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
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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............................................................................
xv
PRESENTACIÓN DE LA SEGUNDA EDICIÓN ............................................. xvii
INTRODUCCIÓN ...............................................................................................
xix
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 ................................
69
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............................................................................
99
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
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140
141
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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
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165
166
167
168
x
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
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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
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308
309
310
310
312
315
315
319
xii
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
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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
xiv
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,
xvi
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.
xviii
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.
xx
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-
INTRODUCCIÓN
xxi
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-
xxii
INTRODUCCIÓN
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,
INTRODUCCIÓN
xxiii
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-
xxiv
INTRODUCCIÓN
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-
INTRODUCCIÓN
xxv
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.
xxvi
INTRODUCCIÓN
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
2
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
3
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).
4
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-
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
5
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).
6
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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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).
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
7
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).
8
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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-
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
9
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).
10
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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-
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
11
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).
12
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
13
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.
14
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
15
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).
16
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
17
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.
18
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— 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
19
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
20
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
21
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
22
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
23
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
24
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.
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
25
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.
26
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
27
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-
28
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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-
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
29
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-
30
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
31
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].
32
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— 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].
LOS PROBLEMAS AMBIENTALES
33
— 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.
34
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
35
— 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.
36
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— 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
37
— 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.
38
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— 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
40
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
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
41
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.
42
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
43
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.
44
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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-
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
45
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.
46
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
47
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
48
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
49
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
50
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
51
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
52
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
53
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
54
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
55
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
56
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
57
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.
58
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
59
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).
60
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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-
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
61
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
62
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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».
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
63
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.
64
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
65
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).
66
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
EL PROBLEMA DESDE UN PUNTO DE VISTA ECONÓMICO
67
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).
68
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
70
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
2
¿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).
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
71
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).
72
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— 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).
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
73
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).
74
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— 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.
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
75
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
76
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.»
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
77
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).
78
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
79
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:
80
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— ¿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.
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
81
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).
82
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— 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
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
83
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…
84
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
85
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.
86
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
87
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
88
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
89
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.
90
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
91
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.
92
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
93
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.
94
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
95
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.
96
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
EL VALOR DEL MEDIO AMBIENTE
97
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-
100
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
101
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
102
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
103
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.
104
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
105
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.
106
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
107
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.
108
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
109
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
110
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
111
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).
112
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
—
—
—
—
—
113
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 Œ 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)
114
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
115
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.
116
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— 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
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
117
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
118
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
119
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.
120
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
121
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.
122
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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…?
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
123
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-
124
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
125
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.
126
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
127
— 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.
128
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.
129
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
130
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
131
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
132
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
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133
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).
134
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
135
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.
136
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
137
— 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.
138
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
MÉTODOS DE VALORACIÓN DE LA CALIDAD AMBIENTAL
139
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)
donde C denota las concentraciones.
C(EB)
(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)
i1
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 _______
r)t
t 0 (1
(5.1)
siendo el factor de descuento[1/(1 r)t].
Alternativamente, en tiempo continuo,
VP Nte
25
0
rt
dt
(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.
EL DESCUENTO DEL FUTURO
153
— 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.
154
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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:
rir
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.
EL DESCUENTO DEL FUTURO
155
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,
156
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
EL DESCUENTO DEL FUTURO
157
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).
158
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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:
EL DESCUENTO DEL FUTURO
159
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.
160
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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:
ig·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.
EL DESCUENTO DEL FUTURO
161
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.
162
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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:
ri
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
EL DESCUENTO DEL FUTURO
163
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).
164
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— 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).
EL DESCUENTO DEL FUTURO
165
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
⬁
s. a.
s· t ct
(1
a lím (ct, st)
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.
166
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
EL DESCUENTO DEL FUTURO
167
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).
168
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).
EL DESCUENTO DEL FUTURO
169
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
172
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
173
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:
174
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
ANÁLISIS COSTE BENEFICIO
175
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-
176
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
177
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
178
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:
dj [Z *j Zj (X)]
[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
Wj j 1
Z *j Zj (X)
Z *j Z 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
—
—
—
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
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
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
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 t0
Bt
(1
Ct
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
(1
t0
Ct
0
TIR)t
(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
P 2 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
r̄)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 (r̄). 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
—
—
—
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
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
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
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.
196
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
Tabla 6.3.
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
—
20
—
—
—
—
—
—
—
—
20
TOTAL
—
20
—
—
—
—
—
—
—
—
20
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
—
—
—
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
180
40
10
—
20
20
20
20
20
20
20
20
20
20
—
—
0
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
10
—
260
260
260
260
260
260
260
260
260
260
—
—
20
5
20
5
20
5
20
5
20
5
20
5
20
5
20
5
20
5
20
5
—
125
125
125
125
125
125
125
125
125
125
310
45
65
65
65
65
65
65
65
65
195
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
— 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
197
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-
198
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
199
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
200
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
201
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
Yi
Xi
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
242
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
247
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.
248
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-
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
249
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
250
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-
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
251
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
CONTABILIDAD NACIONAL Y CONTABILIDAD AMBIENTAL
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
283
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-
286
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.).
POLÍTICA AMBIENTAL
287
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-
288
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
POLÍTICA AMBIENTAL
289
— 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.
290
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
— 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.
POLÍTICA AMBIENTAL
291
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
292
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
POLÍTICA AMBIENTAL
293
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
294
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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-
POLÍTICA AMBIENTAL
295
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.
296
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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-
POLÍTICA AMBIENTAL
C
C
297
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.
298
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
t*
0
RA
B
RB
D
A
B
E*
E*A
EA,B E*B
Figura 9.4.
F
E
POLÍTICA AMBIENTAL
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).
300
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
POLÍTICA AMBIENTAL
301
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.
302
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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.
POLÍTICA AMBIENTAL
303
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).
304
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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).
POLÍTICA AMBIENTAL
305
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).
306
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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
POLÍTICA AMBIENTAL
307
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).
308
INTRODUCCIÓN A LA ECONOMÍA AMBIENTAL
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