcha, y probablemente acercar el desenlace final19. No es fácil determinar cuál es la responsabilidad de la explotación de petróleo en esta pérdida cultural, teniendo en cuenta la dificultad de modelizar el escenario alternativo. Igualmente complicado es descubrir el conjunto de valores perdidos con la desaparición de estas culturas. Algunas de estas manifestaciones tienen un valor indudable, sobre todo las relativas al conocimiento del medio atesorado en la figura del shaman, pero otras son más difíciles de aceptar como positivas en el marco de una civilización democrática. En cualquier caso, el impacto sobre estos valores culturales, por tratarse de valores superiores, no es susceptible de ser reducido a magnitudes monetarias. Dada, sin embargo, la importancia social del conocimiento (historia, lenguaje, conocimiento del medio físico), sí parece sensato no sólo tratar de conceder un plazo mayor y menos traumático de adaptación a estas culturas, sino, mientras tanto, desviar un porcentaje de las rentas del petróleo para tratar de asegurar la supervivencia de este conocimiento, en estrecha colaboración con los pueblos afectados, como recomendaba el Proyecto PETRAMAZ.
13.3. EL ESCENARIO DE REFERENCIA El analista debe descubrir los costes económicos que la explotación petrolera del ecosistema supone, al reducir la capacidad del bosque tropical para proporcionar unos determinados servicios, tomando como punto de referencia la situación de ausencia de explotación productiva del recurso petróleo. Esta situación, sin embargo, no puede identificarse con la de mantenimiento inalterado del ecosistema. En efecto, la situación, desde un punto de vista socioeconómico es dinámica, ya que el territorio está afectado de una u otra forma por la presencia de población, autóctona y emigrante, y por el desarrollo de una serie de actividades productivas. Se hace necesario, por tanto, comparar los cambios en el uso del suelo que la explotación petrolífera supone, con los que, en cualquier caso, se habrían producido por la dinámica socioeconómica natural de la zona. Por otro lado, los cambios en el uso del suelo que se producen con la llegada de las nuevas actividades, están a su vez influidos por una serie de medidas de política económica, que pueden hacer todavía más ineficiente, desde el punto de vista ambiental, la transformación experimentada. El analista cometería, por tanto, un serio error si atribuyera la totalidad del deterioro ambiental a la presencia de las compañías petrolíferas: una parte del mismo se debe a las distorsiones introducidas en el sistema de precios relativos por la política económica de la Administración. Vale la pena analizar estos dos puntos con algo más de detalle.
19
El caso más dramático de aculturización acelerada lo proporciona la experiencia del pueblo Huaorani, situado al sur de la Reserva del Cuyabeno, en el Parque Nacional Yasuní, también afectado por la explotación de petróleo. Cabe mencionar que dentro del pueblo Huaorani se encuentran las familias de los Tagaeri y los Taromenane que, a finales de los años sesenta del siglo XX y tras algunos enfrentamientos violentos con los trabajadores de las compañías petroleras y los misioneros del Instituto Lingüístico de Verano (modernos sustitutos de los de la Colonia), decidieron rechazar toda relación con la sociedad no sólo ecuatoriana, sino también con los propios huaorani, deseo que el gobierno ha respetado declarando la zona en la que viven «intangible», y prohibiendo la entrada en la misma.
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13.3.1. La tasa «natural» de deforestación En ausencia de las actividades ligadas a la exploración y explotación del petróleo, el bosque húmedo amazónico objeto de estudio, habida cuenta de la presencia de poblaciones humanas en su territorio y de algunos procesos ya iniciados de colonización, habría experimentado un proceso de deforestación «natural», que constituye la situación con la que debería compararse la introducida por las operaciones mencionadas. Se trata, por tanto, de comparar dos tasas de deforestación diferentes: la «natural», y la que acompaña a la aparición de las actividades de exploración, explotación y distribución del petróleo. No sería correcto, por tanto, modelizar los cambios en el uso del suelo que trae consigo la industria petrolífera, calcular el valor económico de la pérdida de bienestar generada por la degradación ambiental que conlleva y atribuírselos íntegramente a esta explotación, dando por supuesto que, en su ausencia, el bosque húmedo tropical hubiera mantenido constante su capacidad de proporcionar las distintas funciones que se han apuntado. A la hora de simular este fenómeno «natural» de deforestación no ligado a la aparición de las explotaciones petrolíferas, puede constituir un adecuado punto de referencia de partida, por ejemplo, el trabajo de Cropper y Griffiths (1994) en el que, a partir de un estudio que cubre un gran número de países subdesarrollados con extensiones de bosque tropical superiores al millón de Ha, se establece una relación estadísticamente significativa entre las tasas de deforestación (F) que sufren en su territorio, y variables como la densidad de población en el sector rural (RPD); el cambio porcentual en la población (POP); el precio de la madera (TP); y la renta per cápita de la zona en cuestión (PCGDP). Para el caso de América Latina, esta expresión toma la forma: Fi, t 1 Fi, t 6,30 r 10 6 3,63 r 10 2(RDP) 1,96 r 10 2($POP) + Fi, t 1
(13.1)
+ 1,92 r 10 4(TP) 1,23 r 10 2(PCGDP) 556,29(PCGDP)2 6,03(PCGDP) lo que permite, como primera aproximación, calcular las tasas de deforestación «natural» que le corresponderían al entorno, en función del valor de los parámetros correspondientes, y compararlas, posteriormente, con las tasas de deforestación observadas en las zonas de explotación petrolera.
13.3.2. Política económica y usos del suelo El daño ambiental asociado a la colonización depende, en gran medida, del tipo de actividades que desarrollen los colonos una vez llegados (tipo de cultivos, ganadería, silvicultura). Ello, a su vez, y como se mencionó en el Capítulo 2, depende de una serie de variables adicionales, económicas e institucionales, que tienen que ver con la política económica del gobierno (Deininger y Minten, 1999). Podrían destacarse, entre ellas: — El tipo de cambio, que al afectar a los precios relativos de los productos competitivos y no competitivos con el exterior, puede modificar la rentabilidad relativa de los distintos usos del suelo. Se hace necesario, por tanto, analizar el posible grado de sobrevaloración de la divisa nacional (para lo que proporciona una información inestimable el valor del ya mencionado tipo de cambio de
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— — — — —
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cuenta de eficiencia), y su impacto sobre los distintos sectores productivos basados en la explotación del bosque tropical20. Los subsidios del gobierno que afectan directamente a los precios de los productos agrícolas: precios de sustentación, precios mínimos de garantía, etc. Los subsidios del gobierno que repercuten sobre la rentabilidad de las explotaciones agrícolas y ganaderas, al recaer sobre algunos insumos esenciales de la producción: fertilizantes, agua, crédito. Los tipos de interés, que afectan de forma decisiva al horizonte temporal del decisor, y modifican por tanto el valor presente neto de líneas de producción con distinto período de maduración. Las inversiones en infraestructuras que mejoran las condiciones de producción (irrigación), el acceso a las redes de comercialización (vías de comunicación), o la propia asistencia técnica. La fiscalidad relativa de las distintas líneas de producción sustentadas sobre el bosque húmedo tropical.
A estas variables económicas, habría que añadir aquellos cambios institucionales promovidos por el sector público, y que afectan al régimen de tenencia de la tierra y a la seguridad en el disfrute de sus productos. La modelización del escenario de referencia con el que comparar las pérdidas debidas a las operaciones ligadas a la explotación de petróleo no es, pues, tarea sencilla. Resulta, sin embargo, estrictamente necesaria para llevar a cabo un estudio riguroso de la situación creada. Una vez establecido este punto de referencia puede procederse a valorar económicamente la pérdida que supone prescindir de una serie de funciones del bosque tropical.
13.4.
LA ENCRUCIJADA DEL FUTURO: LOS COSTES ECONÓMICOS DE LOS NUEVOS YACIMIENTOS
Como se mencionaba al comienzo de estas líneas, los principales pozos del Oriente ecuatoriano parecen estar alcanzando el final de la vida útil de sus reservas desde una perspectiva económica: cada vez se hace más costoso financieramente extraer el crudo restante. El país, por otro lado, requiere incrementar sus exportaciones ya que necesita con urgencia las divisas que éstas le proporcionan. De hecho, y adelantándose al incremento previsto de la capacidad de producción, el gobierno ha planeado la construcción de un segundo oleoducto, paralelo al primero, que contará con una capacidad de 450.000 barriles diarios: el oleoducto de crudos pesados (OCP)21. Por otro lado, la desaparición de las tensiones fronterizas con Perú ha renovado el interés de las compañías 20
Recuerde el lector que la dolarización plena no se produce en Ecuador hasta septiembre de 2000. A pesar de la controversia que despertaba el proyecto (las asociaciones ecologistas temen que dañe irreversiblemente uno de los santuarios de aves más importantes del mundo: la Reserva de Mindo Nambillo), en febrero de 2001 el gobierno ecuatoriano firmaba un acuerdo con un consorcio formado por EnCana (compañía canadiense, antigua Alberta Energy, con un 31,4 por 100): Repsol-YPF (25,7 por 100); Pérez Companc (15,1 por 100); Techint (4,1 por 100); Occidental (12,3 por 100) y AGIP (7,5 por 100). El contrato para la construcción y el mantenimiento del oleoducto alcanzaba la cifra de 1.300 millones de dólares. Sin embargo, en marzo de 2002, el Ministerio de Medio Ambiente suspendía temporalmente la licencia de obras debido a los daños causados por las obras al bosque tropical. De hecho, un informe elaborado en septiembre de 2002 por Robert Goodland, antiguo director del Departamento de Medio Ambiente del Banco Mundial manifestaba: el OCP «is in substantial non-compliance with... World Bank Group Social and Environmental Safeguard Policies». 21
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petroleras por la prospección y explotación de los yacimientos potenciales situados en el extremo oriental de la actual zona de operaciones. En esta dinámica, ya se han comenzado a conceder los permisos para el desarrollo de campos petrolíferos en el denominado Proyecto Tiputini (Ishipingo, Tambococha y Tiputini: ITT). El cálculo económico aparece como inequívocamente sencillo. Si se compara la rentabilidad de abrir nuevos yacimientos, a la manera tradicional, con la de extraer el crudo remanente en los pozos actuales, el resultado, desde un punto de vista financiero, parece no dejar lugar a dudas. Sin embargo, este cálculo, tal y como se señalaba al comienzo de este capítulo, es miope e incompleto, ya que no toma en cuenta una variable fundamental: los costes ambientales de la apertura de los nuevos pozos (las externalidades ambientales negativas generadas al hacerlo). Desgraciadamente, si las operaciones desarrolladas hasta ahora se han mantenido fuera de las áreas consideradas intangibles por el propio gobierno ecuatoriano debido a su riqueza ecológica y cultural, aunque amenazando indirectamente su propia existencia, los nuevos yacimientos caen de lleno en estas zonas y, en particular, en la Reserva Faunística del Cuyabeno. El peligro potencial que esto implica, es extremadamente alto22. El análisis presentado hasta aquí permitiría realizar, con carácter meramente ilustrativo, un ejercicio de simulación para la valoración de estos servicios y, de esa forma, ilustrar el papel de algunas herramientas analíticas introducidas en los capítulos anteriores en el cálculo de rentabilidad de las distintas alternativas contempladas. A título de ejemplo, simulemos lo que ocurriría si se produjera, debido a la puesta en funcionamiento de los nuevos yacimientos, un proceso similar al experimentado en la zona con anterioridad, es decir, una tasa de deforestación del 5 por 100 anual con un nivel de partida de 2.000 ha el primer año23. Limitémonos a valorar la pérdida de cuatro de las funciones desempeñadas por el ecosistema que conforma la Reserva Faunística del Cuyabeno y que están generando, o pueden generar, un flujo de bienes y servicios monetizable, y sobre las que existe mejor información: — Producción sustentable de productos no maderables. Descartamos la producción sustentable de madera debido a su baja rentabilidad en comparación con actividades alternativas24. En este caso no puede afirmarse con rotundidad que el 22 El Estado ecuatoriano ha firmado distintos acuerdos con las comunidades indígenas de la zona reconociendo sus derechos ancestrales sobre el territorio, y limitando las actividades susceptibles de ser realizadas en el mismo, con el objetivo de garantizar su conservación. El primero de ellos fue firmado en abril de 1992 con la comunidad Cofán de Zábalo, cubriendo un total de 80.000 ha. Quedaban éstas clasificadas en tres categorías: Zona de Uso Intensivo (en la que está permitida la construcción de viviendas, el desarrollo de la agricultura y la extracción de madera para el autoconsumo); Zona de Uso Extensivo (en la que se permite cazar, pescar y la extracción de productos no maderables); y Zona de Conservación (en la que no se permite el desarrollo de ninguna actividad excepto investigación científica, ecoturismo y pesca para la propia supervivencia). En abril de 1995 y julio de 1996 se firmaban acuerdos similares con las comunidades de Puerto Bolívar (Siona) y Playas de Cuyabeno (Quechua). En agosto de 1999 el acuerdo original con los Cofán de Zábalo se extendió a otras 50.000 ha. Es dudoso, sin embargo, que los pueblos indígenas de la zona tengan el poder suficiente como para evitar la entrada de colonos en el territorio (Araya y Peters, 2000). En la actualidad, más de 4.500 familias se han instalado ya en la zona de apoyo de la Reserva, en tierras de propiedad estatal conocidas como el Patrimonio Forestal Cuyabeno, y más de 100 dentro de la Reserva misma. 23 La deforestación inicial podría corresponder a la apertura de las primeras carreteras, instalación de campamentos y llegada de los primeros colonos. El supuesto se puede, indudablemente refinar, pero, siendo conservador, no se aleja sustancialmente de lo ocurrido en el Oriente en los años analizados. 24 Smith et al. (2000) en su estudio sobre la colonización de la Amazonía peruana, también concluyen que la silvicultura sostenible ofrece una menor rentabilidad para los colonos que la agricultura de tala y quema. Véase, asimismo, Seroa da Motta y Feraz de Amaral (2000).
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valor de cada hectárea perdida vendrá dado por el de los bienes y servicios que contenía. En ocasiones, lo que ocurrirá es que, simplemente, las personas se verán obligadas a desplazarse una mayor distancia, en el interior del bosque, para obtenerlos. Ahora bien, si la persona se encuentra en equilibrio, el coste de oportunidad del tiempo de desplazamiento será igual al valor de estos productos, por lo que las estimaciones encontradas con anterioridad sobre el valor de los productos no maderables pueden adoptarse como una primera aproximación. Aceptemos, por tanto, un valor de 115,3 dólares por ha (el promedio de los rendimientos unitarios de las tres parcelas estudiadas) como primera aproximación: obsérvese, por ejemplo, que esta cifra, que es la adoptada por Torras (2000) se sitúa en la parte baja del abanico ofrecido por van Beukering et al., (2003) y que va desde los 5 dólares por ha en la Amazonía brasileña hasta los 422 en la peruana. No resultaría difícil, en cualquier caso, realizar el análisis de sensibilidad correspondiente. — Servicios recreativos para el turismo de la naturaleza. Es de suponer que, dado el perfil de los visitantes de la Reserva, éstos dejarán de acudir a ella una vez que se produzca la colonización del territorio. El Estado ecuatoriano perderá los ingresos derivados del cobro de las entradas, a no ser que habilite un espacio natural comparable (y no existen zonas intangibles parecidas), pero incluso en este caso habría que computar los costes de inversión y promoción del mismo. La economía de la zona perdería los ingresos correspondientes, y lo mismo podría decirse de las empresas ecuatorianas no locales (agencias de viaje, servicios en Quito, etc.), a no ser que los turistas cambien de destino sin escoger otro país. Finalmente, los visitantes se verán privados del excedente del consumidor correspondiente, salvo que obtuvieran un valor similar en los destinos alternativos. Visitantes y no visitantes perderán, en cualquier caso, el valor de existencia que le otorgan a la Reserva. En este ejercicio de simulación vamos a contemplar únicamente los ingresos recibidos por el Estado ecuatoriano por turista extranjero (80 por 100 en promedio de los visitantes), en primera instancia, para luego añadir la pérdida neta de divisas que supone para el país la no realización de un gasto por parte de estas personas. Partiremos de la base de que se perderán no sólo los visitantes actuales, sino el crecimiento en su número que se hubiera experimentado, en condiciones normales, hasta alcanzar la capacidad óptima de carga del ecosistema (25.000 visitantes-año, de los que 20.000 serían foráneos)25. — Secuestro de carbono atmosférico. Esta partida parece más sencilla de estimar, ya que aceptaremos como buena la cifra de 200 tm de carbono, sugerida por Brown et al. (1995), como pérdida por ha al transformar el bosque tropical en tierras de cultivo. Una vez transformadas en tm de CO2 equivalente, introduciremos el valor del mercado de certificados no Kioto (5 dólares), de nuevo tratando de sesgar el resultado en la dirección conservadora. — Preservación de la diversidad biológica. En este caso es difícil, en primera instancia, relacionar el valor de la pérdida de diversidad biológica con una unidad de superficie: la hectárea. La razón es que se desconoce la forma de la función que relaciona la diversidad biológica de un territorio (como quiera que se haya 25 El ejercicio sería más realista si, en lugar de simular una pérdida total de visitantes desde el primer año, como se hará para simplificar, se modelizara una pérdida progresiva de los mismos. Asimismo, la capacidad de carga del ecosistema debería calcularse rigurosamente: el lector interesado en cómo hacerlo puede consultar, por ejemplo, Prato (2001).
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medido) con su superficie, aunque se sabe que no es lineal. Ahora bien, teniendo en cuenta que la metodología utilizada para valorar económicamente esta función se apoya en un eventual alquiler del territorio para la investigación, lo que sí puede afirmarse es que las hectáreas intervenidas y deforestadas dejan de ser susceptibles de entrar en este tipo de acuerdos. No obstante, y siguiendo con la tónica anterior, se escogerá el valor más bajo de entre la gama de los presentados en la literatura para llevar a cabo el ejercicio de simulación: 7 dólares por hectárea26.
13.5.
EJERCICIO DE SIMULACIÓN: RESULTADOS Y EXTENSIONES
El resultado de este pequeño ejercicio de simulación, que el lector puede reproducir con una simple tabla de Excel, y con todas las cautelas del caso, sería el siguiente: el Valor Presente Neto de la pérdida de recursos ambientales a lo largo de los próximos cincuenta años, por estos cuatro conceptos, utilizando una tasa de descuento del 5 por 100, sería de 365,4 millones de dólares27. Por supuesto, no es difícil llevar a cabo un análisis de sensibilidad elemental a partir de los datos propuestos. Por ejemplo, si se considera que, a la vista de lo obtenido en otros trabajos empíricos, el valor de los productos no maderables (115,3 dólares por ha) es muy alto, y se cambia por otro más en línea con la literatura (por ejemplo, 10 dólares), el resultado final sería ahora de 355,38 millones. Por el contrario, si en lugar de computar únicamente los pagos realizados por los turistas extranjeros a la entrada de la Reserva, se toman en cuenta todas las divisas netas que dejan en el país durante su estancia en la misma por adquisición de bienes y servicios (alrededor de 300 dólares), o se adoptara el valor más alto de la diversidad biológica por ha de entre los mencionados en la literatura (90 dólares por ha), los resultados serían, respectivamente, 428,71 y 373,31 millones. Como es fácilmente comprobable, son los pagos por el carbono secuestrado, y en menos medida los ingresos por turismo, los que tienden a dominar el resultado final, por lo que éste es muy sensible a los supuestos realizados al respecto. Ahora bien, a la vista de la situación del Ecuador, el resultado anterior es incompleto. La razón no es otra que el hecho de que el país no ha alcanzado su tasa óptima de ahorro.
13.5.1. El precio de cuenta de la inversión En efecto, el cálculo anterior sería aceptable en una economía desarrollada que se encuentra en una situación de equilibrio intertemporal, en la que la tasa de ahorro es óptima. En Ecuador, sin embargo, éste no es el caso, y debido al hecho de que la tasa de inversión está por debajo de la socialmente deseada, los beneficios susceptibles de ser invertidos tienen un premio sobre su equivalente en consumo: como se apuntó en el 26 Van Beukering et al. (2003) también introducen en sus cálculos el supuesto simplificador de una relación lineal entre la pérdida de diversidad biológica y la superficie deforestada. 27 La inversión total en el Proyecto Ipishingo-Tiputini-Tambococha ronda los 700 millones de dólares (Petroecuador, «Proyectos para el desarrollo», julio de 1998).
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Capítulo 6, la productividad marginal social del capital (r) es mayor que la tasa social de descuento del consumo (i). Si esto es así, los servicios del bosque tropical que dan lugar no a un aumento del consumo local (producción de madera y productos no maderables), sino a un incremento de los ingresos del sector público, máxime cuando éste se materializa en un aumento de la cantidad de divisas (pagos por el secuestro de carbono, la preservación de la diversidad biológica y, parcialmente, ingresos por turismo), deberían ser valorados teniendo en cuenta el precio de cuenta de la inversión. Este premio (l), como recordará el lector, toma la siguiente forma: l r/i en el caso más sencillo, y l
(1 sr) r i sr r
cuando el sector público reinvierte un porcentaje sr de los beneficios obtenidos. El cálculo del valor de la productividad marginal social del capital (r) no es tarea sencilla. Tradicionalmente ha sido computada como la tasa interna de retorno social de la primera de las inversiones públicas descartada debido a las restricciones presupuestarias. Alternativamente, y desde una perspectiva macroeconómica, puede ser computada a partir del estudio de la sobrevaloración del tipo de cambio nacional: el tipo de cambio de cuenta de eficiencia. En un país como el Ecuador, que ha renunciado incluso a mantener su propia moneda nacional, no tendría mucho sentido, sin embargo, tratar de averiguar el grado de sobrevaloración de algo inexistente. No obstante, la dolarización de la economía no quiere decir que el país no tenga problemas de balanza de pagos. Muy al contrario, como se ha visto al comienzo de estas páginas, enfrenta serios problemas de endeudamiento. El resultado de esta presión de la deuda externa es que el gobierno ecuatoriano tiene que pagar un altísimo tipo de interés en los mercados financieros internacionales para obtener liquidez en divisas. Este diferencial es, precisamente, el que permitirá alcanzar el premio a la inversión buscado: la necesidad de hacer frente a los pagos de la deuda está sacrificando inversiones públicas cuya rentabilidad social sería, en el margen, la correspondiente a este diferencial. La penalización que el gobierno ecuatoriano encuentra para conseguir fondos en los mercados financieros internacionales es, actualmente, muy alta. Siguiendo con el criterio conservador que está caracterizando este ejercicio, vamos a suponer, sin embargo, que el precio de cuenta de la inversión es únicamente igual a dos (la productividad marginal social del capital sacrificado por tener que hacer frente a los pagos de la deuda duplica la tasa social de descuento: 5 por 100). Ahora bien, esta situación de ahorro subóptimo es de esperar que no sea permanente, y que el país vaya con el tiempo recuperando su equilibrio macroeconómico intertemporal. Podría suponerse, por tanto (aun contra toda evidencia), que Ecuador logrará alcanzar su tasa óptima de ahorro en el período analizado de cincuenta años. Introduciendo en el escenario base este premio a la inversión, linealmente decreciente hasta alcanzar cero al final del período considerado, para los flujos asociados al pago por el carbono secuestrado, la preservación de la diversidad biológica, y los pagos efectuados por los turistas extranjeros como entrada al parque, la pérdida de los servicios naturales arrojaría ahora un valor presente neto de 546,54 millones de dólares. Es decir, un 49 por 100 aproximadamente más alto.
454
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
13.5.2. La tasa social de descuento En segundo lugar, conviene introducir una matización adicional con respecto a la tasa de descuento utilizada. Como se señalaba en el Capítulo 5, el descuento de los cambios en el bienestar ocurridos en el futuro plantea un serio problema de equidad intergeneracional, y ha sido objeto de numerosas controversias. En el Capítulo 5 veíamos que la práctica convencional consiste en utilizar una tasa social de descuento del consumo (i) tal como: i g·h d siendo: h
C d(dUdC) dUdC dC
donde g es la tasa de crecimiento esperada de la renta (o de cualquier otro indicador de mejora en el bienestar social), h la elasticidad de la curva de utilidad marginal del consumo, y d un factor de preferencia temporal pura (que normalmente se supone igual a cero). Este procedimiento, que es el que genera la tasa del 5 por 100 mencionada unas líneas más arriba, puede considerarse correcto en el ámbito temporal en el que se desarrollan los ejercicios de evaluación social mencionados (20-25 años). Trascendiendo este lapso de tiempo, sin embargo, el valor del futuro cambia cualitativamente: ya no se trata de comparar el valor que le otorga un miembro representativo de la generación presente a cambios en el bienestar que le ocurren ahora o dentro de veinte años, sino que hay que valorar los cambios en el bienestar experimentados por dos personas diferentes, pertenecientes a dos generaciones diferentes. Es por ello que, en aras de una mayor equidad intergeneracional, se recomendaba la introducción de un factor de descuento hiperbólico, tal como: e i log t dt Este cambio no modifica la tasa de descuento subyacente (i), pero al tender el factor de descuento asintóticamente a cero, permite eliminar la tiranía del presente sin caer por ello en la tiranía del futuro que representaría utilizar una tasa de descuento igual a cero. Introduciendo, pues, una tasa de descuento del 4 por 100 para los cinco primeros años, del 3 por 100 para los siguientes 20 años, y del 2 por 100 para los 25 restantes (de acuerdo a la recomendación de Weitzman presentada al final del Capítulo 5), el valor presente neto de las pérdidas ambientales producto de la degradación del bosque tropical sería ahora de 796,12 millones de dólares, para el escenario base (l 1). Si a ello le añadimos el premio a la inversión analizado en el epígrafe precedente (l 1), el resultado sería de 1.090,82 millones de dólares. Estos valores no deben tomarse, ni mucho menos, como una estimación de los costes ambientales introducidos por la exportación de petróleo a partir de los nuevos yacimientos amazónicos que el Ecuador se presta a explotar. Sin embargo, sí podrían ser el primer paso, con todos los refinamientos necesarios, para contemplar, bajo una nueva perspectiva, la rentabilidad de dos alternativas aparentemente descartadas por sus mayores costes financieros: explotar las reservas remanentes en los yacimientos actuales, por un lado, y tratar de hacer las cosas de otra forma, en los nuevos, por otro.
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Se ha contemplado cómo, en efecto, el grueso de los impactos ambientales negativos sufridos por el bosque tropical primario y asociados a la explotación de yacimientos petrolíferos se deriva de los procesos migratorios y de colonización de la tierra que la apertura de nuevas carreteras propicia. En este sentido, cabría plantearse la posibilidad, una vez agotadas todas las reservas de los yacimientos actuales, de proceder a explotar los nuevos sin el concurso de la apertura de nuevas vías de comunicación: es decir, transportando las personas y materiales necesarios por vía aérea. El procedimiento es, sin duda, desde un punto de vista financiero, más costoso. Los beneficios ambientales obtenidos, sin embargo, podrían justificar de acuerdo a la más estricta racionalidad económica, la rentabilidad social de esta opción. El valor de los daños ambientales evitados con ello podría ser una primera aproximación de lo que el Ecuador obtendría, y debería obtener, directa e indirectamente (a través de los pagos correspondientes del resto del mundo), si se optara por estas alternativas más respetuosas con el medio ambiente. Se podría, a continuación, comparar esta suma con el diferencial de costes que supondría para las empresas concesionarias explotar más intensamente los pozos actuales, en lugar de poner en funcionamiento unos nuevos; y operar sin abrir carreteras a los nuevos yacimientos, en lugar de hacerlo de la forma tradicional. El resultado bien pudiera ser que a las empresas involucradas les resultara preferible optar por las segundas alternativas, si reciben las compensaciones suficientes, y que éstas compensaciones estén totalmente justificadas en función del daño ambiental evitado. En este caso, no sería comprensible, desde el punto de vista de una estricta racionalidad económica, que el resto del mundo no proporcionara al Ecuador la financiación suficiente para impedir la destrucción de un ecosistema único. Como es natural, estas cifras son meramente ilustrativas y no debe concedérseles mayor importancia. Sin embargo, no debe perderse de vista que el objetivo de la simulación no era el de proporcionar una cifra concreta, sino el de presentar una metodología que permita ir aproximándose a ella. Lo realmente relevante, en cualquier caso, es ir analizando hasta qué punto la introducción de estas consideraciones, modificaría las alternativas seleccionadas como más rentables, en favor de otras previamente descartadas: la explotación más intensiva de las reservas remanentes en los yacimientos actuales, y la apertura de los nuevos sin el apoyo de la construcción de carreteras, por ejemplo. Si la introducción de los costes ambientales, calculados tal y como se sugiere en este trabajo, modifica la elección final, no sería necesario calcular valores adicionales no contemplados en esta primera instancia. Si, por el contrario, esto no es así, el analista puede ir descubriendo los valores críticos que tendrían que alcanzar estos servicios y valores de no uso no computados, para modificar la decisión final en el sentido de conceder una mayor atención a la preservación de las áreas intangibles. Este sencillo ejercicio de simulación, hecho sin la menor pretensión de rigor, ha permitido poner de manifiesto, esperamos, la utilidad del análisis económico en la resolución de problemas ambientales. Correctamente realizado, permitirá calcular el esfuerzo inversor que estaría justificado, desde una perspectiva estrictamente económica, para evitar los daños ambientales que la explotación de petróleo en los nuevos yacimientos del Oriente ecuatoriano, concretamente el Proyecto Ipishingo-Tiputini-Tambococha (ITT), puede representar para dos zonas intangibles del Ecuador de gran valor ecológico: la Reserva Faunística del Cuyabeno y el Parque Nacional Yasuní.
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
13.6.
RESUMEN
A lo largo de este capítulo, que cierra la parte sustantiva del libro, se ha intentado ilustrar cómo pueden aplicarse no sólo las herramientas sino, sobre todo, el modo de razonar que proporciona el análisis económico, al planteamiento y eventual resolución de algunos problemas ambientales. Se ha escogido para ello un caso que contiene, en su misma esencia, algunos de los conflictos más importantes con los que se enfrentará el analista: conservación-explotación, conservación-pobreza, conservación-divisas-deuda externa, países desarrollados-países subdesarrollados. El hecho de que algunos de los ecosistemas más ricos del planeta atesoren productos de altísimo valor económico inmediato, genera un problema en el que se enfrentan todos estos intereses en conflicto: ¿cómo garantizar el uso del ecosistema que genera un mayor bienestar social presente y futuro, si las funciones más valiosas del mismo las disfruta la humanidad pero no se traducen en un beneficio monetario directo ni para el país, ni para sus habitantes, mientras que la explotación comercial de sus recursos proporciona renta, empleo y divisas? En este capítulo se ha intentado aproximar lo que debería ser una contabilidad adecuada de los costes y beneficios sociales de la explotación de estos recursos naturales, tratando de caracterizar correctamente, como recomienda el Análisis Coste Beneficio, las dos situaciones que se contraponen. Es una manera de proporcionar al decisor social una información más completa sobre el alcance de cada una de las alternativas sobre las que tiene que optar, aunque, como es natural, no le resuelven el problema de fondo planteado más arriba. A la vista de los resultados que, a modo de ilustración se han ido presentando, sí parece, en cualquier caso, que podrían extraerse algunas conclusiones elementales: — No parece buen negocio transformar el bosque tropical primario en terreno agrícola o ganadero, al menos de la forma como lo hace la colonización observada. Debería, por tanto, procurarse que las operaciones de las compañías petroleras no dieran lugar a este fenómeno, tratando, por ejemplo, de llevar a cabo las operaciones necesarias sin abrir nuevas vías de comunicación. — La mejor forma de frenar estos movimientos migratorios, sin embargo, es invertir en la fuente de los mismos: mejorando las condiciones de vida de los emigrantes potenciales en su lugar de origen, para evitar que tengan que tomar la decisión de abandonarlo. Aunque pudiera parecer paradójico, y no contara con la simpatía de la población y las autoridades locales, la mejor forma de ayudar a la zona productora de petróleo y a su población, es invertir una parte de las rentas del petróleo para el desarrollo local, fuera de la zona. — El problema planteado en este capítulo no es un problema del Ecuador. Las funciones del bosque tropical que garantiza su conservación y que maximizan su valor social son, en parte, externalidades que el Ecuador proporciona al resto de la humanidad. Una de las recomendaciones más universales del análisis económico es que, en presencia de externalidades, hay que tratar de internalizarlas, para que el decisor tome en cuenta el valor de lo que hace sobre el bienestar social. La comunidad internacional no puede desentenderse de este problema: internalizar las externalidades ambientales quiere decir, por supuesto, cobrar a quien genera externalidades negativas, pero también quiere decir pagar a quien las genera positivas.
DESARROLLO Y MEDIO AMBIENTE: PETRÓLEO Y BOSQUE TROPICAL
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Nota para consultas adicionales Desde el punto de vista de la identificación de las funciones del bosque tropical, así como de su valoración económica, el texto de referencia es el de Bishop (1999). También vale la pena consultar el trabajo de Torras (2000) ya que contiene una buena muestra de valores económicos para las distintas funciones del bosque, derivadas del análisis de otros trabajos aplicados. Sobre el fenómeno de la colonización agrícola y ganadera del bosque tropical, y las variables que la explican, puede consultarse Angelsen (1995), Chomitz y Gray (1996), Cropper y Griffiths (1994), Eberhart (1998), con referencia a la Amazonía ecuatoriana, y Reardon y Vosti (1995). La importancia del régimen legal de tenencia de la tierra en las modalidades que adopta este fenómeno está tratada en Deacon (1994) y Mendelsohn (1994), mientras que Deacon (1995) hace hincapié en la influencia de la política económica en general. Por su parte, Naughton-Treves (2004) analiza el papel de las vías de comunicación en la deforestación de la amazonía peruana y la pérdida de carbono resultante de la misma. Sierra (2001) analiza el papel de los mercados locales de madera y productos maderables en el proceso de deforestación, también para el caso del Ecuador. Shone y Caviglia-Harris (2006) muestran las dificultades de hacer compatibles la superación de la pobreza y la conservación del bosque tropical en la región amazónica, en este caso en la región de Ouro Preto, en Brasil. Nunes y van den Bergh (2001) ofrecen un trabajo muy completo sobre la valoración económica de la diversidad biológica y sus dificultades. Christie et al. (2006), en este mismo sentido, aplican el método de valoración contingente y el de experimentos de elección para valorar la diversidad biológica, tratando de superar los eventuales problemas de falta de información por parte de los encuestados. Godoy et al. (2002), por su parte, analizan el valor de los productos del bosque tropical para las comunidades locales, en el caso de Bolivia y Honduras, y las diferencias que resultan de acuerdo a los métodos y supuestos utilizados. El valor económico del bosque como proveedor de agua está calculado en Núñez et al. (2006), aunque en este caso, para el bosque templado del sur de Chile. El lector interesado en los datos más específicos del conflicto planteado en el Ecuador entre los pueblos indígenas, los colonos y la explotación de petróleo puede consultar Kimerling (1993), Smith (1996) y Whitter (1989). Con respecto a las características y la evolución de los pueblos indígenas de la zona, el texto de referencia es Almeida (1995). Wunder (1996) es una interesante referencia con respecto al fenómeno del ecoturismo en la zona y su relación con los pueblos indígenas. Las dificultades asociadas con la aplicabilidad de los conceptos convencionales del análisis económico y sus métodos de valoración en comunidades indígenas, están abordadas en dos textos muy recomendables: el de Adamovitz et al. (1998) y el debido a Henrich (2000).
CAPÍTULO
CATORCE EPÍLOGO: SOCIEDAD, MERCADO Y MEDIO AMBIENTE
Como hemos visto a lo largo de las páginas de este libro, la biosfera en general, y el conjunto de recursos naturales y ambientales que la componen, cumple una serie de funciones que tienen un indudable valor para la sociedad. Es responsabilidad del decisor público garantizar un acceso eficiente y equitativo al disfrute de las mismas. Eficiente, en el sentido de que el conjunto de las necesidades satisfechas con el uso de estos recursos genere el mayor bienestar social; equitativo, por la necesidad de respetar el principio de que todas las personas (presentes y futuras) tienen derecho, en pie de igualdad, al disfrute de estos servicios. Para ello, el Estado ha de descubrir el conjunto de funciones de la biosfera, y los bienes y servicios ligados a ellas, que satisfacen las necesidades sociales más valiosas, más urgentes; ha de priorizar en consecuencia unos usos frente a otros, dentro de la matriz de compatibilidades propia de cada recurso; y ha de arbitrar el conjunto de medidas que propicien esta utilización eficiente y equitativa. Nuestra sociedad se define a sí misma, desde el punto de vista económico, como una economía de mercado. El mercado, pues, tanto como sistema real de asignación, como en su papel de proveedor de una lógica de valoración, está adquiriendo una creciente importancia en este proceso de ordenación del acceso al disfrute de los servicios de la biosfera, no sólo en un ámbito meramente académico, sino, sobre todo, en las recomendaciones y aplicaciones prácticas que del mismo se han derivado. Sin embargo, con el logro de niveles superiores y crecientes de vida (que se traducen en una ampliación del conjunto de necesidades cubiertas por los miembros del grupo social e incluso en un ensanchamiento del subconjunto de necesidades consideradas básicas), este papel debería ir reduciéndose. En efecto, al ir la sociedad cubriendo de forma progresiva sus necesidades más esenciales, la biosfera va perdiendo importancia como oferente de una serie de recursos sobre los que se apoyan, directa o indirectamente, un conjunto de actividades productivas, para ir adquiriendo mayor relevancia en su concepción de patrimonio natural, cuyo valor se desliga progresivamente de esta función económica. En este contexto, la lógica de valoración del mercado
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INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
pierde parte de su validez y, en consecuencia, ha de ser sustituida por un conjunto de normas sociales derivadas de un proceso colectivo de decisión, transparente y participativo, que obliga a una presencia decidida del sector público, en su papel de árbitro y garante de los derechos de las generaciones futuras y de todos aquellos grupos sociales imposibilitados de manifestarse. Quizá sea conveniente, para concluir, ahondar un poco más en esta idea.
14.1. LA BIOSFERA COMO RECURSO Y COMO PATRIMONIO El acceso a los recursos naturales y ambientales que, entre otras cosas, constituyen la biosfera, permite a la sociedad la satisfacción de un conjunto no desdeñable de necesidades, incluidas las más básicas. Ahora bien, teniendo en cuenta el carácter no producido de estos recursos originales, su gestión debe apoyarse en el reconocimiento de un derecho igual y universal al disfrute de sus servicios, y no en la lógica de la apropiación privada1. Éste es precisamente el reto al que se enfrenta el administrador público o decisor social: garantizar el acceso a los servicios de la biosfera a todo el mundo en igualdad de condiciones, consiguiendo al mismo tiempo priorizar aquellos usos de la misma que maximicen el bienestar social, que generen un mayor valor social. Cuando el nivel de desarrollo económico y social alcanzado es relativamente bajo, prima la utilización de los recursos de la biosfera con una orientación productivista: explotando directamente estos recursos para la satisfacción de necesidades materiales o para, cuando no son «consumidos» directamente, apoyar sobre ellos la puesta en marcha de una serie de actividades productivas que generan riqueza y empleo. En el primer caso se encontraría, por ejemplo, la transformación de determinados espacios naturales en terreno agrícola; en el segundo, el trasvase del agua para poner en regadío nuevas tierras o la transformación del litoral costero para su explotación turística. Es lógico, dada la urgencia de las necesidades que con ello se satisfacen. En ambas instancias, sin embargo, la satisfacción de una serie de necesidades por parte de la población que utiliza el recurso, transforma a éste, en ocasiones de forma irreversible. Sin embargo, cuando la sociedad va elevando su nivel de desarrollo y, paralelamente, el conjunto de necesidades de sus miembros que podría considerarse cubierto, la demanda social con respecto a los atributos de la biosfera empieza a cambiar. Comienza a primarse su conservación o reversión al estado natural, no intervenido, tanto por el valor que se otorga al disfrute de una serie de actividades en contacto con el medio natural, como por el papel que éste recupera en términos culturales, históricos e incluso de identidad colectiva. Junto a los simples valores de uso del recurso (ahora básicamente valores de uso indirectos y no consuntivos), se comienza a valorar su exis1
Esta afirmación, que probablemente no encuentre grandes objeciones en el terreno de los recursos ambientales (agua, aire, diversidad biológica, paisaje), parece ser más difícil de aceptar en el caso de los recursos naturales (minerales, pesca, bosques vírgenes). Sin embargo, el principio subyacente en ambos casos es el mismo, se trata de «regalos de la naturaleza», y lo cierto es que el análisis económico convencional ha tendido a tratar la apropiación privada de los servicios de estos recursos (de las «propiedades indestructibles del suelo», para utilizar la terminología ricardiana) como difícilmente justificable desde una perspectiva ética. La popularidad de la que han gozado las distintas variantes del impuesto único sobre las rentas de la tierra (Quesnay, J. S. Mill, Walras) no reposa únicamente en consideraciones de eficiencia.
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tencia. Esta evolución del carácter de la demanda con respecto a los servicios de la biosfera viene acompañada, al mismo tiempo, de otro cambio no menos importante: las personas van a dar mayor importancia al disfrute colectivo y compartido del patrimonio natural que al consumo individual de sus atributos. La persona, en definitiva, abandona su papel de consumidor de los recursos de la biosfera y se transforma en un ciudadano que establece con ella una relación basada en el aprecio, más allá de la utilidad que proporcionaba el consumo individual y excluyente de sus atributos. De esta forma, se produce un cambio fundamental en el contenido de las relaciones que la sociedad, la especie humana, establece con el resto de la biosfera y, de resultas de lo anterior, consigo misma.
14.2. EL PAPEL DEL MERCADO El mercado permite la comparación entre el bienestar derivado de los distintos usos alternativos de los recursos naturales y ambientales en términos del valor que cada sujeto afectado otorga a la necesidad que ha satisfecho con ello. Es una posibilidad, ciertamente, aunque tributaria de una perspectiva estrictamente individualista. En efecto, la explotación de los recursos de la biosfera para la producción parece tener un valor fácilmente identificable: el valor monetario de los bienes y servicios obtenidos refleja la disposición a pagar de la sociedad por los mismos y, por tanto, el incremento en el bienestar individual que, para cada persona, su disposición proporciona. Por ejemplo, el valor del recurso agua en un regadío vendría dado por el valor económico (esto es, descontadas las subvenciones directas o indirectas) del incremento neto en la producción que gracias a su presencia se consigue. Alternativamente, el valor de dejar el agua donde está vendría dado por el bienestar que proporciona a sus demandantes el disfrute de sus servicios in situ: la contemplación del agua en su estado natural o el desarrollo de actividades de ocio en su entorno. El hecho de que el recurso posea dichas propiedades en su estado «natural» se traducirá en una revalorización de las propiedades desde las que se puede acceder a su disfrute y, o, a la puesta en marcha de estas actividades ligadas al turismo de la naturaleza. Si las cosas son tan sencillas, ¿por qué no dejar que sea un mercado el que asigne el recurso? Cada uno de los usuarios potenciales «pujaría» por garantizarse su acceso, ofreciendo una cantidad que reflejaría el valor de los servicios que con él genera: la disposición a pagar de la gente por los productos agrícolas, en el primer caso, el disfrute de la naturaleza, en el segundo. Como es natural, en el caso del regadío habría de restarse el coste total de poner el agua a disposición del agricultor: los recursos empleados en posibilitar su trasvase, el impacto ambiental del mismo y la pérdida de calidad de la parte del recurso devuelta al ciclo hídrico. Aun cuando las cosas fueran como acaban de dibujarse, no sería el mercado una buena opción desde un punto de vista operativo, y ello por varios motivos: En primer lugar, porque quedarían fuera del proceso de decisión una serie de colectivos afectados por lo que se hace, pero imposibilitados de expresarse. Por un lado, como es obvio, las generaciones futuras. Por otro, todos aquellos que, dentro de la generación presente, utilizan el recurso de forma no organizada o simplemente no lo utilizan directamente, valorando su mera existencia. Esta ausencia de organización, así como, en el último caso, la no exclusión y la no rivalidad en el consumo, dificulta a estos grupos hacer explícita su disposición a pagar por el recurso, por lo que su demanda no quedaría reflejada en este hipotético mercado.
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En segundo lugar, porque la rentabilidad del acceso a un determinado recurso natural o ambiental (el agua o el litoral costero, pongamos por caso), para el agente que ha de competir en un mercado y que refleja lo que estaría dispuesto a pagar por él, viene determinada por el papel de los servicios de este recurso (agua para riego o para abastecimiento urbano, emplazamiento para un complejo hotelero o un puerto deportivo) en la función de producción de bienes y servicios, o en la función de producción de utilidad de las economías domésticas. En el caso de la agricultura, por ejemplo, la rentabilidad del agua de riego para el agricultor viene dada por la mayor productividad de las tierras de regadío frente a las de secano. El incremento que cuenta, sin embargo, es el que se expresa no en términos físicos, sino en términos de valor, y éste está condicionado tanto por el precio de los insumos utilizados (entre ellos, el agua), como por el de los bienes finales. Podría, en este sentido, resultar muy rentable desde el punto de vista individual utilizar el agua para producir bienes que, por estar altamente subsidiados, representan un incremento muy tenue del bienestar colectivo, siendo la elevada rentabilidad financiera de la operación el efecto de la redistribución de renta que suponen los subsidios a la producción, y no el reflejo de una utilización óptima del recurso. En tercer lugar, porque el agente individual que proyecta en su disposición a pagar por el recurso el valor del bienestar social que su uso depara, no tiene en cuenta las externalidades que la utilización concreta del recurso representa para la sociedad. A modo de ejemplo: — El papel del recurso agua en este caso, en una u otra alternativa, como elemento que propicia el asentamiento de la población en el sector rural (gracias al desarrollo de las actividades productivas que permite: agricultura, servicios turísticos y de ocio), y el consiguiente freno a eventuales procesos de desertización2. — Ligado a lo anterior, el mantenimiento de una determinada forma de vida y del acervo cultural ligado a ella. — Finalmente, el efecto multiplicador que ello tiene sobre las rentas y el empleo de la zona: el impacto directo, indirecto e inducido que las actividades productivas ligadas a la utilización del recurso (agricultura de regadío, explotación de servicios turísticos de disfrute de la naturaleza) tienen sobre la economía de la zona. Como es obvio, junto a estas externalidades positivas, también harán su correspondiente aparición un conjunto de externalidades negativas. Lo fundamental, en cualquier caso, es que el decisor individual no tomará en cuenta estos efectos positivos ni negativos, ya que no se traducen directamente en su cuenta de resultados, y no los reflejará en el precio que estará dispuesto a ofrecer por el acceso a los servicios del recurso natural por cuyo acceso puja en un mercado. De la discusión precedente se sigue que, en definitiva, la sociedad no debería dejar que fuera el mercado el que decidiera en favor de quién se reserva el uso de un determinado recurso natural o ambiental: el mercado refleja la rentabilidad privada (financiera) del acceso a sus servicios, que no tiene por qué coincidir con su rentabilidad económica y social. 2 Como es natural, este fenómeno tiene su contraparte negativa, ya que mantiene la presión de la población sobre los recursos naturales, y puede evitar procesos de regeneración natural del medio.
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14.3. LAS FUNCIONES DE LA BIOSFERA Y LA LÓGICA DEL MERCADO Estas razones han sido suficientemente reiteradas en las páginas anteriores, y no debería hacer falta insistir en ellas. Más interesante, desde la perspectiva de las responsabilidades del Estado, es analizar hasta qué punto el decisor social, aun cuando no se apoye en la mecánica de un mercado, podría incorporar la lógica de asignación del mismo, su lógica de valoración, para distribuir el derecho al disfrute de los servicios de la biosfera. El administrador público, en efecto, podría dilucidar el problema de elegir entre los distintos usos potenciales (y competitivos) de un recurso natural o ambiental, mediante un proceso de valoración que incluyera todos los efectos directos, indirectos e inducidos de cada una de las alternativas posibles, así como los derivados de las externalidades mencionadas, sobre el bienestar social. Se trataría, en última instancia, de construir sobre el papel unos mercados perfectos, de los que se puede eliminar, si se quiere, la influencia de la distribución de la renta, para ver cómo se distribuiría en estas condiciones el acceso a los servicios de un determinado recurso ambiental o natural. Ahora bien, conviene recordar que, aun depurada de cualquier tipo de imperfecciones, la lógica del sistema de mercado es apropiada para la valoración de mercancías. No parece haber gran cosa de objetable en que las mercancías, poseedoras de un valor de uso que la sociedad considera legítimo que una persona pueda intercambiar por una determinada cantidad de dinero, se produzcan y distribuyan de acuerdo a las normas de una institución (el mercado) que establece este tipo de relaciones sociales en su dominio. Sin embargo, esta lógica comienza a dejar de ser aplicable si de lo que se trata es de valorar la biosfera como patrimonio natural, ya que cuando la sociedad así la considera, es porque está afirmando que se trata de un conjunto de bienes que no sólo tienen un valor superior, no exclusivamente instrumental y de uso, sino que se quieren disfrutar de forma colectiva y compartida. En definitiva, que no pueden ser tratados como mercancías. En este sentido, los mecanismos de valoración de necesidades sociales, a los que podría acudir el administrador público para escoger entre alternativas excluyentes de utilización de los recursos de la biosfera, cambian sustancialmente.
14.4.
CONCLUSIÓN
Éste es, pues, el dilema al que se enfrenta el decisor social: ha de administrar un recurso clave, con respecto al que la sociedad reconoce la igualdad de derechos a todos sus miembros, incluidos los todavía no nacidos. La búsqueda de la eficiencia, en el sentido más completo del término, debería priorizar el acceso al uso y disfrute de los recursos naturales y ambientales de acuerdo al valor social que se otorga a las necesidades que con ello se cubren. El problema radica en que el tipo de demanda que la sociedad prioriza con respecto a los servicios de la biosfera va cambiando, por lo que los beneficios derivados de la conservación del patrimonio natural comienzan a desplazar en importancia a los derivados de su explotación productiva. En este contexto, el peligro de acudir al mercado en busca de ayuda, sea como mecanismo de priorización de usos alternativos, sea como proveedor de una lógica aplicable a la resolución social del problema, es muy alto, ya que va a incentivar la explotación de la naturaleza como fuente de recursos naturales y ambientales, degradando, a veces de forma irreversible, el pa-
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trimonio natural que contiene y cuya demanda aumentará al tiempo que lo hace el nivel de desarrollo económico y social. Abríamos estas páginas con ayuda de una cita de Marcel Proust. Llegado el momento de cerrarlas, quizá resulte oportuno recabar de nuevo la ayuda de este gran novelista, a modo de reconocimiento y de recordatorio de nuestra deuda con el arte: «Y aquella voluptuosidad de estar enamorado, de no vivir más que de amor, que muchas veces dudaba que fuera verdad, aumentaba aún de valor por el precio que, como dilettante de sensaciones inmateriales, le costaba: lo mismo que se ve a personas dudosas de si el espectáculo del mar y el ruido de las olas son cosa deliciosa convencerse de que sí, y de que ellos tienen un gusto exquisito en cuanto tienen que pagar cien francos diarios por la habitación de la fonda donde podrán gozar del mar y sus delicias.»
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ÍNDICE TEMÁTICO
Adicionalidad, 421 Activos ambientales, 23, 56, 127, 146, 154, 158, 214, 246, 256, 271, 272, 426 naturales, 131, 147, 203, 221, 271, 275 Aculturización, 387, 449 Agencia Europea del Medio Ambiente, 30, 31, 350 Agua Calidad del, 6, 11, 20, 27, 37, 62, 102, 103, 125, 164, 180, 215, 220, 224, 443, 471 Cantidad de, 22, 59, 61, 220, 237 Virtual, 214, 237-239 Ahorro genuino, 202, 214, 221, 222, 224, 226, 227, 238 Ajuste estructural, 367 Altruismo, 81, 82, 86, 87, 96, 211, 447 Análisis Coste Beneficio Financiero, 182 Coste Beneficio Social, 190 Coste Eficiencia, 171, 177, 179, 204, 205, 209 Coste Factibilidad, 179 del Ciclo de Vida, 332, 349-352, 363, 364 Arrow, K., 97 Auditoría ambiental, 345-347, 358, 364 Banco Mundial, 29, 30, 159, 195, 202, 214, 221, 226, 238, 270, 386, 409, 419, 421 Basilea, convenio de, 14, 33
Bienes de orden superior, 96 públicos, 17, 45-47, 50, 67, 82, 309, 409 superiores, 127, 158 Bienestar social Función de, 155, 199, 200. Blue Ribbon Panel, 128. Bosque Funciones del, 162, 432, 435, 437, 438, 449, 456, 457 Valor del, 435 Calentamiento global, 2, 3, 6, 17, 30, 53, 54, 168, 391, 444 Cambio climático, 2, 3, 12, 15, 20, 24, 30, 31, 36, 53-55, 164, 215, 216, 219, 220, 268 Canon, 28 Capa de ozono, 4-6, 9, 17, 31, 33, 47, 50, 219, 220, 268, 316 Capital Bienes de, 39, 277, 377, 378 Coste de oportunidad del, 154, 194 Costes de, 18, 177 Formación (acumulación) de, 263 Humano, 52, 119, 163, 201, 221, 222, 224, 226, 227, 368, 385, 403 Natural, 162, 201-203, 210, 213, 214, 219, 221, 222, 224, 226-228, 236 Social, 236, 370 CEPAL, 376, 429
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ÍNDICE TEMÁTICO
Certificación ambiental, 53, 215, 400, 413, 414, 423 Ciclo del nitrógeno, 5, 31 del carbono, 5 CITES, 32, 410, 432 Coase, Teorema de, 40, 62, 63, 65, 67 Colonización (de tierras), 372, 373, 379, 406, 433, 435, 437, 438, 446, 448, 451, 455-457 Comercio justo, 400, 413-415, 423, 425 Compás ecológico, 77, 78 Compensación exigida, 65, 120, 122, 123, 446 verde, 27, 129, 130, 203 Constanza, Robert, 133 Contabilidad Nacional, 243, 256 Contaminación Acústica, 16, 18, 20, 32, 101, 136 Atmosférica, 6, 9, 13, 15, 17-19, 23, 26, 31, 45, 50, 103, 104, 140, 147, 174, 220, 250, 274, 291, 357, 374, 375, 382, 389, 438 Hídrica, 10, 32, 104, 374 Luminosa, 16 Convenio Marco de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático, 3, 33 Sobre diversidad biológica, 7 Coste de viaje, método del, 99, 100, 105, 109, 111, 127, 137, 144-146, 158, 179 del usuario, 202, 276, 406 Coste de oportunidad Del capital, 154, 194 Del trabajo, 367 Del tiempo, 457 Costes de abatimiento, 292-294, 298-300, 307, 309, 315 de reposición, 99-102, 144, 298 de transacción, 63, 119, 418, 424 Cuentas de los recursos naturales, 221, 241, 255, 258, 266, 270, 278, 280, 281 del Patrimonio Natural, 260 Cumbre de la Tierra de Río de Janeiro, 3, 7
Daly, Hermann, 203, 405 Decisión multicriterio, 171, 177, 180, 209, 211 multidiscreta, 180 multiobjetivo, 180 Deforestación, 12, 13, 17, 23, 25, 32, 51, 52, 55, 304, 329, 373, 388, 392, 393, 405, 408, 415, 433, 435-438, 443 Democracia de mercado, 127 Derechos de las generaciones futuras, 81, 83, 155, 460 de los animales, 73, 97, 355, 460 de propiedad, 40, 45, 62, 63, 65, 67, 274, 310, 312 Paradigma de los, 40, 62, 67 Desarrollo económico, 23, 226, 235, 329, 364, 375, 379, 384, 407, 460, 464 Desarrollo sustentable (también sostenible), 26, 27, 211 Descuento Del consumo, 153, 156, 160-164, 453, 454 Gamma, 160, 161 Hiperbólico, 150, 165-169, 456 Desempleo, 194, 195, 197, 286, 370, 381, 383, 407 encubierto, 365 Desertificación, 12, 22, 33 Desertización, 12, 13, 32, 463 Desmaterialización (también desvinculación), 216, 340, 392 Deuda ecológica, 400, 420-422, 424 externa, 162, 247, 420-422, 424, 454, 456 Diferenciación social, 363, 364, 368, 369, 371, 372 Dilema del prisionero, 48 Disminución de la utilidad marginal del consumo, 151 Disposición a pagar, 58, 89, 91, 95, 117-119, 122-124, 127, 128, 133-135, 138, 180, 195, 199, 249, 403, 410, 415, 445, 446, 461, 462
ÍNDICE TEMÁTICO
Diversidad biológica Pérdida de, 7-9, 17, 20, 23, 24, 31, 164, 372, 425, 438, 451 Preservación (conservación) de la, 7, 11, 163, 215, 230, 239, 408, 412, 438, 443, 451, 453 Valor de la, 438 Divisas, 64, 65, 194, 201, 377, 380, 382, 405, 407-409, 417, 419, 423, 427, 428, 441, 449, 451-453, 456 Doble dividendo, 300, 301, 309, 326 Dominio público, 199 Dualismo, 363, 370, 371, 397 Dumping ecológico, 397, 399-402, 404, 423, 425, 428 Ecobalance, 347, 348, 363 Ecoeficiencia, 21, 22, 339, 340, 349, 351, 363, 364 Ecoetiqueta (ecoetiquetado), 332, 337, 352, 353, 363, 364, 415 Economía ecológica, 67 Ecotasa, 297 Ecoturismo, turismo de la naturaleza, 44, 409, 410, 416, 425, 426, 451, 458 Efecto invernadero, 2, 6, 22, 31, 215-217, 222, 230, 268, 269, 328, 329, 445 multiplicador, 197, 249, 409, 410, 462 Eficacia, 7, 43, 47, 288-290, 315, 316, 318, 325, 369 Eficiencia, 63, 89, 159, 203, 288, 386, 460 energética, 342 EMAS (Eco Management and Auditing Scheme), 345 Elección discreta, modelos de, 106, 138 Entropía, 245, 246, 332 Ley de la, 421 EPA (Environmental Protection Agency), 312 Equidad intergeneracional, 81, 96, 149, 154, 155, 158, 165, 168, 201, 202, 406, 423, 454 intrageneracional, 71, 96, 157
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Equivalencia de hábitat, análisis de, 99, 129, 130 Estabilización, programas de, 380, 381 Estándar mínimo de seguridad, 203, 210 Ética antropocéntrica, 71, 75, 77, 84, 96, 126 de la Tierra, 75-77, 96 del respeto a la vida, 74 Eutrofización, 5, 11, 14, 268, 429 Excedente del consumidor, 108, 109, 111, 117, 134, 189, 200, 441, 451 Exclusión social, 198, 369 Externalidades, 44, 45, 50, 51, 57, 60, 63-65, 67, 80, 193, 195, 196, 199, 202, 217, 305, 324, 400, 406, 407, 409, 416, 419, 420, 423, 424, 450, 456, 462, 463 Factor 4, 340 Factores de ponderación, 179, 181, 182, 200, 209 distributivos, 128 Fondo Monetario Internacional (FMI), 270, 364, 380 Fondos éticos, 354-356, 363 FSC (Forest Stewardship Council), 405, 414, 415, 425 Función de producción, 42-44, 99, 100, 102, 103, 105, 133, 144, 162, 200, 202, 462 de utilidad, 81, 82, 102, 113, 117, 121, 256, 367, 445 Funciones (de los activos y recursos naturales) Culturales, 446 Ecológicas, 80, 372, 424, 443 Económicas, 440 Recreativas, 226, 441 Gaia, hipótesis, 338, 339, 364 Garantía de buen fin, 305 Gastos defensivos, 216, 219, 248-255, 270, 280, 281 GEF (Global Environmental Facility), 417
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ÍNDICE TEMÁTICO
Generaciones futuras, 64, 65, 73, 81-83, 86, 126, 128, 155, 159, 160, 201, 203, 204, 406 Derechos de las, 81, 83, 155, 460 «Gran Simio», proyecto, 73 Hardin, Garret, 47, 48, 68, 77 Hartwick, John, 202, 276 Hicks, John, 198, 211 Hotelling, regla de, 276, 406 Huella ecológica, 214, 217, 229-239, 421, 422, 424, 436 Impuesto ambiental, 229, 297, 308, 309 INBIO, 411 Incertidumbre, 8, 29, 51, 64, 85, 88, 127, 151, 167, 176, 184-187, 189, 190, 203, 210, 266, 276, 294, 299, 315, 316, 320, 444 Indicadores ambientales, 214 Índice del planeta viviente, 235, 236 Inversión Ética, 354 Precio de cuenta de la, 452, 453, 163, 198 Productividad de la, 161 Rentabilidad de la, 149, 186 Valor social de la, 162, 163 Inflación, 106, 151, 182 Instrumentos económicos, 11, 14, 23, 26, 42, 43, 47, 48, 50, 51, 56, 58, 84, 274 IPCC (Panel internacional de expertos sobre cambio climático), 2, 3, 204 Irreversibilidad, 85, 127 ISO 14001, 58, 69, 70, 71, 72, 73 14004, 69 14011, 73 14012, 71 14031, 71 Kaldor-Hicks, criterio de, 90, 192, 211 Kioto, Protocolo de, 3, 11, 53, 54, 55, 147, 149 Kuznets, curva ambiental de, 93, 117, 127, 128, 129
Leopold, Aldo, 75, 77, 97, 234 Ley de captura, 48, 134 Weber-Fechner, 58, 152 Libre acceso, 47, 48, 50, 67, 97, 101, 134, 232 Lluvia ácida, 6, 10, 17, 30, 32, 38 LULUCF, 57, 419 Mano de obra (véase también «trabajo»), 40, 44, 177, 183, 190, 193, 195-196, 201, 244, 301, 366-371, 378, 384, 386, 405, 436 Costes de, 195 Demanda de, 45, 369 Precio de la, 301 Productividad de la, 27 Oferta de, 370 Marginación, 96, 97, 98, 100, 111, 115, 126, 157 Máxima precaución, principio de, 51, 203, 204, 210 Mecanismo de Desarrollo Limpio, 48, 56, 400, 417, 418, 424 Medidas defensivas, 103, 250 Mercado Economía de, 40, 67, 81, 97, 152, 154, 459 Equilibrio del, 116 Funcionamiento del, 89 Lógica del, 65, 89, 95, 96, 144, 199 Sistema de, 40, 41, 43, 52, 62, 67, 70, 82, 87, 88, 89, 93, 96, 127, 128, 384, 463 Montreal, Protocolo de, 5, 33, 41 Morbilidad, 11, 22, 104, 133, 141, 142, 401, 412 Mortalidad, 104, 120, 141, 142, 204, 401, 412 Naciones Unidas, 2, 3, 5, 6, 8, 13, 53, 54, 218, 231, 233, 242, 249, 254, 255, 261, 270, 271, 280, 281 NAMEA (Netherlands National Accounting Matrix including Environmental Accounts), 261, 267, 268, 269, 282
ÍNDICE TEMÁTICO
Nivel de contaminación óptimo, 17, 40, 57, 61, 69 NOAA (National Ocean and Atmospheric Administration), 32, 129 Normativa ambiental, 14, 20, 22, 34, 51, 59, 61, 63, 64, 70, 73, 84, 85, 86, 90 OCDE (Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económico), 16, 26, 27, 30, 213, 215, 216, 218, 219, 238, 249, 252, 254, 270 Ordenación contingente, 125 del territorio, 14, 21, 50, 409 territorial, 28 OSE (Observatorio de la Sostenibilidad de España), 30 Paisaje, 7, 35, 60, 247, 251, 254, 417 Paradoja del aislamiento, 48, 82, 83, 94 Pareto óptimo de, 63 Permisos de emisión negociables, 15, 32, 36, 37, 38, 39, 40, 51, 52, 53, 56 Período de recuperación, 185 PNUD (Programa de Naciones Unidas para el Desarrollo), 11, 30, 31 PNUMA (Programa de Naciones Unidas para el Medio Ambiente), 2, 5, 10, 12, 30, 33, 387 Porter, hipótesis de, 64, 65, 90 Precio sombra, 66, 67 Precios de cuenta de eficiencia, 194, 195 hedónicos, 99, 100, 101, 114, 117, 118, 119, 136, 137, 144, 145, 147, 261 Preferencia temporal, 149, 153, 155, 161, 163, 182 Preferencias declaradas, 100 reveladas, 100
497
Presión-estado-respuesta, modelo de, 213, 215, 216, 218, 219, 238, 252 Privatización, 40, 63, 65, 67, 81, 372, 381 Productividad Marginal, 42, 44, 94, 95, 96, 107, 153, 154, 160, 161, 162, 163, 369 Media, 42, 230, 235, 421 Producto Nacional Bruto (PNB), 52, 114, 164, 243, 245, 247 Producto Nacional Neto (PNN), 243, 245, 249 Ramsar, Convenio de, 32 Rawls, John, 69, 83, 84, 97, 157 Reciclaje, 19, 25, 60, 75, 81, 86, 87, 88, 202, 215, 231, 263, 264 Recursos Ambientales, 63, 79, 96, 121, 145, 157, 215, 246, 256, 391, 399, 416, 452, 461 Comunes, 47, 48, 50, 52, 67, 368, 372, 373, 404, 416 Renovables, 47, 76, 222, 227, 275, 404, 406, 407 No renovables, 25, 47, 400, 404 Relación Beneficio-Coste, 56, 171, 185 Renta Del capital, 243 De la tierra, 460 Distribución de la, 127, 128, 198, 378, 387, 463 Ricardiana, 199 Rentabilidad Económica, 171, 173, 198, 199, 200, 201, 211 Financiera, 34, 37, 64, 171, 173, 184, 188, 190, 191, 192, 193, 195, 198, 199, 201, 211, 411, 418, 428 Privada, 210, 462 Social, 16, 29, 160, 198, 200, 210, 453, 455 Repetto, Robert, 276, 278 Residuos, 31, 103, 173, 190, 239, 390, 391 Nucleares, 32, 164 Radiactivos, 14
498
ÍNDICE TEMÁTICO
Residuos (Cont.) Sólidos urbanos, 21 Riesgo, 8, 9, 11, 13, 69, 93, 96, 102, 103, 145, 164, 168, 177, 178-181, 193, 248, 273, 275, 278, 300 Riesgo moral, 32 Salario, 44, 96, 98, 105, 107, 119, 120, 369, 370 De cuenta, 195 De reserva, 41 Hedónico, 146 Samuelson, Paul, 125 SCAEI, 242, 249, 254, 270, 271, 273, 277 Sector informal, 370, 407 Servicios ambientales, 8, 24, 48, 100, 129, 130, 131, 137, 138, 147, 217, 222, 232, 246, 248, 256 258, 266, 272, 274 Servicios recreativos, 60, 105, 106, 107, 111, 133, 146, 157, 162, 194, 200, 226, 256, 262, 400, 409, 413, 441, 451 Sesgos, 124 De complacencia, 124 De la hipótesis, 125 Del medio de pago, 124 Del orden, 124 Del punto de partida, 124 Estratégico, 125 Sistema de Gestión Ambiental, 62, 69, 71, 72, 73, 86, 253 Soberanía del consumidor, 127 Sociedad tradicional, 366, 367, 369, 370, 371, 383, 397, 398, 434 Solow, Robert, 83, 202, 276 Subdesarrollo, 1, 364, 365, 366, 370, 372, 376, 398, 413, 416 Subsidios, 11, 29, 30, 31, 42, 216, 252, 380, 382, 435, 449, 462 Ambientales, 28 Subvenciones, 14, 30, 193, 198, 368, 461 Sustentabilidad (sostenibilidad) débil, 172, 202, 210, 211 Sustentabilidad (sostenibilidad) fuerte, 172, 202, 210, 211
Sustitución de importaciones, 65, 378 Sustituibilidad, 13, 100, 102, 121, 202, 210, 214, 227, 276, 282 Relación de, 102 Tablas insumo-producto (input-output), 243 Tasa de ahorro, 161, 162, 163, 167, 194, 198, 214, 221, 385, 452 (sub) óptima, 150, 161, 163 Tasa de descuento, 83, 149, 150, 151, 152, 153, 154, 158, 160, 163, 164, 165, 166, 167, 168, 169, 184, 188, 226, 276, 395, 441, 446, 452, 454 Del consumo, 153, 163, 164 Social, 167 Tasa de interés, 149, 150, 153, 154, 184, 185 Social de interés, 65, 150, 158, 159, 160, 195, 407 Tasa interna de retorno (TIR), 453 Tierra Mercado de la, 436 Productividad de la, 102, 435 Tenencia de la, 365, 405, 439, 449, 458 Tipo de cambio, 3, 186, 194, 195, 210, 379, 380, 384, 386, 448, 453 De cuenta, 195, 453 Tiranía del futuro, 165, 454 Del presente, 150, 165, 454 Trabajo (véase también «mano de obra») infantil, 62, 403, 404, 425 Tragedia de los Comunes, 47 Turismo de la naturaleza: ver ecoturismo, 201, 409, 441, 451, 461 Utilidad aleatoria, modelos de, 99, 111, 146 Utilidad marginal, 58, 151, 152, 156, 187, 188, 194 Valor Añadido, 243, 244, 245, 248, 252, 255, 265, 266, 269, 273, 405 De cuasi-opción, 85, 204
ÍNDICE TEMÁTICO
De existencia, 86, 87, 96, 442, 443, 445, 446, 451 De no uso, 86, 121, 442 De opción, 85, 86, 189, 445 De uso, 84, 85, 87, 114, 145, 405, 410, 441, 445, 465 económico, 42, 43, 62, 67, 80, 101, 104, 111, 120, 131, 140, 180, 198, 275, 372, 402, 410, 437, 440, 443, 444, 448, 456, 458, 461 Económico Total (VET), 62, 70, 84, 88, 145, 146, 200, 437 Extrínseco, 70 Financiero, 56, 411, 439 Inmanente, 70, 71, 72, 73, 74, 78 Instrumental, 87 Intrínseco, 70, 71, 87
499
Presente Neto (VPN), 37, 54, 103, 158, 171, 184, 196, 199, 222, 226, 261, 276, 370, 394, 412, 440, 441, 449, 452, 453, 454 Social, 57, 64, 158, 162, 163, 197, 198, 204, 210, 410, 456, 459, 460, 463 Superior, 22, 23, 87, 94, 96, 445, 463 Valoración contingente, 99, 112, 121, 124, 125, 127, 128, 133, 135, 136, 137, 138, 144, 145, 179, 195, 410, 442, 445, 458 Vida estadística, valor de la, 142, 412 WRI (World Resources Institute), 4 Wuppertal, Instituto, 66 Zonificación, 14
Introducción a la
segunda edición
economía ambiental DIEGO AZQUETA
Coautores: Mauricio Alviar Lilia Domínguez Raúl O´Ryan
La Economía Ambiental es la rama del análisis económico que aplica los instrumentos del mismo a la problemática del medio ambiente. Con ello pretende ofrecer una información relevante en tres campos estrechamente relacionados. En primer lugar, con respecto a las causas de la degradación del medio natural que tienen su origen en la esfera de la economía, y que son la mayoría. Comprender e identificar estas variables es algo fundamental a la hora de resolver los problemas ambientales. En segundo lugar, con respecto a los costes, también económicos, que para la sociedad supone esta pérdida de recursos naturales y ambientales. Una buena gestión de los recursos de la biosfera se facilita notablemente si se cuenta con una valoración económica de los mismos, aun cuando se sea consciente de que el valor económico es, por definición, únicamente una parte de su valor total. En tercer lugar, la Economía Ambiental ofrece un análisis riguroso de las distintas medidas que podrían adoptarse para tratar de revertir el proceso de degradación ambiental: de su eficacia, de su eficiencia, y de sus implicaciones sobre el resto de variables económicas (empleo, competitividad, equidad, etc.). Estos son los temas que aborda este libro, sin olvidar la importancia que tienen, para la resolución de los problemas ambientales en una economía crecientemente globalizada, las relaciones económicas y comerciales entre países desarrollados y países subdesarrollados. El presente es un libro de economía, también para no economistas. No requiere nada que vaya más allá de las nociones básicas que se encuentran en cualquier libro de Introducción a la Economía y, a cambio, el lector no economista se familiarizará con una forma de abordar los problemas ambientales que puede resultar de interés. Por su parte, el economista encontrará en él la aplicación de los instrumentos con los que está perfectamente familiarizado a una realidad nueva y fascinante, la del medio ambiente. Esta segunda edición ha experimentado cambios sustanciales con respecto a la primera, algo natural en un campo tan dinámico. Prácticamente todos los capítulos se han modificado en profundidad. Han desaparecido epígrafes y capítulos completos, y se han introducido otros nuevos. Por supuesto, se ha llevado a cabo un esfuerzo sistemático de actualización de las lecturas recomendadas en cada uno de ellos. La novedad más importante de esta segunda edición, sin embargo, es la contribución a la misma de tres autores latinoamericanos de reconocido prestigio en el campo de la Economía Ambiental, que no sólo han enriquecido notablemente el texto con sus aportaciones, sino que lo han acercado más a la realidad de América Latina.
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