LA ECONOMÍA DE LA CALIDAD AMBIENTAL

En el capítulo anterior se llegó a la conclusión de que el sistema de mercado, por sí mismo, probablemente funcione inadecuadamente en cierta medida cuando se involucran problemas de contaminación ambiental. Es decir este sistema normalmente no generará resultados que sean socialmente eficientes. Esto correspondía a un planteamiento de la economía pósitivista: el estudio de cómo se presentan en efecto los acontecimientos en el mundo real; de qué manera llegan a ocurrir diversos resultados. La cantidad de producción que en realidad aparece en un mercado su precio son asuntos de la economía positiva. Esta también incluye cuestionamientos como cuánto dióxido de sulfuro (SO2) produce un grupo de plantas generadoras de energía, de qué modo se relacionan con las selecciones de combustible hechas por las empresas de servicio público, y así sucesivamente. Ahora el estudio se centrará en el cuestionamiento sobre las políticas públicas: si no nos agrada el hecho de que ciertos resultados ocurran en el mundo económico real, ¿cómo podríamos cambiarlos? Estos asuntos corresponden a la economía normativa; si, por ejemplo, el objetivo consiste en reducir la cantidad de SO2 en el aire, ¿cómo debería llevarse a cabo esto?

Existen muchos problemas por abordar que se encuentran estrechamente relacionados con las políticas. En primer lugar, hay que identificar el nivel más apropiado de calidad ambiental que se busca alcanzar. El segundo problema consiste en encontrar la manera de dividir la tarea para lograr las metas de calidad ambiental. Si hay muchos contaminadores, ¿cómo debería intentarse una distribución entre ellos de una reducción global de las emisiones? En tercer lugar, es necesario dar respuesta a la pregunta de cómo se distribuyen los beneficios y costos de los prog’ramas ambientales a través de la sociedad, y si esta distribución es apropiada. En este capítulo se abordan estos temas desde una perspectiva conceptual; en los capítulos que siguen s observarán alternativas de políticas específicas.

Antes de desarrollar el modelo sencillo de política es necesario hacer énfasis de nuevo en que la efectividad de la política pública depende de la información apropiada sobre cómo funcionan realmente los sistemas ambientales y económicos. Esto podría denominarsela base científica de la política ambiental: el estudio de cómo las empresas y los consumidores por lo general toman sus decisiones en la economía de mercado, de la manera en que se emiten residuos en el entorno natural, y las formas como se comportan estos residuos en el ambiente para producir daños humanos y no humanos. Miles de científicos han estado trabajando en tales cuestiones para aclarar estos diversos vínculos. Será necesario continuar haciendo un

gran esfuerzo para ampliar la base científica sobre la cual han de desarrollarse las políticas ambientales.

Diversos tipos de contaminantes ambientales re.luieren obviamente variados tipos de políticas públicas, pero para construir los análisis necesarios sobre las políticas se debe comenzar por un modelo muy simple que despliegue los fundamentos de la situación sobre las pohticas. La esencia del modelo consiste en una simple situación de mediación (trade-o[f) que caracteriza todas las actividades del control de la contaminación. Por una parte, reducir las emisiones disminuye los daños que las personas sufren por la contaminación ambiental; por otra parte, reducir las emisiones requiere emplear recursos que podrían utilizarse en alguna otra cosa.

Para representar esta mediación (trade-off), considérese una situación sencilla en la cual una empresa (por ejemplo, una procesadora de pulpa) expulsa residuos de su producción en un río. A medida que los residuos son arrastrados por la corriente, éstos tienden a transformarse en constituyentes químicos menos dañinos, pero antes de completarse este proceso, el río en cuestión atraviesa una gran área metropolitana. Las personas del área utilizan sus aguas para diversos propósitos, que incluyen recreación (montar en bote o ir de pesca) y como fuente para un sistema municipal de suministro de aguas. Cuando el río se contamina con los desperdicios industriales, las personas que viven río abajo se ven afectadas por el desequilibiio de éstos y otros servicios suministrados por el río. Entonces, a un lado de la mediación (trade-off) se encuentran los daños que experimentn las personas cuando se degrada el ambiente.

Río arriba, la procesadora infractora podría reducir la cantidad de efluentes arrojados si hace un tratamiento de sus desechos antes de descargarlos, al igual que si recicla ciertos materiales que simplemente se descargan a través de la tubería de residuos. Este acto de reducir —o de recuperar— una parte de sus desperdicios exigirá determinada cantidad de recursos, cuyos costos afectarán el precio del papel que

produce’. Estos costos de reducción (abate’ment cosis) constituyen el otro aspecto de la mediación básica para el control de la contaminación.

Patios por la contaminación

Por “daños” se quiere decir todos los impactos negativos que los usuarios del ambiente experimentan como resultado de la degradación de éste. Estos impactos negativos son de muchos tipos y, por supuesto, varían de un activo ambiental a otro.. En ci ejemplo de la contaminación del río, los afectados eran las personas que se recreaban, quienes ya no podían hacer uso de éste o tenían mayor posibilidad de adquirir enfermedades traídas por el agua, y todos los habitantes de la ciudad, quienes tendrían que pagal más para tratar las aguas antes

de que pudieran colocarla en los acueductos públicos. La contaminación del aire produce daños mediante sus inipacros en la salud humana. Muchas muertes por enfermedades como el cáncer del pulmón, bronquitis crónica y enfisema se relacionan con niveles elevados de varios contaminantes, como el dióxido de sulfuro, las fibras de asbesto y las emisiones de radón. La comanáinación del aire puede ocasionar daños a través de la degradación de materiales (ha sido necesario resguardar todas las esculturas importantes de la Finrencia del Renacimiento, que se encontraban al aire libre, para protegerlas de la contaminación del aire), y el daño del ambiente visual. Además del daño ocasionado a los seres humanos, la destrucción ambiental puede tener impactos importantes en diversos elementos del ecosistema no humano. Algunos de éstos, como la destrucción de la información genética en las especies de plantas y animales conducidas a la extinción, finalmente tendrán implicaciones importantes para los seres humanos. Calcular los daños ambientales es una de la tareas básicas que enfrentan los científicos y economistas ambientales, problema qe se analizará ampliamente en el capítulo 7.

En general, cuanto mayor sea la contaminación, mayores serán los daños que produzca. Para describir la relación entre la contaminación y los daños, se utilizará la idea de una función de daño (dama ge ¡iinction). Una función de daño muestra la relación entre la cantidad de un residuo y el daño que ocasiona. Se puede diferenciar entre las ¡ñnciones de daño por emisiones, que muestran la relación entre la cantidad de un residuo expulsado por una fuente o fuentes particulares y los daños producidos, y las funciones (le daño ambiental, que muestran cómo los daños se relacionan con la concentración de un residuo contenido en el ambiente natural. El principal enfoque gráfico será la función de daño marginal, que muestra el cambio en los daños que se originan por el aumento unitario en emisiones o concentración en el entorno. Tam1

bién se pueden utilizar éstos para analizar los daños totales, puesto que se sabe que, geométricamente, el área comprendida bajo la función de daño marginal es igual a los daños totales.

Varias funciones de daño marginal se representan en la figura 5.1. Las dos de la parte superior son ftmciones de daño marginal por emisiones; los ejes horizontales miden la cantidad de un efluente expulsado en el ambiente durante un periodo específico. Las unidades exactas (libras, toneladas, etc.), en cualquier caso particular, dependen del contaminante específico involucrado. Los ejes verticales miden los daños ambientales, En términos físicos, el daño ambiental puede incluir muchos tipos de impactos: kilómetros de costas contaminadas, cantidades de personas que contraen enfermedades del pulmón, animales exterminados, cantidades de agua contaminada y otros impactos. Cada caso de contaminaéión ambiental normalmente involucra múltiples tipos de impactos cuya naturaleza dependerá del contaminante implicado y del tiempo y lugar donde se expulsa. Para considerar estos impactos, de manera general, es necesario estar en capacidad de sumarlos a una sola dimensión. Para este propósito se utiliza una escala monetaria. Algunas veces es fácil expresar el daño en unidades monetarias; por ejemplo, los gastos de “defensa” que las personas hacen para protegerse de la contaminación, como un mayor aislamiento para protegerse del ruido. Sin embargo, usualmente es muy difícil, como se observará más adelante.

La ftmnción de daño marginal por emisiones, que aparece representada en la grá

•fica (a) de la figura 5.1, muestra que los daños marginales se incrementan moderadamente sólo al comienzo pero se aceleran más rápidamente a medida que las emisiones se hacen cada vez mayores. El trabajo realizado por científicos y economistas ambientales parece sugerir que ésta es una forma típica para muchos tipos de contaminantes, aunque probablemente no para todos. A niveles bajos de emisiones, los daños marginales pueden ser comparativamente pequeños; las concentraciones del entorno son tan moderadas que sólo las personas más sensibles de la población se ven afectadas. Pero cuando los niveles de emisiones se incrementan, los daños se acumulan, y a niveles de emisiones incluso mayores, los daños marginales se hacen muy elevados a medida que los impactos ambientales se hacen más extendidos e intensos.

En la gráfica (b) se muestra una función de daño marginal (debido a las emisiones) que tiene la misma forma general de la gráfica (a) (es decir, ésta señala un incremento en el daño marginal), pero comienza en un punto mucho más alto del eje vertical y aumenta más agudamente. Eto podría representar una sustancia tóxica que tiene un efecto mortal incluso a niveles muy bajos de emisiones.

Las dos relaciones que aparecen en la parte inferior de la figura 5.1 son las funciones de daño marginal del entorno. Mientras que ]os ejes verticales tienen un índice monetario de daños, los ejes horizontales tienen un índice de concentración ambiental, como partes por millón (ppm). La gráfica (c) señala una función compleja que se

incrementa a concentraciones bajas, luego tiende a nivelarse hasta que alcanza mayores concentraciones, después de lo cual se incrementan rápidamente los daños. Esto podría aplicarse, por ejemplo, a un contaminante del aire que ocasiona notables daños entre los miembros particularmente sensibles de una sociedad sometidos a concentraciones relativamente bajas, y entre todas las personas que se encuentran sometidas a

concentraciones muy altas, en tanto que en los rangos medios los daños marginales no se incrementan rápidamente. La gráfica (d) muestra una función de daño marginal en el entorno que comienza a la derecha del origen, y luego se merementa en forma lineal con la concentración del entorno.

Las gráficas (a) y (d) presentan una característica que, de hecho, es bastante controvertida. Estas tienen umbrales o límites permisibles, es decir, valores de emisiones o concentraciones del entorno por debajo de los cuales los daños marginales son cero. Así, el contaminante se puede incrementar a estos umbrales sin ocasionar ningún incremento en los daños. Como se observará en los capítulos siguientes, la supuesta existencia o no existencia de un umbral en las funciones de daño para los contaminantes particulares ha tenido impactos importantes en las políticas de control ambiental en el mundo real. Ha habido prolongadas y fuertes controversias acerca de si las funciones de daño de ciertos tipos de contaminantes tienen o no umbrales.

Necesitamos observar con mayor profundidad el concepto de la función de daño, puesto que deseamos utilizarlo para expresar y analizar diversos tipos de problemas sobre la contaminación y los enfoques para las políticas públicas. En lo que resta del capítulo los análisis podrían realizarse bien sea con las funciones ambientales o con las funciones de emisiones. En este caso se han escogido las relaciones de emisiones, puesto que es más fácil utilizar estas relaciones cuando se llegue al control de la contaminación a partir de las fuentes particulares de emisiones. Con relación a esto, en la figura 5.2 se muestran dos funciones de daño marginal debido a las emisiones. Es importante recordar que, así como se analizaron las curvas de demanda y oferta anteriormente, éstas tienen un tiempo específico, y muestran las emisiones y los daños marginales para un periodo en particular. Existen dos formas de comprender esto. En una se supone que, para simplificar, se tiene un contaminante estrictamente no acumulativo. De esta manera, todos los daños ocurren en el mismo periodo de las emisiones. Un supuesto un poco más complejo es que para un contaminante que se acumula con el paso del tiempo, la función de daño señala el valor total que las personas asignan a los daños actuales y futuros. En el capítulo 6 se analizará este concepto con mayor amplitud.

En primera instancia considérese sólo una de las funciones de daño marginal; por ejemplo, la menor que aparece señalada con DM1. En los capítulos anteriores se analizó la relación que existe entre las cantidad 28 des marginales y totales; por ejemplo, la relación en tre los costos totales y marginales. En este caso se tiene la misma relación. La altura de la curva de daño marginal señala cuántos da Emños totales se modificarían con un pequeño cambio en la cantidad de emisiones. Cuando el nivel de cf luen tes se encuentre en el punto marcado con e1, por ejemplo, los daños marginales son US$12. Es decir, si las emisiones se incrementan en una tonelada a partir del punto e1, los daños que sufren las personas expuestas a estas

emisiones se incrementarían en US$12; por la misma razón, si las emisiones disminuyen en una carltidad pequeña en el punto e1, los daños totales se reducirían en US$12. Puesto que la altura de la curva, medida en el eje y, muestra los daños marginales, el área comprendida bajo la curva, entre el punto donde está cero y algún otro punto como aquél señalado con e1, señala los daños totales asociados al nivel de emisiones. En el caso de la función marginal de daño DM1 y el punto e1, los daños totales son iguales a la cantidad monetaria expresada por ci área triangular acotada por el eje x, la curva DM1 y la cantidad de efluentes e1. Esta corresponde al área b en la figura 5.2. A este nivel de emisiones, los daños totales que se presentarían si la función de (laño fuera DM2 sumarían una cantidad igual al área comprendida bajo DM2 en este caso, (a+b),

¿Cuáles factores podrían tenerse en cuenta para explicar la diferencia entre DM1 y DM2 en la figura 5.2? Supóngase que éstos se aplican al mismo contaminante. Se observa que la curva denominada DM2 está por encima de DM1 así, para cualquier nivel determinado de emisiones, los daños marginales son mayores para DM2 que para DM1. Al nivel de emisiones e1, por ejemplo, un pequeño incremento en los efluentes aumentaría los deterioros en US$12 si la función de daño marginal fuera DM1, pero en US$28 si fuera DM2. Recuérdese que cualquier función de daño muestra los impactos de expulsar un efluente particular en un momento y

lugar específ icos, de tal manera que es posible una explicación en la cual DM2 se refiere a una situación en la cual muchas personas son afectadas por un contaminante, como en una gran área urbana, en tanto que DM1 se refiere a un área rural con una población más dispersa; es decir, cuanto menor cantidad de personas haya, menor será el daño. En otras palabras, un factor importante que desplaza hacia arriba las funciones de daño, es un incremento en la cantidad de personas que están expuestas a un contarninante particular.

Otra posibilidad que podría suministrar una explicación de por qué una función de daño marginal se encuentra por encima de otra consiste en que aunque éstas se aplican al mismo grupo de personas, se refieren a periodos diferentes. El daño resulta de la contaminación del entorno, aunque lo que se tiene en el eje horizontal es la cantidad de emisiones. El funcionamiento del ambiente es lo que vincula estos dos factores. Supóngase que el contaminante referido es una clase de material expulsado al aire por empresas industriales que se localizan en las cercanías de un área urbana, y que las funciones de daño se refieren a los impactos que experimentan las personas que viven en esa área. La función de daño marginal DM2 podría ocurrir cuando hay una alteración en la temperatura que atrapa al contaminante sobre la ciudad y produce concentraciones relativamente altas en el entorno. Por otra parte, DM2 sería la función de daño cuando los patrones normales de vientos prevalezcan, y la mayoría de los efluentes sean arrastrados en dirección contraria y fuera del área. De este modo, los mismos niveles de emisiones en dos momentos distintos podrían generar

niveles de daño considerablemente diferentes debido a los funcionamientos del ambiente natural.

Después de considerar el concepto de los daños, se debe observar el otro lado del balance (trade-ofj) mencionado anteriormente. Existe la tendencia a no hacerlo, para concluir por el contrario que las funciones de daño suministran toda la información necesaria para tomar las decisiones sobre el control de la contaminación. Se podría estar tentado a afirmar, por ejemplo, que la sociedad debería esforzarse por conducir los niveles de emisiones cerca del punto e2, en el que los daños marginales son cero, o quizá incluso en el origen, que corresponde a un punto en el cual las emisiones son cero. Podría existir ciertos, contaminantes y situaciones en las cuales el nivel eficiente de emisiones es en verdad cero. Sin embargo, para determinar esto se tiene que observar el otro lado del problema: los costos de reducción.

Costos de reducdóo

Los costos de reducción son aquéllos que se generan al disminuir la cantidad de residuos expulsados en el ambiente, o al reducir las concentraciones ambientales. Considérese la procesadora de pulpa localizada río arriba. En su curso normal de operaciones, ésta produce gran cantidad de desechos orgánicos. De acuerdo con el supuesto de que esta planta tiene libre acceso al río, la forma más barata de deshacerse de estos desperdicios consiste simplemente en bombearlos al río. No obstante, la empresa normalmente tiene medios tecnológicos y administrativos para reducir estas emisiones, Los costos de llevar a cabo estas actividades se denominan “costos de reducción”, puesto que son los costos de disminuir, o reducir, la cantidad de residuos arrojados al río. Estos costos diferirán de un tipo de efluente a otro. Los costos de reducir las emisiones de SO2 de las plantas generadoras de energía

eléctrica serán obviamente diferentes de los costos de disminuir, por ejemplo, los humos tóxicos de las plantas químicas. Incluso para las fuentes que producen el mismo tipo de efluentes, los costos de recuperación posiblemente son diversos debido a las diferencias en’ las características tecnológicas de la operación. Una fuente puede ser relativamente nueva puesto que utiliza moderna tecnología de producción, mientras que otra puede ser anticuada porque utiliza una tecnología mucho más contaminante. En el análisis que sigue téngase en cuenta que la “reducción” (abatement) se utiliza con la connotación más amplia posible, e incluye todas aquellas formas que hay para reducir las emisiones: cambios en la tecnología de la producción, sustitución de insumos, reciclaje de residuos, procesos de tratamiento, abandono de un lugar, etc.

Como se ha acostumbrado hasta ahora, esta idea se representará en forma grfica. De igual manera, es más conveniente trabajar con los costos marginales de reducción que con los costos totales de reducción. Las unidades de los ejes son las mismas de las anteriores: las cantidades de contaminantes en el eje horizontal, y el valor

monetario en el eje vertical. Los costos marginales de reducción de emisiones muestran los costos agregados de lograr una disminución de una unidad en el nivel de emisiones, o, de manera alternativa, los costos ahorrados si las emisiones se incremeritan en una unidad. En el eje horizontal, las curvas de costos marginales de reducción se originan en los niveles no controlados de emisiones; es decir, los niveles de emisiones previos al comienzo de cualquier actividad de reducción. En general, estas curvas presentan una pendiente ascendente hacia la izquierda, hecho que ilustra el crecimiento de los costos marginales de reducción2.

En la figura 5.3 aparecen tres funciones alternativas de costos marginales de reducción. La que aparece en la gráfica (a) esboza los costos marginales de reducción que aumentan muy moderadamente cuando se comienzan a reducir las emisiones, pero que aumentan luego muy rápidamente cuando las emisiones se hacen relativamcnte pequeñas. La gráfica (b) presenta los costos marginales de reducción que aumentan rápidamente desde el comienzo. La gráfica (c) ilustra una curva de costos marginales de reducción que tiene una fase inicial decreciente, seguida por valores crecientes. Esto podría caracterizar una situación en la cual las pequeñas reducciones pueden únicamente ser manipuladas por medios técnicos que requieren una inversión inicial considerable. Para reducciones un poco mayores, los costos marginales pueden de hecho decrecer, ya que se pueden utilizar estas técnicas de manera más completa. Hacia el final, sin embargo, los costos marginales de reducción se incrementan. Se debe tener en cuenta que al tratar los costos de reducción se está abordando un concepto de costos similar al analizado en el capítulo 3. El nivel de costos encontrado cuando se lleva a cabo cualquici tarea particular depende de la tecnología disponible para realizarla y también de las habilidades administrativas que se aplican

a esa tarea. Es muy posible que se asuman costos de reducción extremadamente altos si se utiliza tecnología equivocada o si lo que hay disponible se utiliza de manera

incorrecta. —

Para investigar con mayor detenimiento el concepto de costos marginales de reducción, considérese la figura 5.4, en la cual aparecen dos curvas de costos marginales de reducción. Por ahora concéntrese en la curva superior, señalada con CMR2. Ésta comienza en un nivel de efluentes, marcado con e, el nivel no controlado de emisiones. A partir de allí, la curva presenta una pendiente ascendente hacia la izquierda. Comenzando en el nivel rio controlado, las primeras unidades de reducción de emisiones pueden lograrse con un costo marginal relativamente bajo. Considérese de nuevo la procesadora de pulpa. Esta primera pequeña disminución puede obtenerse si se agrega una modesta laguna de sedimentación. Sin embargo, cuando se reducen un poco más los niveles de emisiones, disminuye el costo marginal de lograr reducciones adicionales, Por ejemplo, para lograr una reducción del 30% al 40% es posible que la procesadora tenga que invertir en nueva tecnología que sea más eficiente en términos de la utilización del agua. Una reducción del 60% al 70% en efluentes podría requerir considerable tecnología nueva de tratamiento, además de todos los pasos tornados previamente, mientras que una reducción del 90% al 95% podría emplear equipos muy costosos para reciclar virtualmente todos los residuos que genera la producción en la planta. Así, cuanto mayor sea la reducción en las emisiones, mayores serán los costos marginales de generar reducciones adicionales.

Esto produce una función de costos marginales de reducción, la cual se hace más ascendente cuando se reducen las emisiones.

Por supuesto, existe un límite superior para estos costos de reducción. La opción extrema para una sola planta o fuente de contaminación consiste en suspender las operaciones para lograr en consecuencia un nivel cero de emisiones. Los costos de tomar esta opción dependen de las circunstancias. Si la fuente es sólo una pequeña planta que se halla dentro de una gran industria conformada por mu tante cuando se examinen los diversos tipos de políticas de control de la contaminación, puesto que uno de los criterios que se utilizarán para evaluar estas políticas consiste en saber qué cantidad de incentivos para el ahorro en costos suministran éstas a las empresas que se involucran en la investigación y desarrollo, a fin de producir nuevas tecnologías de control de la contaminación.

Costos magbiaes de red.wcói agregados

En el análisis que se realizó en las páginas anteriores se trató la función de costos marginales de reducción como un concepto que se aplica a una sola empresa; por ejemplo, una sola procesadora de pulpa en un río. Supóngase, sin embargo, que se desea hablar acerca de los costos marginales de reducción (le un grupo de empresas, quizá un grupo de compañías en la misma industria o un grupo de empresas que se localizan en la misma región. La mayor parte (le las políticas ambientales, especialmente en los niveles estatales o federales, se proyectan hacia el control de las emisiones provenientes de grupos de fuentes contaminantes, no sólo de contaminadores individuales. Supóngase, además, que las funciones de los costos marginales de reducción individuales difieren entre unas empresas y otras. Por ejemplo, si se interna controlar los contaminantes orgánicos en el puerto de Boston o en la bahía de San Francisco, se haría frente a una gran diversidad de fuentes diferentes en distintas industrias con variadas

tecnologías de producción y, en consecuencia, con funciones individuales de costos marginales de reducción muy diferentes. En este caso se tendría que construir la función de los costos marginales de reducción agregados, o generales, para el grupo de empresas sumando en conjunto las curvas de los costos marginales de reducción individuales.

Aunque esto parece simple, y básicamente lo es, conducirá a uno de los conceptos más importantes que están implícitos en el diseño de políticas ambientales efectivas. Se debe tener en cuenta la idea central de la función de costos de reducción. Esta es una función que muestra la forma menos costosa de lograr reducciones en las emisiones para una empresa individual si se observa una función individual de costos marginales de reducción individuales, o para un grupo de fuentes contaminantes si existe interés en la función de los costos marginales de reducción agregados.

La figura 5,5 muestra, a la izquierda, dos funciones de costos marginales de reducción individuales, denominados fuente A y fuente B. Se observa que éstas no son las mismas (aunque recuérdese que fas escalas son iguales; es decir, se está tratando con el mismo contaminante). CMRA conuenza en 20 toneladas/semana y aumenta más bien rápido cuando se reducen las emisiones. CMR5 también comienza en el nivel no controlado de descargas de 20 toneladas/semana, pero aumenta mucho menos rápido. ¿Por qué la diferencia? Quizá la fuente B es una planta más moderna con alternativas tecnológicas más flexibles para el control de la contaminación. O quizá las fuentes, aunque producen el mismo tipo de efluentes, están fabricando diferentes bienes de consumo. utilizando diversas técnicas de producción. Por alguna razón, tienen diferentes curvas de costos marginales de reducción.

La curva de costos marginales de reducción agregados es una sumatoria, o conjunto, de estas dos relaciones individuales. No obstante, puesto que las curvas individuales son diferentes, existe una gran diferencia en la manera como se suman. El problema es que cuando se tienen dos fuentes (o cualquier otra cantidad mayor que 1) con diversos costos de reducción, el costo total dependerá de la manera como se asignan las emisiones totales entre las fuentes diferentes. El principio que se desea seguir es agregar en conjunto las dos funciones individuales, de tal manera que se generen los menores costos posibles en cuanto a los costos marginales de reducción agregados. La manera de hacerlo es sumarlos en forma horizontal. Selecciónese un nivel particular de costos marginales de reducción; por ejemplo, el que aparece señalado con no en la figura 5.5. Este nivel de costos marginales de reducción se asocia con el nivel de efluentes de 10 toneladas/semana de la fuente A, y un nivel de efluente de casi 7 toneladas/semana de la fuente B. Así, en la curva agregada, los costos marginales de reducción de w se asociarían a un nivel de efluentes de 10 toneladas + 7 toneladas = 17 toneladas/semana. Los demás puntos en los costos marginales de reducción agregados se encuentran de la misma manera, sumándolos en forma horizontal en las curvas de costos marginales de reducción individuales.

En efecto, lo que se ha hecho en este caso es invocar el importante principio equimarginal, una idea que se introdujo en el capítulo 4. Si se va a tener la curva de costos marginales de reducción agregados mínimos, el nivel agregado de emisi-2ones debe distribuirse entre las diferentes fuentes de tal manera que éstas tengan los mismos costos marginales de reducción. Comiéncese en el punto 10 toneladas/semana sobre la curva agregada. Obviamente, este total de 10 toneladas podría distribuirse entre las dos fuentes en cualquier cantidad de formas: 5 toneladas en cada fuente, 8 toneladas en una fuente y 2 en la otra, etc. Sin embargo, una sola distribución suministrará los menores costos marginales de reducción agregados; ésta es la distribución que conduce a las diferentes fuentes hacia cl punto en el cual tienen exactamente los mismos costos marginales de reducción. Al final del capítulo se volverá a tomar este principio equimarginal mediante un sencillo ejemplo numérico.

El nive dllceiite de emsiones

Después de haber considerado en forma separada la función de daños marginales y la función de costos marginales de reducción, funciones relacionadas con un contaminante particular que se libera en un lugar y momento específicos, ahora hay que confrontar estas dos relaciones para observar qué pueden ofrecer. Esto se hace en la figura 5.6. En ésta se esboza un conjunto de dos curvas convencionalmente estructuradas, la función de costos marginales de reducción y la función de daños marginales que se señalan, respectivamente, con CMR y DM. Los daños marginales tienen un umbral en el nivel de emisiones é, en tanto que el nivel no controlado de emisiones se encuentra en

El nivel “eficiente” de emisiones se define como aquél en el cual los daños marginales son iguales a los costos marginales de reducción. ¿Cómo se justifica esto? Se observa el balance (trade-off. inherente al fenómeno de la contaminación: cuanto mayores sean las emisiones que amenazan a la sociedad, o a una parte de ésta, mayores serán los costos que generan los daños ambientales. Menores emisiones requieren que la sociedad asuma mayores costos en forma de recursos dedicados a las actividades de reducción. El nivel eficiente de emisiones es, entonces, el nivel en el cual estos dos tipos de costos exactamente se neutra-

lizan entre sí; es decir, en el cual los costos marginales de reducción son iguales a los costos marginales de daño. Éste es el nivel de emisiones e en lafigura 5.6. Los costos marginales de daños y los costos marginales de reducción son iguales entre sí, y al valor w en ese nivel de emisiones.

También es posible analizar este resultado en términos de valores totales, puesto que se sabe que los totales son las áreas comprendidas bajo las curvas marginales. Así, el área triangular señalada con a (acotada por los puntos í, e* y la función de daño marginal) esboza los daños totales existentes cuando las emisiones se encuentran en el nivel e”, en tanto que el área triangular b señala los costos totales de reducción en este nivel de emisiones. La suma de estas dos áreas (a + b) es una medición de los costos totales sociales de e* toneladas por año de este contaminante en particular. El punto e* es el punto único en el cual esta suma se minimiza. Obsérvese que el área a no es necesariamente igual al área b.

Se podría dar la impresión, teniendo en cuenta el lugar donde se localiza el punto

en el eje x, que este análisis lleva a la conclusión de que el nivel “eficiente” de emisiones siempre es aquel que involucra una cantidad relativamente grande de emisiories y

considerables daños ambientales. Éste no es el caso. Más bien lo que se intenta desarrollar es una forma conceptual de observar una mediación o balance (trade-ofJ). En el mundo real cada problema de contaminación es diferente. Este análisis suministra una forma generalizada de plantear el problema que, obviamente, se ha adaptado a las especifidades de cada caso particular de contaminación ambiental. Por ejemplo, en la figura 5.7 se han esbozado 3 situaciones diferentes que podrían caracterizar contaminantes ambientales en particular. En cada caso e* representa el nivel eficiente de emisiones, y w señala los costos de daño marginal y los costos marginales de reducción para esa cantidad de emisiones. En la gráfica (a) se tiene un

contaminante para el cual e” se encuentra bastante a la derecha de cero (por supuesto,

ya que el eje horizontal no tiene unidades no es claro exactamente qué significa

“bastante a la derecha”). Sin embargo, los daños marginales en este punto son has-

pequeños, así como lo son los daños totales y los costos de reducción, como se

ilustra mediante el tamaño pequeño de los triángulos que corresponden a estos valo-

res. La razón es que se tiene un contaminante con el cual tanto los costos marginales

de reducción como los daños marginales se incrementan en primera instancia sólo

muy lentamente.

La gráfica (b) presenta una situación en la cual la función de reducción marginal

se incrementa moderadamente, y luego en forma rápida; en tanto que la función de

daño marginal se incrementa muy rápidamente desde el comienzo. En este caso e” se

bastante a la derecha de cero, y w se encuentra muy arriba si se compara

con el primer diagrama (suponiendo que en el eje vertical de estos diagramas todos

tienen la misma escala). Obsérvese, sin embargo, que en e” los costos totales de re-

ducción son considerablemente mayores que los daños totales, como se indicó me-

los tamaños relativos de los triángulos que miden estos valores totales (a y b).

Lo que se destaca en este caso es que no es la igualdad de los costos totales de

reducción y los daños totales la que define el nivel eficiente de efluentes, sino la

igualdad de los costos marginales de reducción y los daños marginales,

En la gráfica (c) de la figura 5.7 el nivel eficiente de emisiones es cero. Nohay punto de intersección de las dos funciones en la gráfica; incluso el área a no aparece en la gráfica. La única forma en que se podría obtener la intersección es si de alguna forma se extienden hacia la izquierda del eje vertical, pero esto implicaría que las emisiones deberían ser en realidad negativas, lo cual representará utia rareza que se evitará. Lo que hace e” = O es que la función de daño marginal no comienza en cero, sino más bien sobre la abscisa, implicando que incluso la primera pequeña cantidad de este contaminante ubicado en el ambiente ocasiona gran daño (quizá este diagrama se aplica a algún material extremadamente tóxico). Con relación a éstos, los costos marginales de reducción son bajos, suministrando un nivel eficiente de emisiones de cero.

El mundo real es un lugar dinámico, y esto es especialmente cierto en el control de la contaminación ambiental. Para los propósitos de este texto, por ejemplo, esto implica que el nivel de emisiones que era eficiente el año anterior, o la pasada década, no necesariamente corresponde al nivel eficiente de la actualidad, o posiblemente del futuro. Se conocen los factores que fundamentan la función de costos de daño marginal y la función de costos marginales de reducción y, en consecuencia, se advierte que cuando cambia cualquiera de estos factores implícitos, se desplazarán las funciones y también cambiará e”, el nivel eficiente de emisiones.

Antes de abordar esto es necesario recordar lo que se pretende hacer. Recuérdese la diferenciación que se hizo antes entre economía positivista y economía normativa, entre lo que es la economía y lo que debería ser la economía. La idea del nivel eficiente de emisiones está fundamentalmente en la categoría de la economía normativa, es

decir, bajo la idea de lo que debería ser. En este caso se presenta el nivel de entisiones

e”, el nivel que balancea los costos de reducción y los costos de daño, como una meta

deseable para la política pública. Esto no debe confundirse con el nivel real de cmi

tante

siones; si el mundo funcionara de tal manera que el nivel real de emisiones fuera

igual a, o estuviera cercano, al nivel eficiente, presumiblemente no habría necesidad

de preocuparse por intervenir mediante políticas ambientales de uno u otro tipo. Por

supuesto esto no es así, lo cual define por qué debe mirarse hacia la política pública.

En la figura 5.8 se analizan diversas formas en las cuales e” podría cambiar cuando

se modifiquen los factores implícitos. La gráfica (a) muestra los resultados de un

desplazamiento ascendente en la función de daño marginal, de DM1 a DM2. Una de

las formas con las cuales podría suceder esto es mediante el crecimiento de la pobla

encuentra

ción. DM1 podría aplicarse al municipio en 1950, y l)M2 al mismo municipio en 1990,

después de que ha aumentado su población. Más personas significa que dada una

cantidad de efluentes se ocasionarán más daños3. Esto conduce a una conclusión que

es intuitivamente directa: el nivel eficiente de emisiones cae de e) a e. Con una fun

diante

ción de daño marginal mayor, la lógica de la mediación (trade-off) de eficiencia con-

duciría a dedicar más recursos para el control de la contaminación.

La gráfica (b) de la figura 5.8 muestra el caso de un desplazamiento en la función de

costos marginales de reducción, de CMR1 a CMR2. ¿Qué podría ocasionar esto? Lo más

obvio, quizá, es un cambio en la tecnología de control de la contaminación. Anteriormente se anotó que los costos de reducción dependen críticamente de la tecnología disponible para reducir las corrientes de efluentes: la tecnología de procesos de tratamiento, la tecnología de reciclaje, la tecnología de combustibles alternativos, etc. Por lo general, surgen nuevas técnicas debido a que se invierten recursos, talentos y energía en la investigación y el desarrollo. De este modo, el desplazamiento descendente en los costos marginales de reducción, que aparecen esbozados en la figura 5.8, podrían ser el resultado del desarrollo de nuevas tecnologías de tratamiento o reciclaje que hacen menos costoso disminuir la corriente de efluentes de este contaminante en particular. Tampoco debe sorprender que ello conduzca a una reducción en el nivel eficiente de emisiones, como se indicó mediante el cambio de e a e. Obsérvese que esto podría conducir a un incremento o a una disminución en el costo total de reducir las emisiones. Antes del cambio, los costos totales de reducción tenían una cantidad igual al área (a + b); es decir, el área comprendida bajo CMR1 entre el nivel no controlado e’ y la cantidad e. Después del cambio, los costos totales de reducción son iguales al área (b + c), y la cuestión de silos costos totales de reducción en el nivel eficiente de emisiones se han incrementado o disminuido depende de los tamaños relativos de las dos áreas a y e. Esto a su vez depende de las formas de las curvas y del punto hasta el cual se ha desplazado la curva de costos marginales de reducción; cuanto más se haya desplazado ésta, mayor probabilidad habrá de que el nivel eficiente de costos totales de reducción después del cambio excedan los costos antes del cambio4.

Costos de eiecucó de leyes*

Hasta el momento se han considerado sólo los costos privados de reducir las emisiones. Sin embargo, las reducciones de emisiones no suceden a no ser que se dediquen recursos para hacer cumplir regulaciones. Para incluir todas las fuentes de costos es necesario agregar al análisis los costos marginales de la ejecución de leyes. Algunos de éstos son privados, como los registros contables adicionales de los contaminado- res. Sin embargo, el grueso lo representan los costos públicos relacionados con diversos componentes del proceso de hacer cumplir las regulaciones. En la figura 5.9 aparece un modelo sencillo de control de la contaminación con los costos de la ejecución de las leyes adicionales. A la función normal de costos marginales de reduc se han agregado los costos marginales de ejecución de las leyes, que suministran una función de costos totales marginales denotada con CMR + E. La distancia vertical entre las dos curvas de costos marginales es igual a los costos marginales de la ejecución de las leyes. El supuest o esbozado en la gráfica es que los costos marginales de la ejecución de las leyes, es decir, los costos agregados de hacer cumplir regulaciones que se requieren para hacer que las

emisiones se reduzcan en una unidad, se incrementan a medida que disminuyen las emisio nes. En otras palabras, cuanto más contaminadores haya que reduzcan las emisiones, más costoso representa imponer reducciones adicionales. En algunas partes de este libro más adelante habrá mucho que decir con relación a la ejecución de leyes y sus costos.

En efecto, la suma de los costos para la ejecución de leyes desplaza hacia la derecha el nivel eficiente de emisiones, lugar donde estaría si fueran cero. Además esto señala la importancia viCal de tener óptima tecnología para la ejecución de leyes, puesto que menores costos

marginales para la ejecución de leyes harían que CMR + E estuviera más cerca de CMR, disminuyendo el nivel eficiente de emisiones. De hecho, el cambio técnico en la ejecución de leyes tiene exactamente el mismo efecto en el nivel eficiente de emisiones que el cambio técnico en la misma reducción de emisiones.

EiprcipQØq1ÍiúiØinaI aJfradoadu oide nisirnis”‘

Antes de avanzar es necesario dar una última mirada muy explícita al principio equimarginal. Una de sus implicaciones es que si un contaminante tiene múltiples fuentes y se desea reducir el nivel general de emisiones en la forma menos costosa, se deben disminuir las emisiones de cada fuente de acuerdo con el principio equimarginal. Lograr los menores costos de reducción o, de manera alternativa, alcan zar la mayor reducción de emisiones para determinado costo total exige que se satisfaga el principio equimarreducdón ginal.

Para ilustrar esto obsérvense las cantidades que aparecen en la tabla 5.1. Esta muestra xphcitamente los costos marginales de reducción de ca da una de dos empresas que expulsan un residuo particular en el ambiente. Si ninguna de estas fuentes se esfuer 9 za por controlar las emisiones, cada una emitirá 12 toneladas/semana. Si la planta A reduce sus emisiones en 1 tonelada, es decir, hasta 11 tonela 5 das/semana le costará US$ 1,000/se- mana; si ésta reduce sus efluentes hasta llegar a 10 toneladas/semana, sus cos 3 tos de reducción se incrementarán en US$2,000/semana, y así sucesivainen 1 te. Obsérvese que las relaciones de costos marginales de reducción de las dos fuentes son diferentes: la de B se incrementa más rápido que la de A.

Supóngase que inicialmente cada planta emite en el nivel no controlado; las emisiones totales serían entonces de 24 toneladas/semana. Ahora supóngase que se desea reducir las emisiones totales hasta la mitad del nivel actual, o sea, un total de 12 toneladas/semana. Una forma de hacer esto sería tener reducciones equiproporcionadas; puesto que se desea tener una reducción total del 50%, se requiere que cada fuente disrninuya el 50%. Si la fuente A redujera el 50% hasta 6 toneladas/semana, sus costos marginales de reducción en este nivel serían de

US$6,000/-2semana, en tanto que a este nivel de emisiones los costos marginales de reducción de la fuente B serían de US$20,000/semana. Los costos totales de reducción del total de 12 toneladas podrían hallarse al sumar los costos marginales de reducción; éstos son US$21,000/semana para la fuente A (US$1,000 + US$2,000 + US$3,000 + US$4,0 00 + US$5,000 + US$6,000), y US$56,000/semana para la fuente B (US$2,000 + US$4,000 + US$6,000 + US$10,000 + US$14,000 + US$20,000), o sea para un gran total de US$77,000/semana.

No obstante, es posible lograr la reducción general de 12 toneladas/semana con un costo total considerablemente menor. Esto se sabe, puesto que con la reducción equiproporcionada se está violando el principio equimarginal; los costos marginales de reducción no están igualados cuando cada fuente reduce su efluente a 6 toneladas/semana. Lo que se busca son tasas diferentes de emisiones de las dos fuentes, en las cuales, simultáneamente, éstas no emitan más de 12 toneladas de efluentes y tengan los mismos costos marginales de reducción. Esta condición se satisface si la fuente A emite 4 toneladas, y la fuente B, 8 toneladas. Estas tasas se suman a un total de 12 toneladas y suministran a cada fuente costos marginales de reducción de US$ 10,000/semana. Al calcular los costos totales de reducción en estos niveles de emisiones se suministra la suma de US$39,000/semana para la fuente A (US$1,000 + US$2,000 + US$3,000 + US$4,000 + US$5,000 + US$6,000 + US$8,000 + US$10,000) más US$22,000/semana para la fuente B (US$2,000 + US$4,000 + US$6,000 + US$ 10,000), o sea para un gran total de US$61,000/semana. Se ha obtenido entonces, de acuerdo con el principio equimarginal, la reducción deseada en las emisiones totales con un ahorro de US$ 16,000/semana sobre el caso de una reducción equiproporcionada.

De este modo, se observa que un plan de reducción de emisiones, que sigue la regla equimarginal, suministra una reducción de emisiones a un costo mínimo. Otra forma de expresar esto es que para cualquier cantidad particular de dinero dedicada a la reducción de efluentes, se puede obtener la máxima reducción cuantitativa en efluentes totales si se sigue el principio equimarginal. La importancia de este principio no se puede sobrestimar. Cuando se definió el nivel eficiente de emisiones, se supuso que se iba a trabajar con la función de costos marginales de reducción menor posible. La única forma de lograr esto es controlando las fuentes individuales de acuerdo con la regla equimarginal. Si se diseñan políticas públicas bajo la regla de las reducciones equiproporcionadas para las diferentes fuentes, se trabajaría con una función de costos marginales de reducción mayor de lo que debería ser. Además, uno de los resultados de esto es que se definiría un nivel “eficiente” de emisiones mayor de lo que debería ser o, para expresar lo mismo, se buscarían reducciones menores en las emisiones de las que serían socialmente eficientes.

SOSTENIBILIDAD A LARGO PLAZO

El modelo que se analizó en este capítulo se basa en de la idea de la eficiencia, donde las decisiones se hacen al comparar los costos y los beneficios; en el caso riel control de la contaminación se comparan los costos marginales de reducción y los daños marginales. Surge entonces la pregunta sobre si este enfoque es consecuente con la noción de sostenibilidad a largo plazo, según se discutió en el capítulo 2. Al comparar los costos y los beneficios como en este caso, ¿no se da prioridad inmerecida a quieiies están en mejor posición de tener sus valores tenidos en cuenta, es decir, las generaciones actuales? ¿No se estará, quizás, teniendo

en cuenta suficientemente a las generaciones futuras? Ellas no están presentes para ser escuchadas directamente, de tal modo que la única manera como se pueden tener en cuenta es a través de la motivación heredada de las actuales generaciones. la cual podría no ser suficientemente fuerte.

Esto no representaría un problema si todos los recursos ambientales fueran renovables y todos los contaminantes no acumulativos. Sin embargo, estas condiciones no se mantienen. La extinción de especies es para siempre, ciertos contaminantes de efecto prolongado pueden acumuiarse para convertirse en legados de la actual generación para los individuos de las futuras generaciones. En la historia de la raza humana, impactos ambientales muy negativos a largo plazo con frecuencia han socavado finalmente la productividad de la base de recursos de una sociedad5. La mayor parte de estos impactos han sido regionales o locales en su campo de acción; por ejemplo, la salinización de los suelos en las tierras bajas del Tigris y el Éufrates (1900-1600 A.C.)6. En la actualidad continúan estas situaciones locales y regionales, y ahora existe preocupación por la sostenibilidad mundial a largo plazo.

La respuesta fácil consiste en expresar que los costos marginales de reducción y (especialmente) las funciones de daño marginal de nuestro modelo básico deben interpretarse como si contuvieran todos los impactos, tanto a corto pinzo como a largo plazo, hasta lo que se puede predecir de ellos. Conceptualmente, esto es correcto, pero en la práctica puede ser difícil de realizar. Es mucho más fácil estimar los costos y los daños a corto plazo, que los costos y los daños que se presenten en circunstancias propicias en el futuro. La gran incertidumbre sobre los impactos futuros, a menudo implica que se dé mayor importancia a los impactos mejor conocidos a corto plazo. El otro problema es cómo comparar los efectos presentes y futuros. ¿Debería considerarse, a partir de ahora, un daño por valor de US$1 que ocurrirá dentro de 100 años, como si friera el equivalente al valor de US$1 en daños ocurridos en la actualidad?

Algunos especialistas sugieren que se podría identificar un límite superior en daños en términos estrictamente físicos. En cualquier mediación (trade-off de corto plazo que se desee hacer para lograr la eficiencia, se deberían identificar los niveles de emisiones que, si se excedieran, disminuirían considerablemente la condición física a largo plazo de algunos recursos del ambiente. Para ciertos recursos renovables, como algunas especies de plantas y animales, quizá es posible identificar este punto a cierto nivel inferior al cual se generaría la extinción. Sin embargo, para la mayor parte de los recursos ambientales, un limite físico no es definible. Todas las decisiones, incluso si involucran impactos a largo plazo, deben incorporar juicios humanos hasta cierto punto. Y cuando se involucran juicios de valor, las mediaciones (tradr-offi) automáticamente se tornan relevantes.

RESUMEN

En este Capítulo se observó un modelo sencillo de control de la contaminación. este se basa en ¡a noción de una mediación o balance (trade-off) de daños ambientales y de Costos de reducción de la Contaminación. Se introdujo la noción de una función de daño marginal, en la que se muestran los daños marginales sociales que resultan de diversos niveles de emisiones de residuos o niveles de contaminantes del entorno. Luego se consideraron las relaciones de los costos marginales de reducción, primero para una fuente individual de contaminación, y

luego para un grupo de dichas fuentes. Después, al abordar estos dos tipos de relaciones, se definió un nivel eficiente de emisiones: aquel nivel en el cual los daños marginales y los costos marginales de reducción son iguales. En este nivel de emisiones se minimizan los costos sociales totales, es decir, el total de los costos de reducción y de los daños.

El nivel eficiente de emisiones esté soleto a cambios cuando se modifican los factores implícitos, El crecimiento de la población y los resultados de los estudios científicos pueden modificar las furlciones de daño marginal, y los cambios tecnológicos pueden ocasionar el desplazamiento (le las funciones de costos marginales de reducción. Algunas veces se escuchan ciertos planteamientos según los cuales “el nivel óptimo de la contaminación nunca puede ser cero”. Aunque esto puede ser cierto cuando se consideran todos los contaminantes en conjunto, definitivamente no es serdad cuando se tienen en cuenta los contaminantes individuales. Se ilustró un caso en el cual el nivel eficiente de un contaminante particular es cero. Finalmente, se repasó el principio equirnarginal cuando éste se aplica al control de la contaminación. Este principio establece que con múltiples fuentes que tienen diversas funciones de costos marginales de reducción, determinada reducción total de emisiones se logra a un costo total mínimo sólo si se distribuye la reducción de emisiones entre las diversas fuentes, de tal manera que se equilibren sus costos marginales de reducción.

Unas palabras de precaución son necesarias. El modelo expuesto en este capítulo es muy general y los riesgos suministran una impresión supremamente simplista de los problemas de contaminación en el mundo real. En efecto, hay muy pocas instancias reales de la contaminación ambiental, en las cuales se conozcan con certidumbre la foncion de daño marginal la función marginal de reducción. El mundo natural es demasiado complejo, y las respuestas humanas y no humanas también son difíciles de identificar con completa claridad. Más aún, los contaminadores se presentan en todas las clases, magnitudes y circunstancias económicas, y se requieren enormes recursos para aprender incluso aspectos sencillos sobre los costos de reducción de la contaminación en instancias concretas. La tecnología para el control de la contaminación esté cambiando rápidamente, de tal manera que lo que es eficiente en la actualidad no necesariamente seré así en el luturo. No obstante, el modelo sencillo es útil para reflexionar acerca del problema básico del control de la contaminación, y seré apropiado en capítulos posteriores al estudiar los diversos enfoques hacia las políticas ambientales. Antes de analizar los complejos asuntos de las políticas, es conveniente estudiar las formas como los economistas tratan de medir y hacer visibles los costos marginales de reducción y os daños marginales en casos específicos de cambios en la calidad ambiental.

PREGUNTAS Y TEMAS DE ANALISIS

Demuestre (gráficamente) que el punto señalado con en la figura 5.6 es, en realidad, el punto que minimiza los costos sociales totales, es decir, la suma de los costos de reducción y de daño, (Realícelo demostrando que en cualquier otro punto, este costo total será mayor)

2 Considere un gran puerto a través del cual muchos buques cisterna se movilizan de ida y vuelta a una refinería de petróleo. ¿Cómo se afectaría el nivel eficiente de contaminación de petróleo en las aguas del puerto si se usa alguna de las siguientes alternativas?

(1) La invención de un mejor equipo para recuperar el petróleo derramado.

(2) La reurbanización de la orilla del puerto para hacerla más atractiva a los turistas.

(3) La apertura de una nueva refinería cercana a la anterior.

3 Suponga que se pone en práctica una nueva ley, la cual exige que los buques cisterna utilicen ciertos tipos de reglas de navegación en las aguas costeras de EEUU. Suponga que al año siguiente un buque tiene un gran accidente y se presenta derramamiento de petróleo en estas aguas. ¿Esto significa que la ley no ha tenido efecto?

4 establecer el nivel eficiente de emisiones de cualquier contaminante, ¿cuáles son las funciones importantes que desempeñan los científicos físicos, los científicos naturales, los economistas y quienes diseñan las políticas?

5 La economía ambiental es criticada algunas veces porque parece llevar a la conclusión de que el nivel eficiente de todos los contaminantes nunca puede ser cero. Haga su comentario al respecto.

6 ¿Cómo podrían las consideraciones sobre equidad diferenciar el nivel “socialmente más deseable” de emisiones comparado con el nivel socialmente eficiente?

LECTURAS RECOMENDADAS

Freeman, A. Myrick, III, Robert H. Haveman, and Alíen V. Kneese: Tke Economics of Envi ron- mental Policy, John Wiley, New York, 1973.

Hite, James C., et al: The Economics of Ertvironrnental Quality, American Enterprise Institute, Washington, D.C., 1972.

Kneese, Atien V., and Charles L. Schultze: Poliution, Prices, and Public Policy, The Brookings Institution, Washington, D.C., 1975.

Magat, Wesley A.: Reform of Environmental Regulation, Balliger Publishing Company, Cambridge, Mass., 1982.

Milis, Edwin S., and Philip E. Graves: The Economics of Environmental Quality, 2nd cd., Norton, New York, 1986.

Pearce, David W., and R. Kerry Turner: Economics of Natural Resources and theEnvironment,Johns Hopkins Press, Baitimore, Md., 1990.

Portney, Paul R.: “The Evolution of Federal Reguiation”, in Paul R. Portney (cd.), Public Policies for Environmental Protection, Resources for the Future, Washington, D.C., 1990, pp. 7-25.

CRITERIOS PARA EVALUAR LAS POLÍTICAS AMBIENTALES

Una forma de reflexionar acerca de las diferentes políticas ambientales consiste en hacerlo a través de un continuum centralizado/descentralizado. Una política centralizada exige que una entidad administrativa central tome la iniciativa de determinar lo que se debe hacer y de qué manera. Los resultados de una política descentralizada dependen de la interacción de muchas personas que toman decisiones, cada una de las cuales esencialmenie hace su propia evaluación de la situación. El caso clásico de un sistema centralizado corresponde al de los estándares ambientales,’ establecidos y ejecutados por las autoridades centrales. En el otro extremo del espectro se encuentran los enfoques de derechos de propiedad; una vez que se estipulan las leyes fundamentales y se establece la rnaquinalia para la ejecución de leyes, las decisiones individuales determinan de qué manera se distribuyen estos derechos y cuál será el efecto en la calidad ambiental. El significado de esta diferencia se evidenciará más a medida que se analicen los criterios específicos de evaluación de políticas, los cuales son:

Su capacidad de lograr reducciones en contaminación eficientes y efectivas en costos

• Su equidad

• Los incentivos que suministran a las personas para buscar mejores soluciones La posibilidad de que sean cumplidas.

El punto hasta el cual están acorde con ciertos preceptos morales

EFICIENCIA

Por “eficiencia” se quiere significar el balance entre los costos de reducción y los daños. Una política eficiente es aquella que se ubica en, o cerca del, punto (bien sea

de emisiones o de la calidad del ambiente) en el cual los costos marginales de reducción y los daños marginales son iguales. Para descubrir dónde se encuentra este punto se deben conocer tanto los costos como los daños. En un enfoque de políticas centralizadas la responsabilidad usualmente se asigna a una entidad administrativa para que tome la determinación. En las políticas que dependen de decisiones descentralizadas, la información sobre costos y daños se genera a partir de las interacciones de las personas involucradas.

A menudo se da la situación en la cual no se pueden medir efectivamente los daños producidos por la degradación ambiental. Esto obliga a utilizar de nuevo el análisis de costo-efectividad como criterio inicial de política. Una política es efectiva en costos (cosl-effrctive) si produce el máximo posible (le mejoramiento ambiental por los recursos utilizados o, en forma equivalente, si logra determinada cantidad de mejoramiento ambiental al menor costo posible. Para que una política sea eficiente debe ser efectiva en costos, pero no necesariamente viceversa. Una política podría ser efectiva en costos aun si se proyectara al objetivo equivocado. Supóngase que se decide purificar el puerto de Nueva York, independientemente de cuáles sean los beneficios; incluso habría interés en hallar políticas que hicieran el trabajo efectivo en costos, Sin embargo, para que una política sea socialmentc eficiente, no sólo debe ser efectiva en costos; también debe equilibrar los costos con los

beneficios. Para que el proyecto sea eficiente, la descontaminación del puerto debe equilibrar los beneficios marginales con los costos marginales de purificación.

La capacidad de una política para lograr reducciones de emisiones efciivas en costos, además de generar el máximo mejoramiento por los recursos utilizados, también es importante por otra razón. Si los programas no son efectivos en costos, quienes diseñan las políticas y los administtadores tomarán decisiones utilizando una función de costos agregados de reducción que es mayor de lo necesario, llevándolos a establecer objetivos menos restrictivos en términos de las cantidades deseadas en las reducciones de emisiones. Esto aparece en la figura 94, para un caso de emisiones de SO2. Con una política no efectiva en costos, los costos marginales de reducción percibidos son mayores, denotados con CMR1 en tanto que con un enfoque efectivo en costos, los costos marginales de reducción serían de CMR2. Así, con la función de DM como aparece en la gráfica, el nivel de emisiones a1 parece ser el nivel eficiente de contaminación, en tanto que con un programa efectivo en costos, el nivel eficiente sería de 02. El problema concreto al tener costos mayores que los necesarios consiste en que habrá tendencia por establecer objetivos muy bajos en términos de la cantidad que se busca en cuanto a la reducción de emisiones.

La eficiencia y la efectividad en costos son importantes puesto que, a pesar de que es decisivamente importante preservar los recursos ambientales, es sólo una de las muchas cosas que la gente busca. Por lo general, los defensores están convencidos de que sus objetivos automáticamente justifican los costos, pero el éxito depende de persuadir a otra gran cantidad de personas para que las políticas ambientales sean diseñadas en forma eficiente. Así, los recursos dedicados al mejoramiento de la calidad ambiental deberían invertirse en formas que tengan el mayor impacto. Esto es especialmente hnportante en economías menos desarrolladas, en las cuales las personas tienen menores recursos para dedicar a los programas ambientales y así pueden implementar políticas deficientes que no sean efectivas en costos ni eficientes. La efectividad en costos también se convierte en un aspecto importante en los países industrializados durante los tiempos de recesión o de estancamiento económico.

EQUIDAD

La equidad, o igualdad, es otro criterio importante para evaluar las políticas ambientales (o cualquier política ante este tema). La equidad es un asunto de moralidad y de la preocupación que tienen las personas relativamente acomodadas con relación a las menos afortunadas, En cierto sentido esto también tiene que ver con la efectividad en la formulación de políticas, puesto que las políticas no pueden ser apoyadas tan entusiastamente en el campo político si éstas se consideran inequitativas. Habiendo dicho esto, sin embargo, se debe reconocer que no hay aún un acuerdo en cuanto a la importancia que se debe dar a cada uno de estos dos objetivos: eficiencia y distribución. Considérense las siguientes cifras hipotéticas, las cuales podrían relacionar, por ejemplo, los costos totales y los beneficios de varios enfoques alternativos con el control a la contaminación del aire en determinada región.

En las primeras tres columnas aparecen, respectivamente, los costos totales, los beneficios totales y los beneficios netos. Los programas A y B tienen los mismos beneficios netos, pero éstos se distribuyen más progresivamente en B que en A. Podría haber acuerdo en que B es preferible a A porque tiene los mismos beneficios netos y “mejores” efectos distribucionales. Sin embargo, compárense los programas B y C. Los beneficios netos del programa C son mucho mayores que losde B. Infortunadamente, aquéllos no se distribuyen tan progresivamente como los de B; en efecto, se distribuyen más hacia las personas de mayor-es ingresos. Si se tuviera que escoger entre B y C, ¿cuál se debería tomar? Algunos podrían argumentar que se debería elegir B por razones distribucionales; otros podrían inclinarse por C de acuerdo con los aspectos de eficiencia general. O compárense los programas B y D. En este caso, D tiene la ventaja en eficiencia general, aunque, como en C, se asignan más beneficios netos a las personas de mayores ingresos. No obstante, aquí también se observa que las personas de bajos ingresos estarían en mejores condiciones en términos absolutos, aunque no relativamente, con D que con B. De acuerdo con estos argumentos se podría preferir D.

Es una pregunta abierta la que se refiere al énfasis que debería darse a los impactos distribucionales de la política ambiental en comparación con sus demás características. Por una parte está el razonamiento- de que la degradación ambiental se encuentra tan acentuada que debería haber mayor concentración fundamentalmente en las políticas que sean más eficientes, es decir, que suministren el mayor impacto por los recursos invertidos. Por otra parte se encuentra la posición que plantea que deberían evitarse las políticas, aun las eficientes, que tengan un impacto (ifuertemente?) regresivo. Cualquiera que sea el criterio que

se tenga con relación a los impactos distribucionales, y esto depende en gran parte de los valores personales, es necesario tener en cuenta que las consideraciones distribucionales deben ser fundamentales en la selección de políticas ambientales.

Las consideraciones de equidad también ganan suma importancia en la elaboración de políticas ambientales internacionales. Como se analizará después en los capítulos sobre problemas ambientales internacionales y globales, países en diferentes

etapas de desarrollo tienen diversos puntos de vista acerca de cómo deben distribuir- se las responsabilidades de los programas internacionales para el control de la contaminación. Estos criterios se deben a consideraciones que parecen justas a la luz de las grandes disparidades económicas existentes en el mundo.

Usualmente es muy difícil determinar los impactos distribucionales finales de cualquier política ambiental. Tómense, por ejemplo, las regulaciones sobre emisiones transportadas por el aire que provienen de las plantas de energía eléctrica. Estas regulaciones incrementarán los costos de electricidad, y puede no ser tan difícil calcular el efecto en los diferentes grupos de ingreso puesto que se cuenta con muy buenos datos sobre el consumo de electricidad por parte de estos grupos (sin embargo, supóngase que el bien son manzanas, acerca del cual ¿cuántas información relativa de consumo está disponible?) Por supuesto, incluso en este caso se tropezaría con cierta dificultad, puesto que los consumidores se comprometerían a conservar cierta cantidad de energía para eludir los efectos de precios mayores. En cuanto a los beneficios, es necesario saber cuánto cambiarán las condiciones del ambiente debido a la regulación para las personas clasificadas en diferentes grupos de ingreso, y este tipo de información es muy difícil de obtener.

La relativa carencia de información sobre los impactos distribucionales de políticas ambientales obliga a destinar más esfuerzos para descubrir lo que éstos son. Recientemente la EPA se ha desplazado en esta dirección, aunque aún no se ha constituido en parte de las políticas oficiales. A los análisis convencionales de costo- beneficio en cuanto a las regulaciones ambientales, se sugiere agregar un “análisis de

distribución en la población” donde sea apropiado1. Esto significa un análisis que muestre cómo se distribuyen los beneficios totales y los costos de una regulación entre los diversos grupos de ingreso, étnicos y raciales de una sociedad, Si este esfuerzo se lleva a cabo con firmeza, con el paso del tiempo se podría construir un cuerpo de resultados relacionados con las compensaciones (trade-offs) de eficiencia- equidad en las políticas ambientales.

INSENTIVOS PARA LOS MEJORAMIENTOS

Cuando se estudia la política ambiental, la mayor parte de la atención se concentra en el desempeño de funcionarios públicos, puesto que éstos aparecen como la fuente de esa política. Sin embargo, es necesario tener muy en cuenta que son las partes privadas, las empresas y los consumidores, las que con sus decisiones en realidad determinan el alcance y la extensión de los impactos ambientales2, y que los incentivos que enfrentan estas partes privadas precisan cómo y dónde se reducirán estos impactos. En consccuencia, un criterio sumamente importante que debe utilizarse para evaluar cualquier política ambiental consiste

en saber si esa política suministra un incentivo fuerte para los mw vid s y grupos a fin de que hallen nuevas formas innovativas para reducir sus impactos en el ambiente natural. ¿La política da toda la iniciativa y responsabiliza a las entidades públicas, o suministra incentivos a partes privadas para que dediquen sus energías y creatividades a descubrir nuevas furmas de reducir los impactos ambientales?

Algunas veces se podría ignorar la importancia de esto cuando hay concentración en las funciones de costos de reducción y de daños en el análisis estmmndar de este texto. Éstas muestran el nivel eficiente de emisiones de acuerdo con las funciones actuales, pero a un plazo más largo es importante tratar de desplazar las funciones. En especial es fundamental intentar el desplazamiento hacia abajo de la función de costos marginales de reducción, para hacer más barato el asegurar reducciones en emisiones, puesto que esto justificaría mayores niveles de calidad ambiental. El cambio tecnológico, producto de los programas de investigación y desarrollo (I&D), desplaza hacia abajo la función de cosi os marginales de reducción. De igual manera lo hacen la educación y la capacitación, que permiten que las personas trabajen y resuelvan problemas con mayor eficiencia. Igualmente se desea saber si, y qué tanto, una política ambiental en particular tiene incentivos para que los contaminadores busquen mejores alternativas para reducir la contaminación. Cuanto mayores sean estos incentivos, mejor sei-á la política, al menos según este criterio.

EJECUCION DE LEYES

Quizá entre las personas existe una tendencia natural a creer que la promulgación de una ley conduce automáticamente a la rectificación del problema al cual se dirige. Dentro de la comunidad ambiental esta tendencia es funestamente fuerte. Esta llega incluso a los economistas ambientales, quienes a menudo implícitamente suponen en sus análisis de políticas que los contaminadores cumplirán más o menos en forma automatica con cualquier ley que se estipule. Una reflexión momentánea debería convencer de que esto no es así, ni siquiera en países que tienen tradiciones e instituciones legales relativamente fuertes. La ejecución de leyes exige energía y recursos, como cualquier otra actividad, y siempre habrá otras exigencias sobre estos recursos. Más aún, siempre habrá personas cuyo interés se basa en que no se hagan cumplir las políticas ambientales. Así, es muy probable que la ejecución de leyes no suceda en forma automática.

Es difícil tener información apropiada sobre el comportamiento para el cumplimiento y la ejecución de leyes. Los pocos estudios que se han realizado muestran que existe una causa de preocupación. En un estudio de 1983, la General Accounting Office (GAO) hizo una encuesta a una gran cantidad de importantes descargadores de aguas de desecho en el país para determinar si estaban cumpliendo con las leyes existentes. Ellos hallaron que una parte sustancial (más de una tercera parte) de las fuentes no estaban acogiéndose a la ley3. En otros estudios de actividades de ejecución de leyes por parte de los estados, los cuales a menudo deben hacer cumplir las leyes ambientales tanto estatales como federales, se demuestra que la actividad de obligación para el cumplimiento de leyes es por un amplio margen menos enérgica de lo que se podría esperar, de manera evidente considerablemente menor de lo necesario para asegurar una tasa alta de acatamiento a las leyes. La razón, por supuesto, es que la ejecución de leyes es costosa.

Los economistas ambientales en Resources for the Future (RFF) encuestaron recientemente un elevado número de entidades estatales de ejecución de leyes para determinar procedimientos comunes y costos asociados a la ejecución de las regulaciones para el control de contaminación4. Un procedimiento bastante difundido por parte de las entidades consiste en exigir el reporte de emisiones hecho por las mismas empresas y las autoridades públicas llevando a cabo auditorías periódicas de estos registros y quizá también pruebas periódicas de emisiones. En la tabla 9.1 aparecen algunos resultados de la encuesta del RFF. La cantidad de fuentes de las cuales son responsables las entidades variaron enormemente, con un promedio de 4,550 para las fuentes de contaminación de aire y 1,770 para las fuentes de contaminación de aguas. Los costos por visita de auditoría dependieron de si ésta incluía la medición de emisiones junto con la investigación de los registros propios de la empresa. Los costos por visita promediaron US$155 y US$301 para los recursos de aire y agua, respectivamente, cuando no había monitoreo de emisiones. Sin embargo, estos costos subieron hasta US$1,725 para la fuente de aire y US$955 para la fuente de agua cuando se efectuó también medición de emisiones. Sin embargo, hubo una enorme variación de estos costos entre las citadas entidades.

Estos resultados muestran que los costos de ejecución de leyes constituyen una porción importante de los programas de calidad ambiental. Las entidades públicas, de hecho enfrentan en todo lugar restricciones de presupuesto, pero también responsabilidades que son grandes y continuamente crecientes. Así, los costos de ejecución de leyes, aunciue no tan grandes como los costos totales de cumplimiento en la mayoría de los casos, son decisivos para el éxito de los programas de calidad ambiental y deberían tratarse explícitamente al evaluar los costos sociales generales de estos programas.

La razón de llevar a cabo esto es que las políticas difieren en la dificultad o facilidad para obligar a cumplirlas. Algunas pueden exigir sofisticadas mediciones técnicas con el fin de obtener una razonable ecución de leyes, otras pueden ser jecutab1es a un costo mucho menor. No tiene sentido intentar un nuevo y deslumbrante enfoque político si esencialmente es imposible, o muy costoso, de ejecutar. Posiblemente sea mejor establecer una política

menos perfecta pero que sea más fácilmente ejecutable. Hay dos pasos importantes en la ejecución de leyes: el monitoreo y la sanción. El monitoreo se refiere a la medición del desempeño de los contaminadores en comparación con cualquier requerimiento que se establezca en la ley pertinente. La sanción se refiere a la tarea de enjuiciar a aquellos que en el monitoreo se demuestra que están violando la ley. El objetivo de la ejecución de leyes consiste en hacer que las personas cumplan con una ley aplicable. Así, normalmente es esencial contar con determinado monitoreo; la única política para la cual no se considera este criterio es la de persuasión moral. Moiiitorear el comportamiento contaminante es por un amplio margen más complejo que, por ejemplo, mantener los registros de la temperatura. En realidad a la naturaleza no le importa, y por tanto no intentará voluntariamente engañar ni confundir el proceso de monitoreo. Sin embargo, los contaminadores, que son seres inteligentes y que pueden perder dinero si se ejecutan rigurosas leyes ambientales, usualmente pueden hallar muchas formas de frustrar el proceso de monitoreo. Y cuanto más complejo y complicado sea el proceso, más fácil puede ser que los contaminadores hallen formas de evadirlo.

La otra parte importante de la ejecución de leyes consiste en sancionar a los contaminadores que violan la ley. Esto podría parecer un paso sencillo; si se hallan infractores, simplemente seilevan ante los tribunales y se les imponen las sanciones especificadas en la ley correspondiente. No obstante, las cosas son mucho más complejas. Los casos en los tribunales toman tiempo, energía y recursos. Con muchas leyes y muchos más infractores, la carga del sistema legal para intentar enjuiciarnos a todos puede ser abrumadora. Los transgresores también son participantes renuentes; pueden dedicar muchos recursos para luchar contra las sanciones, convirtiendo los procesos en prolongadas, interminables y costosas batallas judiciales. En muchos casos los datos inherentes a las sanciones serán incompletos, generando recusaciones y conflictos costosos. Para crear un castigo ejemplar puede ser aconsejable que las autoridades sancionen sólo a unos cuantos de los infractores más reconocidos, pero esto genera el problema de intentar particularizar sólo unos cuantos transgresores. Quizá no es de extrañar que en el mundo real muchos infractores, especialmente aquellos que lo hacen por primera vez, no sean sancionados con las penalidades completas permitidas por la ley. Con mucha frecuencia las autoridades intentan hacer que se cumpla la ley en forma voluntaria y estimulan a los infractores para que remedien la situación sin recurrir a una sanción.

Existe una paradoja establecida en el proceso de sanción. Se podría creer que cuanto mayores sean las sanciones potenciales (mayores multas, prolongadas detenciones en la cárcel para los infractores, etc.), mayor cantidad de transgresores detendría la ley. Sin embargo, el otro lado de la moneda es que cuanto mayores sean las sanciones, más renuentes pueden parecer los tribunales para su aplicación. La amenaza de cierre para los infractores, o incluso la imposición de severas sanciones financieras, puede a su vez amenazar los medios de vida económicos de muchas personas. Los tribunales por lo general se oponen a sacar de sus trabajos a muchas personas, y de esta manera pueden optar por aplicar sanciones menos drásticas que las permitidas por la ley. Así que el proceso de sanción puede convertirse en algo mucho más complejo que lo que implica el modelo simple.

CONSIDERACION MORALES

Anteriormente se analizaron los asuntos de distribución de ingresos y los impactos de diversas políticas ambientales en personas con diferentes niveles de bienestar. Éstos son asuntos éticos que serán experirnentadds de forma diferente por cada persona, pero son importantes para analizar cuanto se decida sobre las políticas públicas alternativas. No obstante, las consideraciones morales van más allá de estas cuestiones distribucionales. El sentido innato que tienen las personas con relación a lo que es bueno y malo indudablemente afecta la manera como juzgan las diversas políticas ambientales. Éstas deben considerarse equihbradamentejunto con los criterios más técnicos que se han analizado anteriormente.

Tmese, por ejemplo, el asunto de escoger entre impuestos a efluentes y subsidios para los efluentes. Las dos alternativas corresponden a políticas económicas con tipos de incentivos, y las dos podrían tener exactamente el mismo efecto en determinados casos de control a la contaminación. Desde el punto de vista de la efectividad, se podría argumentar que sería mejor tener los subsidios. Los contaminadores podrán responder considerablemente más rápido y con mayor disponibilidad a un programa de subsidios que a uno que posiblemente representa costos en grandes cantidades de dinero. Estrictamente, desde el punto de vista de purificar el entorno tan pronto como sea posible, los subsidios podrían ser la opción más efectiva. Pero esto podría oponerse a la noción ética de que las personas que están ocasionando un problema no deberían ser “recompensadas” por parar. como algunas veces se consideran los subsidios.

Algunas personas llevarían esta idea más allá, argumentando que, puesto que debería observarse el comportamiento contaminante corno algo esencialmente inmoral para comenzar. deberían adoptarse políticas que tiendan a reconocerlo corno tal5. Mediante este criterio, las políticas que declaran abiertamente que ciertos tipos de comportamiento contaminador son ilegales se prefieren a aquellas políticas que rio lo expresan. Otra idea fundamentada en la moralidad es que quienes ocasionen un problema deberían asumir la mayor responsabilidad por aliviarlo. Por ejemplo, esto se tiene en cuenta en los análisis de asuntos ambientales globales. Las naciones industriales, especialmente las más desarrolladas económicamente, son ampliamente responsables de la acumulación gradual de CO2 en la atmósfera, y del deterioro de la capa protectora de ozono. Muchas personas consideran que estos países deberían asumir la mayor responsabilidad por rectificar la situación.

Con estos criterios en mente, ahora se puede emprender un estudio sobre los diferentes tipos de políticas ambientales. Se comienza con varios enfoques tradicionales descentrahzados, después se investigará la utilización de estándares ambientales, el enfoque con mayor frecuencia consultado en el pasado. Finahnente, se observará lo que se denominan tipos de políticas basadas en incentivos económicos.

PREGUNTAS Y TEMAS DE ANALISIS

1 ‘La eficiencia implica la efectividad en costos pero la efectividad en costos no implica eficiencia”. Explique esta aseveración.

2 Si se halla que los beneficios netos de un programa ambiental en particular se distribuyen regresivamente entre los diferentes grupos de ingreso, ¿sería razón suficiente para oponerse al programa?

3 Además de tener diversos impactos en las personas cuyos niveles de ingreso son diferentes, las políticas ambientales también podrían tener variados impactos en distintas regiones de un país. ¿Cómo podría una política federal, aplicada uniformemente a través de un país, tener diferentes impactos en diversas regiones?

4 Algunas personas han hecho hincapié en que la “viabilidad política” debería ser un criterio fundamental en el diseño de políticas ambientales. Analice esto.

5 En esencia, el proceso político en sí mismo es el que debe determinar la importancia que se da a los criterios de políticas diferentes. ¿Cuál es el papel del analista de políticas al facilitar esta decisión?

LECTURAS RECOMENDADAS

Bcrnstein, janis: “Alternative Approaches to Pollution Control and Waste Management: Regulatory and Economic lnstruments”, World Bank, Infrastructure and Urban DevelopmenL Department, Washington, D.C., Discussion Papen INU 79, May 1991.

Bohm, Peter and Clifford S. Russell: “Coniparative Analysis of Alternative Policy Instrumncnts”, in Allen V. Kneese and James L. Sweeney (eds.), Han.dbook of Natural Resources and Enery Econornics, Vol. 1, North-Holland, Amsterdam, 1985, pp. 395-460.

Congressional Research Service: “Summaries of Environmenial Laws Adminisi cred by the Envinonmental Pnotection Agency”, Washington, D.C., Library of Congress, March 27, 1989.

Dewees, Donald N.: “Instrurnent Choice iii Envinonmental Policy”, Economic Inquiry, 21(1), January 1983, pp. 53-71.

Eskeland, Gunnar, and Emanuel Jimenez. “Choosing Arnormg Policy lnstruments in poliution Control: A Review”, World Bank, Country Economics Depariment,June 20, 1990.

Organization for Economic Cooperation and Development: Environmental Foliciesfor Citin in the 1990s, o Paris, 1990.

Ruff, Larry E.: “The Economic Common Sense of Poliution” TSe Public Interesf, No. 19, Spring 1970, pp. 69-85.

POLÍTICAS DESCENTRAUZADAS: LEYES DE RESPONSABLIDAD DERECHOS DE PROMEDAD PERSUASÚN MORAL

Las políticas “descentralizadas” son aquellas políticas que esencialmente permiten que los individuos involucrados en un caso de contaminación ambiental lo solucionen por sí mismos. Considérese de nuevo el ejemplo utilizado en capítulos anteriores acerca de la calidad del agua de un lago. Supóngase que existen varias plantas industriales alrededor de éste; una corresponde a una planta procesadora de alimentos, y el agua del lago es un insumo importante en sus operaciones. La otra fábrica desarrolla una actividad industrial en la que utiliza el lago para la disposición final de desechos. ¿Cómo se podría equilibrar el daño por contaminación que sufre la primera empresa con los costos de reducción de la segunda? Un enfoque descentralizado para hallar el nivel eficiente de calidad del ambiente del agua en el

lago consiste simplemente en hacer que las dos plantas resuelvan la situación entre sí, Esto podrían llevarlo a cabo bien sea mediante negociaciones informales o a través de una interacción más formal en un tribunal local. Los enfoques descentralizados tienen la ventaja de que las personas directamente involucradas son aquellas que pueden saber más acerca de los daños y los costos de reducción y, en consecuencia, presumiblemente pueden hallar el correcto balance entre éstos. Algunas veces los enfoques descentralizados pueden ser muy efectivos; sin embargo, no siempre es así.

LEYES DE RESPONSABILIDAD:

Casi todas las personas tienen una noción intuitiva de la responsabilidad y la compensación. Ser responsable de cierto comportamiento consiste en asumir la responsabilidad de cualquier consecuencia desfavorable que resulte de ese comportamiento. Los problemas de responsabilidad usualmente se resuelven en los tribunales. La parte que declara sufrir daños procede contra la parte que piensa es responsable; los jueces yjurados deciden de acuerdo con las respectivas provisiones de leyes comunitarias o estatutorias que sean aplicables.

Por consiguiente, un enfoque para los asuntos ambientales consiste en depender de las leyes de responsabilidad. Esto funcionaría simplemente haciendo responsables a los contaminadores por los daños que ocasionan. El propósito de estas leyes no consiste simplemente en compensar a las personas después de que han resultado peijudicadas, aunque esto es importante. El propósito real es hacer que los potenciales contaminadores tomen decisiones cuidadosas. Saber que ellos serán responsables de los daños ambientales, en efecto, ayuda a tomar conciencia de lo que de otra manera serían efectos externos ignorados.

Considérese la figura 10.1. Ésta corresponde al modelo ya familiar de contaminación ambiental que muestra los costos marginales de reducción y los daños malginales, ambos relacionados con una tasa a la cual se emiten ciertos residuos de producción. Supóngase que la tasa real de emisiones inicialrnente se encuentra en e1, considerablemente por encima de la tasa eficiente e*; supóngase que ahora se invoca una ley de responsabilidad en la cual se exige que los contaminadores compensen a quienes sufren daños por una cantidad equivalente a los daños ocasionados. El efecto de la ley consiste en internalizar los daños ambientales que eran externos antes de la regulación. Éstos ahora se convierten en costos que los contaminadores tendrán que pagar y que, en consecuencia, desearán tener en cuenta cuando decidan su tasa de emisiones. En e1, los daños totales y, en efecto, la cantidad de pagos por compensación, correspondería a una cantidad monétaria equivalente al área b + c -‘- d. Este contaminador podría disminuir los pagos por compensación reduciendo las emisiones. Por supuesto, a medida que lo hace se incrementan sus costos marginales de reducción. Sin embargo, puesto que los costos marginales de reducción son menores que los daños marginales, tendría el incentivo de desplazarse a la izquierda; es decir, reducir su tasa de emisiones. En teoría, entonces, un sistema de responsabilidad automáticamente podría conducir a este contaminador al nivel de emisiones e*. Se afirma “automáticamente” porque no exigiría ningún control centralizado por parte de las autoridades para que intervengan y exijan reducciones de emisiones. Esto exige más bien un sistema de tribunales descentralizados y leyes de responsabilidad que permitirían que las personas afectadas por la contaminación busquen la compensación por los daños sufridos.

En forma teórica, este enfoque parece tocar el asunto de los incentivos (hacer que las personas tengan en cuenta los daños ambientales que puedan ocasionar) al igual que el problema de compensar a aquellos que son peijudicados. También parece solucionar el problema de determinar justamente dónde se encuentra e* a lo largo del eje de emisiones. Esto se descubriría como resultado de las interacciones ante el tribunal por parte de los contaminadores y de los perjudicados. Ambas partes presen tarían evidencia y exigencias, las cuales, suponiendo que el tribunal sea imparcial, conducirían a una aproximación al nivel eficiente de emisiones.

El requerimiento de que los contaminadores asuman la respon sabilidad por los daños ocasionados puede formar parte de un código legal básico para un país, o podría ser estipulado mediante decretos especiales. En países de leyes comunes, como en EEUU y el Reino Unido, se han desarrollado doctrinas sobre peijuicios y resporisabihdades mediante el proceso de los fallos por parte de los tribunales. Esta ley ahora reconoce la diferencia entre responsabilidad estricta, la cual hace responsables a las personas por los daños independientemente de las circunstancias, y la negíígencza, que los responsabiliza sólo si no adoptaron medidas apropiadas para evitar los daños. Una empresa que arroja materiales peligrosos podría hacerse estrictamente responsable por los daños causados por estos desechos. Así, cualquier desafío que resulte, independientemente del cuidado que la empresa haya puesto en la disposición final de los desechos, exigiría compensación. De otra parte, la negligencia la haría responsable sólo si no realizara los pasos apropiados para asegurar que los materiales no escaparan al entorno circunvecino.

En países de leyes civiles, los requerimientos de responsabilidad pueden escribirse en las partes respectivas del código. Y en cualquier país las leyes ambientales pueden especificar las condiciones bajo las cuales los contaminadores deben hacerse responsables de los daños. En el capítulo 18 se abordarán las leyes de responsabilidad por la contaminación en Japón y en los Países Bajos. Muchos países, individualmente y en acuerdos internacionales, han buscado utilizar políticas de responsabilidad para manejar el problema de los derramamientos de petróleo en el mar. Varias convenciones internacionales se han dedicado a la especificación de los requerimientos de responsabilidad de compañías cuyos buques cisterna expulsan, accidentalmente o rio, grandes cantidades de petióleo en los mares. Además, muchos países han promulgado leyes en forma individual, en las cuales especifican la responsabilidad de sus compañías petroleras por los daños debidos a los derramamientos en las aguas costeras. Una particularidad de los deiramamientos de petróleo por los buques cisterna es que es muy difícil mnonitorear el comportamiento de los contaminadores en este caso. Ésta es una emisión esporádica, de tal manera que no existe un flujo continuo para medir, y las probabilidades de los derrarnarnienti5s dependen de muchas prácticas (navegación, mantenimiento de buques cisterna, etc.) que son difíciles de monitorear continuamente por parte de las autoridades públicas. Cuando el comportamiento del contaEninador es extremadamente difícil de monitorear, no obstante, sería aconsejable saber si los contaminadores adoptan todas las medidas adecuadas para reducir la probabilidad de accidentes. Para suministrar el incentivo por este concepto, la respuesta más apropiada puede ser depender de un sistema estricto de responsabilidad.

Sin embargo, varios factores se manifiestan en contra de la gran dependencia en la responsabilidad para resolver los problemas ambientales, Los factores decisivos en un sistema de responsabilidades se encuentran donde yacen todas las pruebas y los estándares que se deben cumplir con el fin de establecer esa prueba. En EEUU, aquellos que creen que pueden ser pejudicados por la contaminación deben entablar demandas den1ro de un periodo específico, normalmente dos o tres años, y luego en el tribunal deben exponer una relación causal directa entre la contaminación y el daño. Esto involucra dos pasos importantes: el primero, demostrar que el material contaminante es causa directa del daño, y luego que el material en realidad proviene del directo acusado que comparece ante el tribunal. Los dos pasos son difíciles porque los estándares de prueba exigidos por los tribunales pueden ser superiores comparados con lo que la ciencia actual puede suministrar. Por ejemplo, la mayoría de los químicos se involucran en los incrementos de enfermedades sólo como un hecho probabilístico; es decir, la exposición a la sustancia involucra una incrementada probabilidad de enfermedad, no hay certidumbi e. Por ejempio, aunque se “sabe” que fumar “ocasiona” cáncer de pulmón, este vínculo causal continúa siendo probabilístico; una creciente cantidad de personas tendrán cáncer de pulmón si fuman, pero no se puede asegurar exactamente cuáles. En Woburn, Massachusetts, algunos epidemiólogos creen que la contaminación en las aguas de pozos naturales probablemente ha ocasionado seis de los doce casos excesivos de leucemia en el municipio. Sin embargo, bajo los tradicionales estándares de prueba, un demandante no podría probar en forma tajante que se ocasionó un cáncer espeqfico por culpa del agua contaminada, En otras palabras, sin poder demostrar en forma explícita cómo operó el material contaminante en un cuerpo particular para producit el cáncer, el demandante no puede cumplir con el estándar de pruebas históricamente exigido en los tribunales de EEuU1.

El otro vínculo en la cadena causal consiste en demostrar que el material al cual se exponen las personas proviene de una fuente particular. Esto no set á difícil en algunos casos; el petróleo en las costas de Alaska definitivamente provino del nau1

fragio del Exxon Valdez, la atmósfera brumosa sobre el Gran Cañón indudablemente proviene de la planta de energía, etc. Sin embargo, en muchos casos se desconoce este vínculo directo. Para un ciudadano de Nueva York o de los Ángeles, ¿qué planta industrial específica produjo las moléculas de SO2 que él respira? Para las personas que viven en los municipios del Valle de Connecticut, ¿qué cultivos de tabaco específicamente son responsables de los químicos que aparecen en su suministro de agua? Si no es posible rastrear una sustancia contaminante para infractores específicos, es posible que aquellos que han sido peijudicados por éste no puedan obtener una compensación.

Otro punto importante para hacer que puedan interpretarse mejor los sistemas de responsabilidad es mediante la introducción del concepto de costos de transacción. En términos generales, los costos de transacción son los costos de lograr y ejecutar acuerdos. Este concepto primero se introdujo en la economía para aplicarlo a los costos que enfrentan compradores y vendedores cuando realizan exitosamente una transacción: costos de búsqueda de información, costos de regateo sobre términos y costos de asegurar que en realidad se lleve a cabo un acuerdo. No obstante, los costos de transacción también se aplican a los sistemas de responsabilidad en los cuales los demandantes y los acusados comparecen ante un tribunal a fin de determinar el asunto de responsabilidad y la cantidad apropiada de compensación. En este caso, los costos de transacción son todos los costos legales asociados: la recopilación de evidencias, exposición del caso, recusación de los oponentes, compensación y recaudación sobre los daños, etc.

Si se toman casos sencillos, con las dos partes en conflicto y un caso de daño razonablemente claro, el sistema de responsabilidad puede funcionar, con un mínimo en los costos de transacción, para lograr una aproximación al nivel eficiente de emisiones. En el caso de las dos pequeñas fábricas en un pequeño lago, las dos partes pueden comparecer ante el tribunal y argumentar los valores económicos que representa para cada una la utilización del lago para sus propósitos. Y puesto que estos valores son comparables, para un juez presumiblemente no sería muy difícil determimar el alcance del daño que una empresa ocasiona a la otra. Sin embargo, los hechos son muy diferentes cuando se involucran muchas personas en una o en anibas partes de un conflicto. Por ejemplo, en el caso del derramamiento de petróleo de Exxon Valdez, probablemente miles de personas se consideran directamente penjudicadas, cientos de abogados las representan en todos los diversos aspectos y se involucran numerosos grupos ambientales, organizaciones gubernamentales y grupos de negocios, como expresa claramente el caso 10.1. Al final de muchas y muy prolongadas batallas en los tribunales se pagará alguna compensación. Pero los costos de transacción serán enormes, y al final del proceso es probable que la compensación no refleje exactamente los daños reales. No hay duda de por qué las partes implicadas intentaron establecer un acuerdo sobre una cantidad fija relativamente al comienzo del proceso aunque sin descartar la posibilidad de continuar los procesos.

Se podría depender de los acuerdos privados de responsabilidad para identificar los niveles eficientes de contaminación cuando se involucran relativamente pocas personas: son claros los vínculos causales y son fáciles de medir los daños. Estas condiciones pueden darse en algunos casos localizados de contaminación, pero no para la mayoría de los casos de externalidades ambientales, y por esa razón se deben considerar otros medios de establecimiento de relaciones entre los contaminadores y las personas que ellos afectan.

DERECHOS DE PROPIEDAD

En la sección anterior se analizó el caso de un pequeño lago que una empresa utilizaba para la disposición final de desperdicios y otra lo empleaba como fuente de agua. Al realizar un análisis más profundo se llega a un planteamiento fundamental:

¿Cuál de las empresas en realidad ocasiona daños y cuál se ve afectada? Esto puede parecer demasiado contrario a la intuición ya que naturalmente se podría pensar que la empresa que lleva a cabo la disposición final de desperdicios es, por supuesto, la que ocasiona el daño. Sin embargo, podría argumentarse de igual manera que la presencia de la empresa procesadora de alimentos causa daños a la fábrica que lleva a cabo la disposición final de desperdicios, puesto que su presencia hace necesario que ésta última haga esfuerzos especiales para controlar sus emisiones (en esta situación para efectos prácticos del ejemplo, supóngase que no existen otras personas, como propietarios o recreacionistas que utilicen el lago). El problema puede presentarse simplemente porque no es claro quién tiene el derecho inicial de utilizar los servicios del lago; es decir, quién posee efectivamente los derechos de propiedad sobre éste. Cuando alguien tiene un recurso, esa persona posee el gran incentivo de observar que éste sea administrado de tal manera que suministre el máximo valor. En consecuencia, para solucionar el problema de la contaminación en el lago simplemente puede ser suficiente especificar con claridad quién tiene los derechos de propiedad del lago.

Los derechos de propiedad privada son, por supuesto, el acuerdo institucional preddminanite en la mayoría de las economías desarrolladas de Occidente. Los países en vía de desarrollo también se están desplazando en esa dirección, al igual que los antiguos países socialistas. De tal manera que hay familiaridad con el funcionamiento de este sistema institucional cuando se aplica a los activos elaborados por personas como máquinas, construcciones y bienes de consumo. La propiedad privada de la tierra también es un acuerdo con el que se és familiar. Si alguien posee un terreno, esa persona tiene el incentivo de observar que esa tíerra se administre en formas que maximicen su valor. Si alguien viene y amenaza con arrojar desperdicios allí, el propietario, si lo desea, posiblemente recurra a la ley para prevenirlo. Mediante este diagnóstico, el problema de la mala utilización de muchos activos ambientales se genera debido a que los derechos de propiedad en aquellos activos se especifican incorrectamente.

pondaños y perjuicios por las propinas que ha bría podido recibir ¿e los pescadores expulsados dtr su trabajo por culpa de los derramamientos petroleros de Exxon Valdez? ¿Y qué se puede decir de los conductores de California que tienen que pagar precios más altos por la gasolina después que la encalladura del Valdez obligó al cierre temporal del puetto e interrumpió el flujo de petróleo de North Slbpe dirigido a las refioería de California? ¿Y qué se puede decir de los ciudadanos de otros estados que nunca han tenido planes de visitar Alaska, pero que por fulpa de los derramamientos ya np tienen la posibilidad dcvi- sitar una región pura? ¿Qué hay c6n el “valor legado” que proporcionaría tal conocimiento a las futuras generaciones? Estas son algunas de las preguntas legales generadas por la encalladura del Valdez en Prince iliamSound el 24 de marzo y por el derramamiento de 11 millones de galones de petróleo crudo de Alaska arrojado en aguas cristalinas. Los pr&esos comenzaron a proliferar alo pocós días del derrarnamiénto cuando los abogados volaron desde todo el país, a] lugar de los hechos.

“Uno de los alcaldes de allí me djjo que algo peor que el oleje de petróleo en la orilla fue la oleada de abogados vestidós de gris que llegó inmediatamente, afirmé T. Earry Kingham, abogado que trabaja en la empresa New

CASO 10.1

MAR DE LITIGIOS NDE EXXON VALDEZ

A ña tencion se a sumado una controversia entre los abogados

¿Podría un tabernero de Anchorage demandar Kingham no se encuentra involucrado en los pleitos de Exxon; sin embargo, es uño de lot mpchos abogados que espera hacerla en el próximo siglo. Además él se encuegtra en una posición lísmejorable con relacin a lamaydría puestq que tiene sus razones. El representa a los pescadores y pobladorçs francesos que entablaron demanda contra Amoco en el aún no terminado litígió en el iribuna distrital de EEUU en Chicago; qué comenzó hace 1.1 años cuando Ainoço Cadiz encalló en la Costa británica. El caso Amoco Cadiz implicó un dçrramamiellio siete veces superior al de Alaska; sin embargo, éste último podría irnplicr fácilmente un mayor daño ambiental e interacciones más complejas enLre la léy estatal y federal. Este ya involucra por un amplio margen muchos más tipos de demandantes y negociaciones bizantinas entre eihpresas legales de al’ to poder en todo el país sobre almo compartir el trabajo y el control sobre la estrategia de litigación. “Usted tiene que preguntarte si el sistema legal está establecido para enfrentar algo como esto”, agregé Kingham.

“Será un caso divertido, una oportunidad de hacer algo bueno por la gente, pero considero que no vaa ser muy lucrativo para los abogados de los demandantes”, afirmó Stephen D. Susnian, abogado de Houston, quien fue uno ¿e íos primeros líderes entre los abogados de demandántes do acción de grupo pero que fue forzado a abandonarlo por un conflictó.

York de Curtís Mallet-Prevost, Colt and Mude.

“Alaska es un lugar curioso; eilos antOn el amliiente pero tambin. adorap la industria del ptr6ied yno desearán sancionarla demasiado fuerte”, afirmó Susman. ‘Los catos de detrrímamíento tienden a reflejar su máxima gravedad en los primeros días cuando sé muestran por televisión aves muertas. En este caso se van a plantear cmsestionamientps concretos sobre la manero de medfr los daños”

Ese problema sóld puedís dilatar el caso, y demorar el dia de pago de los abogados Según Gerry, una solución podría conistir en tratar el derramamiento cpmo un caso de perjuicios continuos en el cual se reexaminen los daños y nueVos pagos sean hecho cada tantos, años “No seríajusto tanto paraExxon como paralos demandantes el hecho de intentar negociar al’ áctc

go cd forma rápida uesto que sería mente epculación”, afirmó Cerry.

Cualeiq’uiem que sean las complicaciones, e mpchos síbogisdos óreen que es improbable que el caso Valdeiestablezca algún estándar duradero mercade la cantidad que 10 cuesta al sistema legal spmir las responsabilidades después de. los desastres anmbientájes, “Obiérvese tiernobyl”, ‘sfirnró el psofesmr Sdsonbaum, refiriéndose a la devastación ocasionada por la della que se presentó en un reactor nuOleímr soviético en 1987, “li.s difícil imaginas’ el impacto legal de algo como esto si ocurriera en EEUU. Nosotros no hemos’ arañado la tierra’.

Jmentç: Time ivew zar/e Times, Plovember 19, 1989l Copyright © 1989 por The New lErA Times, Reimpreso con autorización,

Tómese de nuevo el caso del lago y las dos empresas. En apariencia se tienen dos opciones para adjudicar la propiedad del lago. Podría pertenecer bien sea a la empresa contaminante o a la fábrica que lo utiliza para el suministro de agua. ¿Cómo afectaría esta opción el nivel de contaminación en el lago? ¿No conduciría a un nivel cero de emisiones si perteneciera a la primera empresa, y a un nivel no controlado de emisiones si perteneciera a la otra? No, si se permite que negocien los propietarios y los no propietarios. Por supuesto, ésta es la esencia misma de tmn sistema de derechos de propiedad. El propietario decide de qué manera utilizar el activo, y puede detener cualquier uso no autorizado, pero también puede negociar con cualquier otra persona que desee tener acceso a aquel activo.

Obsérvese de nuevo la figura 10-1. Supóngase que la función de dimo marginal se refiere a todos los daños sufridos por una cervecería; llániese empresa A. Además, que la curva de costos marginales de reducción se aplica a la fábrica que descarga efluentes en el lago; llámese empresa E. Se debe hacer el supuesto de quién posee el lago, la empresa A o la empresa B. Se observará que, ¿cori camenle, se obtendrá la misma cantidad de emisiones en cualquier caso, dado que las dos empresas pueden reunirse y llegar a un acuerdo con relación a la manera corno debe utilizarse el lago.

En el primer caso, supóngase que la empresa B posee el lago. Por el momertio no hay que preocuparse con relación a cómo se llegó a esta situación, sólo que esto es así. La empresa E lo

puede utilizar como desee. Se puede suponer que las emisiones inicialmente se encontrarían en e5. La empresa B al comienzo no dedica recursos en absoluto a la reducción de emisiones. Sin embargo, ¿esta situación seguirá igual en este punto? Aquí los daños marginales son US$r, en tanto que los costos marginales

de reducción son nulos. En consecuencia, el paso más práctico que la empresa A puede realizar consiste en ofrecer a la empresa B cierta cantidad de dinero con el fin de reducir su corriente de efluentes; para la primera tonelada cualquier cantidad acordada entre cero y US$r haría que las dos partes mejoraran su bienestar. En efecto, ellos podrían continuar negociando sobre la unidad marginal hasta el punto en que los daños marginales excedan los costos marginales de reducción. La empresa B mejoraría al reducir sus emisiones a cambio de cualquier pago por encima de sus costos marginales de reducción, en tanto que cualquier pago menor que los daños marginales mejoraría considerablemente las condiciones de la empresa A. De esta manera, negociar o regatear entre los propietarios del lago (en este caso la empresa B) y las personas que son afectadas por la contaminación generaría una reducción de efluenLes hasta e, es decir, el punto en el cual los costos marginales de reducción yios costos de los daños marginales son iguales.

Supóngase ahora, al contrario, que la propiedad del lago se asigna a la empresa A, la fábrica afectada por la contaminación. En este caso se podría suponer que los propietarios no permitirían ninguna violación contra su propiedad; es decir, que el nivel de emisiones sería de cero o estaría cerca de éste. ¿Se mantendría en este punto? No, si de nuevo se permite la negociación o regateo entre los propietarios y quienes deseen utilizar el lago. En este caso la empresa B tendría que comprar un permiso de la empresa A para expulsar sus desperdicios en el lago. Cualquier precio por este concepto, menor que los costos marginales de reducción pero mayor que los daños marginales, mejoraría las condiciones de bienestar de ambas partes. Y de esta manera, mediante un proceso similar de negociación, por supuesto, de pagos en dirección opuesta, el nivel de emisiones en el lago se ajustaría a partir del nivel bajo donde comenzó hacia el nivel eficiente e. En este punto cualquier ajuste adicional se detendría debido a que los costos marginales de reducción (el máximo que pagarían los contaminadores por el derecho a emitir una tonelada más de efluentes) son iguales a los daños marginales, es decir, el mínimo que la empresa A aceptaría para permitir que la empresa B descargue esta tonelada adicional.

Así, como se observa en este pequeño ejemplo, si se define claramente quién tiene el derecho de propiedad sobre el activo ambiental y luego se permite una negociación entre los propietarios y los usuarios potenciales, se llegará al nivel eficiente de efluentes sin importar a quién inicialmente se le suministró el derecho de propiedad. De hecho, éste es un famoso teorema llamado “teorema de Coase”, en honor al economista que lo inventó2. La mayor implicación es que al definir los derechos de propiedad privada (no necesariamente derechos de propiedad individual puesto que los grupos privados de personas podrían tener estos derechos), es posible establecer las condiciones bajo las cuales las negociaciones descentralizadas pueden producir niveles eficientes de calidad ambiental. Esto presenta cierto atractivo. La parte posi

tiva consiste en que las personas que hacen la negociación pueden saber más acerca de los valores relativos involucrados (costos de reducción y daños) que cualquier otra persona, de tal modo que hay esperanza en llegar al verdadero punto de eficiencia. Y puesto que sería un sistema descentralizado, no se necesitaría una organización central burocrática tomando decisiones basadas en su mayor parte en consideraciones políticas en vez de hacerlo a partir de los verdaderos valores económicos involucrados. ideas como ésta han conducido a algunas personas a recomendar una amplia conversión de los recursos naturales y ambientales hacia la propiedad privada, corno medio para lograr su uso eficiente.

¿Qué posibilidad existe de que este enfoque de d.erechos de propiedad funcione en la práctica? Como se observó con las leyes de responsabilidad, algo que parece ser positivo en teoría puede que no funcione bien cuando se enfrente con las complejidades del mundo real. Para que un enfoque de derechos de propiedad funcione correctamente (es decir, para que suministre una aproximaciÇn al nivel eficiente de contaminación ambiental), en esencia deben satisfacerse tres condiciones fundamentales:

1 Los derechos de propiedad deben ser claramente definidos, ejecutables y transferibles.

2 Debe haber un sistema razonablemente eficiente y competitivo para las partes interesadas a fin de que se reúnan y negocien la manera como deben utilizar los derechos ambientales de propiedad.

3 Debe haber un conjunto completo de mercados, de tal manera que los propietarios privados puedan capturar todos los valores sociales asociados con la utilización de un activo ambiental.

Si la empresa A no puede impedir que la empresa B haga lo que desea, por supuesto, no funcionará el enfoque de derechos de propiedad. En otras palabras, los propietarios deben estar física y legalmente capacitados para impedir que los demás usurpen su propiedad. Los propietarios deben estar en capacidad de vender su propiedad a cualquier comprador poterlcial. Esto es importante especialmente en activos ambientales. Si los propietarios no pueden vender la propiedad, esto debilitará sus incentivos para preservar su productividad a largo plazo, debido a que cualquier utilización que disminuya su productividad ambiental a largo plazo no puede ser sancionada mediante la reducción del valor de mercado del activo. Muchos economistas argumentan que éste es un problema particularmente fuerte en los países en vía de desarrollo; puesto que los derechos de propiedad a menudo son “atenuados” (es decir, no cuentan con todas las características exigidas y especificadas anteriormente), las personas no tienen fuertes incentivos para garantizar que se mantenga la produc tividad a largo plazo.

Anteriormente se observó que la utilización eficiente del lago dependía de las negociaciones y del acuerdo entre las dos partes interesadas. Los costos de negociación, junto con los costos de ejecución de políticas de acuerdos, podría esperarse que fuesen relativamente modestos. A los que se refieren aquí son a los costos de transacción, concepto que se introdujo en la sección anterior. En el sencillo caso del lago, probable que los costos de transacción sean suficientemente bajos de tal manera que las empresas estarían en capacidad de negociar sobre el nivel eficiente de emisiones. Sin embargo, supóngase que se remplaza la empresa A —es decir, la instalación que utíliza el lago como fuente de suministro de agua— por una

comunidad de 50,000 personas que la emplean no sólo como suministro de agua sino también con propósitos recreativos. Entonces las negociaciones deben tener lugar entre una sola empresa contaminante, por una parte, y las 50,000 personas, o sus representantes, del otro lado. Para cada uno de estos individuos el valor de la calidad mejorada del agua es pequeño relativo al valor de la empresa que contamina el agua. Aun más, el nivel de calidad del agua en el lago se considera un bien público para estos individuos. Esto incrementa considerablemente los costos de transacción para negociar un acuerdo entre los diferentes usuarios.

Para hacer las condiciones peores, supóngase que se remplaza la empresa contaminante por 1,000 empresas de igual carácter, junto con miles de propietarios de viviendas que no están todavía conectados con el sistema público de alcantarillado y que por tanto están utilizando pozos sépticos en las orillas del lago. En este caso las posibilidades de investir la propiedad del lago a una sola persona, y esperar negociaciones entre esa persona y los presuntos usuarios para hallar los niveles eficientes de utilización esencialmente se desvanecen. Ésta es otra forma de decir que en casos grandes y complejos de degradación ambiental, en los cuales abundan problemas de usuarios que no pagan free-riders) y se presentan costos de transacción muy altos, reducirán seriamente el potencial del enfoc1ue de propiedad privada para identificar el nivel eficiente de emisiones.

Para que las instituciones de propiedad privada aseguren que se le da el rnlejor uso a un activo ambiental, el proceso también debe funcionar de tal manera que el propietario esté en capacidad de capturar el valor total social del recurso en esa utilización. Supóngase que alguien posee una pequeña isla en los Cayos de la Florida. Existen dos posibles usos: construir un centro vacacional o dedicar el terreno a un refugio de vida silvestre. Si se construye el centro vacacional, se obtiene un flujo directo de riqueza monetaria ya que el mercado del turismo se encuentra bastante desarrollado en esa parte del mundo y se puede esperar que los clientes encuentren el centro recreal ivo y paguen la tasa vigente por sus servicios. Sin embargo, no existe tal “mercado” comparable para los servicios del refugio de vida silvestre. El valor de la isla como refugio puede ser mucho mayor que su valor como centro de recreación, en términos de la verdadera disponibilidad agregada para pagar por parte de todas las personas en el país y en el mundo. Sin embargo, para ellas no existe una buena

forma de expresar ese valor; no hay un mercado disponible como el del turismo en el cual ellos en efecto puedan pujar contra los turistas que visitarían la isla. Se creería que una fundación para la conservación podría comprar la isla si su valor como refugio en realidad fuese mayor que su valor como hotel. Sin embargo, la fundación para conservación se mantiene mediante las contribuciones voluntarias, y las islas y otros terrenos en efecto se consideran bienes públicos. Anteriormente se anotó que cuando se involucran bienes públicos, es probable que las contribuciones voluntarias para hacer disponible un activo sean mucho menores que su valor real, debido al comportamiento de (utilizar sin pagar )free-riding. El resultado es que, mientras que alguien como propietario evidentemente esperaría recoger el valor total monetario de la isla como lugar recreativo, no estaría en capacidad de llevar a cabo su valor total social hi mantiene este terreno como reserva exclusiva.

En el caso 10.2 aparece un ejemplo de la vida real sobre este problema. Es acerca de una persona en Kansas que posee un terreno que era uno de las mayores porciones existentes de

tierra virgen en el país. Un terreno de 80 acres que nunca antes había corlocido el arado. Como tal, probablemente tenía importancia ecológica al igual que valor histórico. Sin embargo, aunque todo el mundo reconoce su validez e importancia, estos valores no pueden ser bien capturados por un propietario privado de tierras. El problema básico consiste en que no existe forma para que se hagan evidentes todos los valores ecológicos y se expresen de manera directa. Aunque un grupo privado se esforzaba por conseguir terrenos3, sin tener éxito, su presupuesto era limitado por su carácter voluntario, además de los problemas defree-riding inherentes a la preservación de lo que en efecto son bienes públicos. Sin embargo. los valores derivados de la urbanización son concretos e inmediatos. En consecuencia, el propietario privado de tierras optó por la urbanización, no obstante el valor ecológico e histórico de la propiedad.

Este ejemplo, en realidad, es una versión local de un problema mayor que tiene significado global. Durante los últimos años gran atención se ha concentrado en la diversidad biológica y en las reservas de material genético único en sus géneros que aparecen en los millones de especies de animales y plantas en todo el mundo. Una proporción abismalmente enorme de estas especies se localiza en los países en vías de desarrollo. Sin embargo, también éstos son países en los cuales las presiones debidas al desarrollo han generado altas tasas de desmonte de terrenos y destrucción del hábitat. Cuando los propietarios de tierras en estos países estudian sus opciones, ellos sopesan el valor de la tierra para usos diferentes. Infortunadamente, en la actualidad no existe forma de que puedan capturar el valor de la tierra dejada como hábitat para las especies. No existen mercados económicos disponibles en los cuales se puedan vender estos servicios; si así fuera, los dueños podrían recoger beneficios privados al mantener los terrenos sin construir o utilizarlos en formas que sean consecuentes con la preservación de especies.

Una función para las autoridades públicas en esta situación podría consistir en generar la demanda para dicho mercado. Esto podría hacerse al ofrecer el pago a los propietarios de los terrenos de una cantidad equivalente al mayor valor ecológico de la tierra, siempre y cuando estos valores ecológicos no sean peijudicados por la utilización de los terrenos por parte ele aquéllos. Por supuesto, esto involucraría enormes dificultades al medir estos valores ecológicos con cierto grado de precisión, al igual que al hallar fuentes de fondos para pagar por estos servicios. Sin embargo, sin estos tipos de mercado o instituciones de carácter mercantil, las instituciones de derechos de propiedad privada son incapaces de suministrar a la sociedad las cantidades totalmente eficientes de conservación y calidad ambiental.

PERSUACIONDE LA MORAL

Por “persuasión moral” se quiere significar los programas de persuasión que recurren al sentido de los valores morales o deber cívico de una persona para hacer que ésta se abstenga voluntariamente de llevar a cabo actividades que degraden el ambiente. El caso clásico de esto corresponde al esfuerzo del Oso Smokey del National Forest Service (Servicio Forestal Nacional de EEUU), una campaña publicitaria tendicnte hacer que las personas sean más conscientes con relación a botar basuras en los bosques y evitar actividades que generen el riesgo de incendios forestales. Aunque hay multas y sanciones por realizar estas actividades, la campaña no se fundamentó en amenazas de imposición de sanciones sino más bien en recurrir al

sentido de moralidad cívica de las personas. Las campañas de “no arroje basuras en las vías públicas” corresponden esencialmente al mismo tipo de enlóque.

En los primeros días de reciclaje, las comunidades a menudo sumaron esfuerzos voluntarios, en los cuales las convocatonas se hicieron basdndose en el sentido cívico. En algunos casos estos esfuerzos tuvieron éxito; en otros, no surtieron efecto. En la actualidad la sociedad se mueve en dirección a programas de reciclaje más obiigaiorios, aunque es cierto que aún dependen ampliamente de la persuasión moral para alcanzar altas tasas de ejecución de leyes. Evidentemente existen otras situaciones en las cuales el llamado a la moralidad cívica puede ser política pública efectiva. Este es en especial el caso de “emisiones”, corno las de basuras en la calle, en las cuales sus infractores normalmente están dispersos a través de la población de tal manera que es poco viable monitorearlos y detectar las violaciones que ocurran.

El aspecto positivo de la persuasión moral consiste en que puede tener amplios efectos de dispersión. Mientras que un impuesto sobre efluentes en un solo tipo de contaminantes no tendrá impacto sobre las emisiones de otras clases de productos de desecho, las peticiones sobre el sentido cívico por determinado problema pueden generar efectos colaterales en otras situaciones. Las personas que mediante una campaña publicitaria especial son conducidas a experimentar un mayor sentido del deber cívico cuando se abstienen de arrojar basuras en casos en los cuales claramente po. drían evadirlos, es posible que por sí mismas tengan deseos similares cuando, por ejemplo, se abstienen de botar clandestinamente el aceite del auto por la alcantarilla de su casa, o mantienen en óptimas condiciones los sistemas de control de contaminación en SUS automóviles.

Sin embargo, aparecen problemas cuando se depende de la persuasión moral como enfoque fundamental de las políticas. No todas las personas son igualmente responsables desde el punto de vista ético. Algunas responderán a razones morales; otras no lo harán. En consecuencia, la responsabilidad de esta política recaerá en la parle de la población que sea moralmente más consciente; aquellos que respondan menos a las razones morales estarán “viajar gratis”, gracias a los demás, disfrutando los beneficios de la restricción moral de otros pero evadiendo su propia responsabilidad. Lo especialmente desfavorable con relación a esto es el valor de demostración a largo plazo. Si aquellos que responden a las razones morales se enfrentan a la perspectiva de una amplia moral de esto a largo plazo puede tener tendencia a erosionar el nivel general de responsabilidad cívica y moral. Así, apelar a la capacidad de respuesta moral de las personas, aunque quizá sea efectivo a corto plazo, podría en realidad tener el efecto opuesto a largo plazo. Esto es similar al cinismo que las personas a menudo expresan cuando las nuevas leyes ambientales continuamente so ratifican en los libros pero nunca se ejecutan.

Aunque la virtud moral consiste en su propia recompensa, es incluso mejor si otras personas lo conocen. La persuasión moral será más efectiva para detener la contaminación si la informacion está disponible inmediatamente con relación a los niveles de emisiones y a los cambios registrados en éstos5, Así, corno actividad contraria a las campañas de persuasión moral, los esfuerzos para medir y hacer públicos los niveles de emisión los esfuerzos que las personas hacen para reducir estas emisiones, representan un aditamento importante. Estos factores subyacen en el reciente intento de los grupos ambientales en EEUU para desarrollar

un código de conducta anticontaminación, al cual podrían suscribirse las compañías en forma voluntaria. Como se indica en el extracto periodístico del caso 1O3, estos Principios de Valdez involucran la divulgación voluntaria de operaciones que podrían ocasionar daño al entorno. Es fácil ser cínico con relación a utilizar la persuasión moral como herramienta para el mejoramiento ambiental, En esta época de sociedades masificadas y de destrucción ambiental intensificada, rudos diseñadores de políticas ‘naturalmente son atraídos por aquellas políticas ambientales que tengan mayor ejecutabilidad. Esto probablemente sería un error. Posiblemente es cierto que no se pueda depender mucho de la persuasión moral para generar, por ejemplo, una reducción significativa en la contaminación del aire en la cuenca de Los Angeles o producir disminuciones sustanciales en la utilización de los químicos agrícolas que contaminan las aguas subterráneas. Sin embargo, en la búsqueda de instrumentos políticos públicos nuevos, efectivos y concretos, a fin de manejar problemas específicos de contaminación, posiblem.ente se ha subestimado la contribución del ambiente general de moralidad pública y sentido cívico. Un clima fuerte en este sentido posíbilita instituir nuevas políticas y facilita administrarlas y ejecutarlas. A partir de esto también se puede deducir la importancia de la función de los políticos y los diseñadores de políticas, quienes llevan a cabo actividades que satisfacen este clima moral en vez de erosionarlo.

RESUMEN

En este capítulo se comenzó la exploración de diferentes tipos de políticas públicas que podrían utilizarse para combatir la contaminación ambiental. Se inició con un breve análisis de los criterios posibles para evaluar la efectividad de poiítícas ambientales alternativas. Aunque lo más importante podría ser la capacidad de las políticas para obtener niveles eficientes de emisiones, existen otros importantes criterios como las consideraciones de equidad, la capacidad de generar incentivos para cambios futuros y la posibilidad de poner en marcha las medidas.

En el capítulo se examinaron dos tipos prirlcipales de enfoques descentralizados para mejorar la calidad ambiental. El primero consistió en depender de las reglas de responsabilidad, que exigen que los contaminadores compensen a quienes han sufrido daños. En teoría, la amenaza de responsabilidad puede conducir a los contaminadores potenciales a internalizar lo que comúnmente se podría convertir en costos externos. Al sopesar la compensación relativa y los costos de reducción, los contaminadores serían llevados a niveles eficientes de emisiones. Aunque las doctrinas de responsabilidad pueden funcionar bien en casos sencillos de contarninación en los cuales se involucran unas pocas personas y son claros los vínculos catsa-efecto, 00 es probable que funcionen confiablemenle en los problemas ambientales en gran escala, técnicamente complejos, de las sociedades contemporáneas.

El segundo entoque importante que se analizó consistió en la confianza en la institución de los derechos de propiedad privada. Desde esta perspectiva, las externalidades anibientales son problemas sólo debido a que la propiedad de activos ambientales a menudo no está claraniente definida. Al establecer claros derechos de propiedad, los propietarios y otros que deseen utilizar activos ambientales para diversos propósitos pueden llegar a acuerdos que equilibren los costos relativos de diferentes alternativas. Así, las negociaciones entre las partes teórícamente deberían generar tasas de emisiones eficíenles. Sin embargo, los problemas de

COStOS de transacción, especialmente relacionados con los aspectos de bienes públicos de calidad ambiental, y la carencia de mercados para los servicios ambientales, fundamentalmente funcionan en contra de la dependencia de las instituciones tradicionales de derechos de propiedad en los asuntos de calidad ambiental. Sin embargo, en el capítulo siguiente se observará que algunos nuevos enfoques de derecho de propiedad pueden representar una gran promesa.

Finalmente, se mencionó el concepto de persuasión moral, el cual puede ser útil cuando sea imposible medir las emisiones provenientes de fuentes particulares. Se analizó el problema moral de utilizar servicios sin pagar (free-riding), al igual que el problema de divulgación pública como medio para estimular el comportamiento ático en los asuntos ambientales.

PREGUNTAS Y TEMAS DE ANALISIS

Los vecinos podrían, en forma relativamente fácil, negociar con cualquier otro para establecer asuntos de externalidades, como el ruido excesivo o el incompatible desarrollo urbano de las propiedades. De acuerdo con esto, ¿por qué la mayor parte de las comunidades dependen de leyes y regulaciones locales para administrar estas externalidades?

2 En el caso de un contaminante que tiene un efecto indeterminado en las personas, los tribunales podrían asignar la résponsabilidad de prueba, bien ea a las personas afectadas para demostrar que en verdad sufrieron daños o a los contaminadores para demostrar que el contaminante no es dañino. ¿Qué diferencia haría para el funcionamiento de este sistema de responsabilidades?

3 Supóngase que una comunidad calcula el peso d la generación final de basuras de cada residente en el momento de recogerlas, y publica los totales individuales cada año en el periódico local. ¿Considera usted que esto conduciría a una reducción en la cantidad total de basuras expulsadas por la comunidad?

4 En las negociaciones entre propietarios y potenciales usuarios, ¿de qué manera se tienen en cuenta las generaciones futuras?

5 Los accidentes de transportadores de desechos peligrosos se han hecho bastante comunes. Supóngase que a quienes ocasionan cualquier accidente de este tipo se les responsabiliza por una suma equivalente al promedio de los daños causados en todos estos accidentes. ¿Conduciría esto a que las compañías transportadoras tomen el nivel eficiente de precauciones contra tales accidentes?

LECTURAS RECOMENDADAS

Anderson, Terry L.: “The Market Process and Environmental Amenities”, in Walter E. BlocI (cd.), Economics and tite Environrnent: A Reconcitiation, The Fraser Institute, 1990, pp. 137-157.

Anderson, Terry L., and Donaid R. Leal: Free Market Environmentalism, Pacific Research Insti tule, San Francisco, 1991.

Coase, Rotand H.: “The Problern of Social Cost”,Journal of Late and Economics, Vol. 3, October 1960, pp. 1-44.

Dales, J. H.: Pollution, Property and Prices, University of Toronto Press, Toronto, 1968.

Hoffman, W. Michael, Robert Frederick, and Edward S. Petry,Jr. (eds.): The Corp oration, Etkir and tite Environmenf, Quorurn Books, New York, 1990.

Kneese, Allen y., and William D. Schulze: “Ethics and Environmental Econornics”, en Allen V. Kneese andJames L. Sweeney (eds.), Handhook of Natural Resource ami Enrrgy Economies, Vol 1, Norrh-Ho]land, Amsterdam, 1985, pp. 191-220.

Rothbard, Murray N.: “Law, Property Rights, and Air Pollution, en Walter E. Block (cd.), Ec notnics and the Environment: A Reconciliation, The Fraser Institute, 1990, pp. 233-279.

Singer, Steven T.: “An Analysis of Common Law and Statutory Remedies fbr Hazardous Waste Injuries”, Rut gers Late Journal, 12, Fali 1980, pp. 117-150.

ESTRATEGIAS DE REGULACIÓN DIRECTA Y CONTROL: EL CASO DE LOS ESTÁNDARES

Un enfoque de “regulación directa y control* (RDC) en las políticas públicas, es aquel en el que, con el fin de generar un comportamiento considerado socialmente deseable, las autoridades públicas simplemente decretan por ley el comportamiento, y luego utilizan determinados mecanismos de ejecución de leyes (tribunales, policía, multas, etc.) necesarios para hacer que las personas se sujeten a la ley. En el caso de las políticas ambientales, el enfoque de regulación directa y control consiste en depender de diversos tipos de estándares para generar mejoramientos en la calidad ambiental. En general, un estándar simplemente es un nivel decretado de desempeño que se hace aplicar mediante la ley. El límite de velocidad es un tipo clásico de estándar; éste establece la velocidad máxima a la cual se puede legalmeñte conducir, Un estándar de emisiones corresponde a la tasa máxima de emisiones legalmente permitida. La esencia de un estándar, si se desea que las personas no realicen determinada actividad, consiste sencillamente en aprobar una ley que haga ilegal esa aciividad; luego se remite a las autoridades para que ejecuten la ley.

La figura 11.1 corresponde a la ya familiar gráfica en la que aparecen los costos marginales de reducción y los daños marginales relacionados con la tasa a la cual se emiten ciertos residuos de producción en el entorno. Supóngase que inicialmente el nivel real de efluentes se encuentra en e1, una tasa considerablemente superior a la tasa eficiente de e*. Para llegar a e* las autoridades establecen un estándar de emisiolles en ese nivel; e* se convierte en un límite superior decretado para las emisiones de esta empresa. Con el fin de ejecutar este estándar, entonces se enviaría a las autoridades respectivas para que midieran y detectaran cualquier posible infracción del estándar. Si se registran infracciones, se multa a la fuente o se

le somete a cualquier otra sanción. Suponiendo que la empresa redujera las emisiones de acuerdo con el FIGURA 11.1 Estándares de emisiones.

estándar impuesto, pagaría anualmente una cantidad equivalente al área a en costos totales de reducción, Estos costos totales de reducción pueden denorninarse costos dt ejecución por acatar el estándar.

Los estándares son populares por varias razones. Parecen ser sencillos y directos; aparentemente establecen objetivos claramente específicos; recurren, en efecto, a] sentido de que todas las personas tienen el deseo de enfrentar en forma decidida y directa la contaminación ambiental y lograr su reducción. Los estándares también parecen ser compatibles con nuestro sentido ético de que la contaminación es mala y ql.le debe declararse ilegal. El sistema legal es orientado para operar en la definición e impedimento del comportamiento ilegal, y el enfoque de los estándares se adapta a esta actitud mental. Sin embargo, se observará que el enfoque de estándares es mucho más complejo de lo que podría parecer en primera instancia. En efecto, una razón muy práctica para la popularidad de los estándares es que éstos pueden permitir mucha mayor flexibilidad en la ejecución de leyes que lo que podría parecer en reahdad. Lo que parece ser directo y no ambiguo de los estándares se convierte en algo mucho más problemático cuando se analiza con detenimiento.

TIPOS DE ESTANDARES

Cualquier actividad que pueda considerarse podría ser sujeta a un estándar, pero en los asuntos ambientales existen tres tipos importantes de estándares: ambientales, de emisiones y tecnológicos.

Estáidares ambentaes

La calidad ambiental del entorno se refiere a las dimcnsion cualitativas del entorno circundante; ésta podría ser la calidad ambiental del aire de una ciudad en particular, o la calidad ambiental del agua de un río específico De este modo, un eTtdndar ambiental es un nivel nunca sobrepasable por determinado contaminante en el entorno ambiental. Por ejemplo, un estándar ambiental para el oxígeno disuelto en un río particular puede estabiecerse en 3 partes por millón (ppm), lo que significa que éste es el menor nivel de oxígeno disuelto que se puede permitir en el río. Por supuesto, los estándares ambientales no pueden ejecutarse en forma directa. Lo que se puede obligar a cumplir son las diversas emisiones que conducen a los niveles de calidad ambiental. Para asegurarse de que el oxígeno disuelto nunca caiga por debajo de 3 ppm en el río, es necesario conocer de qué manera las emisiones de varias fuentes en el río contribuyen a los cambios en esta medición; luego se introducen algunos medios de control de estas fuentes.

Los estándares ambientales por lo general se expresan en términos de los niveles promedio de concentración durante determinado periodo. Por ejemplo, el actual estándar primario para EEUU de calidad ambiental del aire para el dióxido de sulfuro (SO2) es de 80 Ig/m3, según la media anual aritmética, y de 365 ig/m3, según un promedio de 24 horas’. El estándar, en otras

palabras, tiene dos criterios: un promedio máximo anual de 80 ltg/m3 y un promedio máximo de 24 horas de 365 lIg/m3.

La razón para adoptar promedios consiste en reconocer que existen variaciones en las condiciones meteorológicas a diario y por las estaciones, al igual que en las emisiones que producen variaciones en la calidad ambiental. Promediar significa que los niveles de calidad ambiental a corto plazo pueden ser peores que el estándar, siempre y cuando esta situación no persista durante mucho tiempo, y de igual manera se equilibre con periodos en que la calidad del aire sea mejor que el estándar.

Estáidares de emsones

Los estándares de emisiones son niveles no superables aplicados directamente a las cantidades de emisiones que provienen de las fuentes de contaminación. Por lo regular. los estándares de emisiones (o cf luentes) se expresan en términos de la cantidad de material por determinada unidad de tiempo; por ejemplo, gramos por minuto o toneladas por semana. Las corrientes continuas de emisiones pueden someterse a estándares para tasas “instantáneas” de flujo; por ejemplo, límites superiores sobre la cantidad de flujo de residuos por minuto o el flujo promedio de residuos para determinado periodo.

Es importante tener en cuenta la diferencia entre estándares ambientales y esu dares de emisiones. Establecer estándares de emisiones en cierto nivel no necesarci mente lleva a cumplir con un conjunto de estándares ambientales. Entre las emision y la calidad ambiental se encuentra la naturaleza, en particular los fenómenos metec rológicos e hidrológicos que vincula a estos dos factores. El ambiente usualmen:

transporta las emisiones de un punto de descarga a otros lugares, con frecuenci diluyéndolos y dispersándolos en su trayecto. Procesos químicos ocurren en todos L medios ambientales que, a menudo, modifican las características físicas del contam nante. En algunos casos esto puede hacer más benigna la sustancia emitida. Los ch sechos orgánicos expulsados en ríos y corrientes, por lo general, se someten procesos naturales de degradación, en los cuales se descomponen en sus compora’ tes básicos. Así, la calidad ambiental del agua en diversos puntos, ubicados a lo lau. de la corriente, depende de la cantidad de emisiones al igual que de las condicione hidrológicas del río: su tasa de flujo, temperatura, condiciones naturales de reaire ción y otros factores.

Algunas veces el entorno convertirá determinado tipo de contaminante en alg más dañino. Investigar el vínculo entre los niveles de emisiones y los niveles de cal dad ambiental se constituye en una parte importante de la ciencia ambiental.

El vínculo entre las emisiones y la calidad ambiental también puede verse con derablemente afectado por las decisiones de los seres humanos. Un caso típico e de los automóviles. Como parte de un programa de contaminación del aire por fu tes móviles, se establecen estándares de emisiones para los nuevos automóviles términos de emisiones por milla recorrida. Sin embargo, puesto que no existe foni de controlar bien ni la cantidad de automóviles en las carreteras ni el total de hoi recorridas, la cantidad agregada de contaminantes en el aire, y, en consecuencia, calidad ambiental del aire, no se controla en forma directa.

Los estándares de emisiones se pueden establecer en una amplia variedad ci. criterios; por ejemplo:

1 Tasa de emisiones (por ejemplo, libras por hora).

2 Concentración de emisiones (por ejemplo, partes por millón de demanda de oxi geno bioquímico, o DOB, en aguas de desecho).

3 Cantidad total de residuos (tasa de descarga multiplicada por la concentración mi tiplicada por la duración).

4 Residuos generados por unidad de producción (por ejemplo, emisiones de SO2 p kilovatio-hora de electricidad generada).

5 Contenido de residuos por unidad de insumo (por ejemplo, contenido de sulfu:

de carbón utilizado en la generación de energía).

6 Eliminación porcentual de contaminantes (por ejemplo, 60% de eliminación ci material de desechos antes de la descarga).

En el lenguaje de la regulación, los estándares de emisiones corresponden a un tipo de estándar de desempeño, puesto que se refieren a los resultados finales que se esperan lograr de los contaminadores que son regulados. Existen muchos otros tips de estándares de desempeño; por ejemplo, los estándares en los lugares de trabajo se establecen en términos de las cantidades míximas de accidentes o niveles de riesgo a los cuales se exponen los trabajadores. Un requerimiento en el cual se exige que los agricultores reduzcan por debajo de determinado nivel el uso de un pesticida en particular también corresponde a un estándar de desempeño, así como se establece el límite de velocidad en las autopistas.

Estándares tecnoógcos

Existen muchos estándares que en realidad no especifican un resultado final, pero determinan las tecnologías, técnicas o prácticas que deben adoptar los contaminadores potenciales. Todos éstos se agrupan bajo el encabezamiento de “estándares tecnológicos”. El requerimiento de que los automóviles deben estar equipados con convertidores catalíticos, o cinturones de seguridad, es un estándar tecnológico. Si a todas las empresas públicas de energía eléctrica se les exigiera la instalación de extractores de impurezas en sus chimeneas de escape con el fin de reducir las emisiones de SO22, éstos serían estándares tecnológicos, puesto que las autoridades centrales especifican un tipo particular de tecnología. Este tipo de estándar también incluye los que a menudo se denominan “estándares de diseño” o “estándares de ingeniería”. También existe una variedad de estándares de productos en los cuales se especifican las características que deben tener los bienes, y estándares de insumos que exigen que los contrminadores potenciales utilicen insumos que cumplan con las condiciones específicas.

Pueden ser confusos los límites para diferenciar un estándar de desempeño de un estándar tecnológico. El punto básico de diferenciación consiste en que un estándar de desempeño, como un estándar de emisiones, establece una restricción según un criterio de desempeño y

luego permite que las personas escojan los mejores medios para lograrlo. Un estándar tecnológico en realidad impone ciertas decisiones y técnicas que se deben utilizar, como equipos o prácticas operativas particulares que deben utilizar los contaminadores. Para propósitos ilustrativos, en el caso 11.1 aparece una lista de estándares federales aplicables a los comerciantes minoristas de químicos agrícolas. Algunos son estándares de emisiones (reducir la aplicación de pesticidas y fertilizantes), pero la mayoría corresponden a estándares tecnológicos de diferentes tipos.

LA ECONOMIA DE LOS ESTANDARES

Parecería sencillo y directo lograr una mejor calidad ambiental mediante la aplicación de estándares tic diversos tipos. Sin embargo, los estándares resultan ser más complejos de lo que en un primer momento parecen. En el resto de este capítulo se analizarán algunas de esas complicaciones, las cuales se abordarán en forma directa cuando se llegue a los capítulos sobre las políticas específicas de control de la contaminación.

DEFINICION DEL NIVEL DE ESTANDAR

Quizá el primer problema desconcertante consiste en saber dónde establecer el estándar. En el caso de los enfoques descentralizados de control de la contaminación (leyes de responsabilidad y regímenes sobre los derechos de propiedad) se observó que existía, por lo menos, la posibilidad teórica de que las interacciones entre las personas involucradas condujesen a resultados eficientes. No obstante, con los estándares obviamente no se puede dar por sentado esta posibilidad; los estándares se aplican mediante determinado tipo de proceso autoritario político/administrativo que puede verse afectado por toda clase de consideraciones.

El planteamiento más importante es si, al establecer los estándares, deberían 1. nerse en cuenta sólo los daños o ambos, es decir, los daños y los costos de reducció Obsérvese de nuevo la figura 11 1, en particular la función de daño marginal. U enfoque en la determinación de estándares ha consistido en tratar de establecer e tándares ambientales o de emisiones con referencia solamente a la función de dañ Así, se observa la función de daño para hallar puntos significativos que podrían SL gerirse por sí mismos. Un enfoque ha consistido en establecer el estándar en un nb:

de “riesgo cero”, es decir, en el nivel en el cual el estándar protegería a todos de daño, independientemente del grado de sensibilidad de cada uno. Esto irnplicar: establecer un nivel cte umbral, denotado con e en la figura 11.1. Este concepto ( adecuado mientras exista un umnbral. Sin embargo, recientes investigaciones de tox cólogos y otros científicos parecen indicar que rio puede haber ningún umbral pa - muchos contaminantes ambientales; que en efecto las funciones de daño margir son positivas desde el mismo origen. En el artículo periodístico que aparece en el cas 11.2 se analizan nuevos descubrimientos sobre los impactos del ozono en el sud Los que alguna vez se consideraron niveles “seguros” del ozono, pueden no ser debido al efecto de esta sustancia, en niveles muy bajos, para quienes padecen asn Esto ha sugerido a muchas personas que debería disminuirse el estándar del ozono En efecto, si se siguiera un enfoque de “riesgo cero”, tendrían que establecerse tod’ los estándares en cero.

Estos podrían ser apropiados para algunas sustancias; p’ ejemplo, ciertos químicos altamente tóxicos. Sin embargo, sería esencialmente imp sible lograrlo para todos los contaminantes.

En consecuencia, se podría decidir que se aceptarían algunos daños “razonaU” mente pequeños”, en cuyo caso se establecería en un lugar como e0, el punto en

cual la función de daño marginal comienza a incrernentarse muy rápidamente. Sir embargo, en esta situación se establecería de nuevo el estándar indepcndientemen:

de los costos de reducción. Una lógica diferente podría sugerir que al establecer e estándar deberían “equilibrarse” los daños y los costos de reducción. Esto ubicaría a lector justamente dentro de la lógica utilizada al analizar la noción de eficiencia ec” nómica y, en esta forma, lo conduciría a establecer el estándar en e*, ci nivel eficientc de emisiones.

Debe observarse que, en efecto, existe cierto “equilibrio” cuando se establecen le estándares según un promedio registrado durante determinado periodo. En este ce so, los periodos a corto plazo, cuando la calidad ambiental es relativamente baja, n consideran aceptables en la medida en que no duran “demasiado”. En realidad, está haciendo un juicio de que no es necesario instalar suficiente tecnología ci reducción para mantener la calidad ambiental dentro del estándar, bajo todas la condiciones naturales concebibles. En otras palabras, se lleva a cabo una mediacicí’ (trade-ofj) implícita entre los daños que resultarán debido al deterioro temporal de calidad ambiental por debajo del estándar y los altos costos que serían necesarios para mantener la calidad ambiental dentro del estándar bajo todas las condiciones.

Quizá el aspecto más importante de los estándares corresponde a su calidad de todo o nada; es decir, si se cumple con el estándar o no. Si no es así, la implicación consiste en cumplir con lo que debería ser, independientemente del costo que acarrea. Si se satisface, la implicación consiste en que no necesariamente estaría haciendo un bien a pesar de que el costo de llevarlo a cabo puede ser bastante bajo.

La nntormklad de los estándares

Un problema muy práctico en el establecimiento de estándares consiste en saber si deberían aplicarse uniformemente a todas las situaciones o de forma variada según las circunstancias, Esto se puede ilustrar utilizando el problema de la uniformidad espacial de los estándares. Por ejemplo, los estándares de la calidad ambiental del aire en EEUU son esencialmente nacionales. El problema consiste en que las regiones pueden diferir enormemente en términos de los factores que afectan las relaciones de costos de daño y de reducción, de tal modo que un conjunto de estándares, uniformemente aplicado a través de estas variaciones locales, puede tener serias implicaciones de eficiencia.

Téngase en cuenta la figura 1 L-2. En ésta aparecen dos funciones de daño marginal, una de las cuales (denotada con DM,,) se supone que representa un área urbana, en tanto que la otra (denotada con DMr) se aplica a un área rural. DM se encuentra por encima de DM puesto que hay muchas más personas viviendo en el área urbana, y por consiguiente la misma cantidad de emisiones afectará la salud de más personas que en la región rural. Supóngase que los costos marginales de reducción (denotados con CMR) son los mismos en las dos regiones. Por ejemplo, se podría suponer que se analiza un proceso de producción que también genera

emisiones de benceno, una sustancia cancerígena. Los costos marginales de reducir las emisiones son los mismos en cada área. Puesto que los daños marginales son mucho mayores en el área urbana que en el área rural, el nivel

ambiental eficiente de benceno es mucho menor en la primera región que en la última; el nivel eficiente en la región rural es e, y en el área urbana es e.,,. En consecuencia, un solo estándar unifoi’me tio puede ser eficiente simnitáneamente en las dos regiones. Si se establece en e,, será demasiado exigente para el área rural, y si se establece en e no será suficientemente estricto para la región urbana. La única forma de evitar esto seria establecer estndares diferentes en las dos áreas, Por supuesto, esta situación nos hace enfrenLar una de las grandes mediaciones en la fiarmulación de política: Cuanto más se intente ajustar una política de tal manera que se aplique a diferentes y heterogéneas situaciones, más eficiente será en lo relacionado con sus impactos, pero el costo también será mucho mayor en términos de obtener la información necesaria para establecer los diferentes estándares y lograr su cumplimiento una vez que se hayan establecido. Las curvas de la figura 11.2 podrían utilizarse para representar otras situaciones heterogéneas al igual que las diferencias en regiones geográficas. Por ejemplo, DM podría representar los daños marginales en una legión particular bajo determinadas condiciones meteorológicas, o en una estación del año, en tanto que DMr podría representar la función de daño marginal para la misma área pero bajo diferentes condiciones meteorológicas o en una época diferente del año. Entonces, un solo estándar, ejecutado a través del año, no puede ser eficiente en todos los puntos en el tiempo; si es eficiente en algún momento, no lo será en otro.

Los estáidares y e prhwpo equhnargñna Después de analizar el asunto del es tablecirniento de estándares en el nivel eficiente de emisiones, se debe recordar que el nivel eficiente en sí mismo se define mediante la función de costos mínimos marginales de reducción. Y donde existan múltiples fuentes de emisiones que produzcan el mismo efluente5, debe mantenerse el principio equimarginal. El principio establece que para lograr este resultado deben controlarse las diferentes fuentes de cmisiones de tal manera que tengan los mismos costos marginales de reducción.

Esto significa que las diferentes fuentes de un contaminante normalmente se controlarían a diversos grados, dependiendo de la forma de la curva de costos marginale de reducción en cada fuente. Un problema imnportante con los estándares consiste en que casi siempre hay una fuerte tendencia por parte de las autoridades de aplicar los mismos estándares a todas las fuentes. Esto hace sus vidas reguladoras mucho más simples, y da la impresión de ser justo con cada una de las fuentes, puesto que todas ce apariencia son tratadas de la misma manera. Sin embargo. estándares idénticos serán efectivos en costos, sólo en el improbable evento de que todos los contaminadores tengas los mismos costos marginales de reducción.

Obsérvese la figura 11.3, en la cual aparecen las relaciones de los costos marginales de reducción para dos fuentes diferentes, cada una emite los mismos materiales de desecho. Obsérvese que las funciones de costos marginales de reducción difieren; para la empresa A éstas se incrementan mucho menos rápidamente a medida que se

reducen las emisiones en comparación con la empresa B. ¿A qué se debe esta diferencia? Éstas pueden estar generando diferentes productos con diversas tecnologías. Una empresa podría ser más antigua que la otra, y la tecnología obsoleta puede ser menos flexible, haciendo más costoso reducir las emisiones en comparación con la planta que posee nuevos equipos. Una planta puede diseñarse para utilizar un tipo diferente de materias primas que la otra. Esto, en efecto, refleja la situación del mundo real. Normalmente se puede esperar una heterogeneidad considerable en costos de reducción entre los grupos de empresas aunque estén emitiendo el mismo tipo de residuo.

Supóngase que las emisiones no son actualmente controladas. Así, éstas corresponden a 20 toneladas/mes en cada empresa, o un total de 40 toneladas/mes. Ahora permítase suponer que las autoridades desean reducir las emisiones totales a 20 toneladas/mes mediante el establecimiento de estándares de emisiones. ¿Cómo deberían establecerse los estándares? El procedimiento que puede parecer más obvio (ciertamente para la mayoría de los reguladores ambientales) consiste en aplicar el mismo estándar a cada fuente; en este caso, 10 toneladas/mes. Esto tiene la apariencia superficial de ser algo justo, al tratar estas fuentes de igual manera, puesto que cada una se reduciría en la misma proporción a partir de sus niveles corrientes. Por supuesto, el problema es que las fuentes son económicamente diferentes en el sentido de que poseen costos marginales de reducción significativamente distintos. Al aplicar estándares uniformes a fuentes disímiles se violaría el principio equimarginal y se terminaría por obtener una reducción de emisiones totales mucho menor que lo que se podría con los costos involucrados. En los niveles de emisiones de 10 toneladas/mes, la fuente A tiene costos marginales de reducción de US$ 16.50/toneladas, en tanto que la fuente B tiene costos marginales de reducción de US$204.90/toneladas. Recuérdese que los costos totales son las sumas de los costos man ginales; así, se calcularían los costos totales de ejecución por valor de US$75.90 para la empresa A y de US$684.40 para B, o un gran total de US$760.30.

¿Qué tan superior es esto comparado con los costos que generaría un programa que satisficiese el principio equimarginal? Obsérvese la figura 11.3, en la cual se muestra que se puede lograr la reducción total deseada y satisfacer el principio al hacer que la empresa A reduzca sus emisiones a 5 toneladas/mes y la empresa B a 15 toneladas/mes, En estos niveles sus costos marginales de reducción serían los mismos (US$32.50/toneladas) y los costos totales de la reducción serían de US$272.30 ($204.40 para A y US$67.90 para B), es decir, una reducción del 64% en costos totales comparado con el caso de estándares iguales. Para expresar esto quizá de manera más dramática, para el costo de US$760.30 según la condición de estándares iguales, se podría lograr una reducción mucho mayor en emisiones totales si se disminuyera de acuerdo con el principio equimarginal. En efecto, hacer que la empresa A reduzca sus emisiones hasta cero (costo total: US$430.70) y que la empresa B llegue a las emisiones de 12 toneladas/mes (costo total: US$322.60) suministraría costos totales de ejecución casi similares a la condición de los estándares iguales pero con emisiones totales considerablemente menores (12 toneladas/mes en vez de 20 toneladas/mes).

Para resumir: los estándares por lo general se diseñan para aplicarse uniformemente a través de las fuentes de emisiones. Esta práctica es casi inherente a la filosofía fundamental del enfoqúé de los estándares, y muchas personas asumen esto como una manera equitativa de proceder. Sin embargo, silos costos marginales de reducción en el mundo real varían a través de las fuentes, como usualmente ocurre, el enfoque de estándares iguales producirá menos reducción en emisiones totales para los costos totales de ejecución del programa comparado con lo que sería lograrla con un enfoque que satisfaga el principio equimarginal. Cuanto mayores sean las diferencias en los costos marginales de reducción entre las fuentes, más desfavorable será el desempeño del enfoque de estándares iguales. En capítulos posteriores se observará que esta diferencia en realidad puede ser muy grande.

¿Podrían los estándares establecerse de acuerdo con el principio equimarginal? A no ser que la ley aplicable exija determinado tipo de reducción equiproporcional, es posible que no haya nada que impida a las autoridades establecer estándares diferentes para las fuentes individuales. Para obtener una reducción general de 20 toneladas/mes en el ejemplo anterior, ellos podrían requerir que la fuente A reduzca a 5 toneladas/mes y la fuente B reduzca a 15 toneladas/mes. Sin embargo, la parte difícil consiste en que para lograr esto, las autoridades deben saber cuáles son los costos marginales de reducción para las diferentes fuentes. Es necesario hacer hincapié en este aspecto. Para casi todos loA problemas de contaminación en el mundo real normalmente habrá múltiples fuentes, Para que una entidad pública establezca estándares individuales de acuerdo con el principio equimarginal, tendría que conocer la relación de costos marginales de reducción para cada una de estas fuentes. A cualquier entidad le exigiría gran esfuerzo obtener información de alta fidelidad sobre los costos marginales de reducción de muchas fuentes diferentes, cada una de las cuales quizá genera diversas producciones, utiliza distintas tecnologías y métodos de producción. La fuente fundamental de datos tendría que ser los mismos contaminadores, y no hay razón para creer que estarían dispuestos a compartir esta información. En efecto, si ellos se dan cuenta, como ciertamente ocurriría, que la información sería utilizada para establecer estándares de fuentes individuales, tendrían todos los incentivos para suministrar a la entidad administradora datos que demuestren que sus costos marginales de reducción se incrementan enormemente con la reducción de las emisiones. Así, existen problemas reales con las autoridades que intentan establecer estándares de emisiones provenientes de fuentes específicas. Sin embargo, de manera informal se lleva a cabo un esfuerzo considerable mediante las interacciones de las autoridades locales para el control de la contaminación, quienes se encargan de ejecutar estándares comunes, y de las fuentes locales, cada una de las cntales se encuentra en circunstancias un poco díferentes. Este aspecto se abordará de nuevo un poco más adelante cuando se analicen los asuntos sobre la coacción para el cumplimiento de leyes.

Los estáidares y os inceitivos para meoramcnlos adcionaes

Uno de los criterios para evaluar tipos alternativos de políticás ambientales consiste en el fortalecimiento de los incentivos que producen para descubrir y adoptar mejores medios técnicos y administrativos para controlar la contaminación. La admninistración de la producción y residuos de consumo no es una búsqueda estática; ésta se encuentra sujeta al cambio y el mejoramiento a través de la energía y creatividad humana. Sin embargo, los

mejoramientos no suceden justamente al azar; se dan cuando existen los incentivos apropiados.

Es fácil abordar el caso de los estándares tecnológicos. En esta situación los incentivos para hallar formas más baratas (considerando todos los costos) de reducir emisiones son efectivamente cero. Si las autoridades de control establecen en forma detallada la tecnología y prácticas específicas que los contaminadores pueden utilizar legalmente para disminuir emisiones, no hay recompensas para hallar mejores enfoques. En efecto, éstos pueden motivarse para evitar otras técnicas a fin de protegerse a sí mismos de cargos por incumplimiento, aun si estos otros enfoques representaran una promesa considerable. Es mejor jugar a la seguridad, adoptar la tecnología especificada por el estándar, y dejar que las autor dades públicas de control se responsabilicen por sí mismas del trabajo de defender la conveniencia de la opción. En vez de dejar libres a las empresas para que utilicen su propia creatividad en el diseño de los medios tecnológicos para lograr una mcta, un estándar tecnológico en su lugar asigna la responsabilidad a la autoridad pública para que torne las decisiones tecnológicas correctas.

Ahora considérense los estándares de emisiones. En la figura 11.4 aparecen los costos marginales de reducción de una empresa en dos situaciones: CMR1 se refieren a dichos costos antes de que se registre determinado mejoramiento tecnológico; CMR2 es la curva de costos marginales de reducción que la empresa esperaría tener después de invertir una cantidad de recursos en un esfuerzo de I&D para desarrollar mejor tratamiento o tecnología de reciclaje. Sin ningún programa para el control de la contaminación no existen absolutamente incentivos para invertir el dinero en I&D. Sin embargo, supóngase que la empresa

ahora se enfrenta con el hecho de cumplir con los estándares de emisiones de e2 toneladas/año, Con los costos marginales de reducción originales, los costos anuales totales di cumplimiento para esta empresa son (a + b) por año. Si el programa de I&D tiene éxito, sus costos de ejecución serían únicamente de b/año. La diferencia, a/año es la cantidad mediante la cual se reducirían los costos de cumplimiento, y representa, en efecto, el incentivo de comprometerse en un esfuerzo de I&D. En el próximo capítulo se observará que éste es un

efecto más débil comparado con el suministrado por los tipos de programas que tienen incentivos económicos. No obstante, es un incentivo, el cual es más de lo que se podría afirmar para los estándares tecnológicos.

No obstante, la lógica completa de establecer estándares puede hacer mucho má para menoscabar este incentivo. Supóngase que las autoridades están realizando todos los esfuerzos para establecer un estándar que se aproxime al nivel eficiente di emisiones. En la figura J 1.4, e2 es su criterio del nivel eficiente antes del cambio tecnológico. Sin embargo, la nueva tecnología disminuye la curva de costos marginales de reducción, y desde el capítulo 5 se sabe que esta condición reducirá el nivel eficiente de emisiones. Supóngase que las autoridades calculan que, dado su criterio de daños marginales, la nueva tecnología desplaza el nivel eficiente de emisiones hasta e3 en la figura 11.4, y que éstos ahora cambian el estándar para reflejar esta situación, Ahora, los costos de ejecución de la empresa serán de (b + c) por año. La diferencia entonces es de (a — c). Así que los ahorros de costos de la empresa serán considerablemente menores que cuando no se había cambiado el estándar; en efecto, los costos de ejecución podrían en realidad ser mayores que antes de implementar e] programa de I&D. En otras palabras, la empresa podría suponer que debido a la forma como los reguladores pueden hacer más severos los estándares, ellos podrían estar en condiciones significativamente más desfavorables con la nueva tecnología que con los viejos métodos. El procedimiento de establecer estándares en este caso ha socavado completamente el incentivo para producir nueva tecnología de control a la contaminación.

Si los estándares de emisiones generan incentivos para el cambio tecnológico, ¿no es aconsejable establecer estándares bastante rígidos de tal manera que inciementen ese incentivo? Si, en la figura 11.4, el estándar se establece en e3, a la derecha del comienzo, esto significaría ahorros en costos de (a + d + e) con la nueva tecnología, en vez de ser sólo de a, como si fuera con el estándar establecido en e2. Este tipo de enfoque se encuentra bajo el nombre de “forzamiento tecnológico”. El principio de forzamiento tecnológico consiste en establecer estándares que no son realistas con la tecnología actual, con la esperanza de que esta instancia motive a la industria del control a la contaminación para que cree formas de cumplir con el estándar a un costo razonable. Por “no realistas con la tecnología actual”, simplemente se quiere decir que los estándares son tan costosos que conducirían a una gran privación económica.

Sin embargo, los estándares más estrictos también generan otro incentivo, la motivación de que los contaminadores busquen ayuda de las autoridades públicas mediante el posterganliento de la fecha cuando éstos se hagan aplicables. En un sistema político abierto, las empresas pueden tomar algunos de los recursos que podrían utilizar en I&D para el control de la contaminación y dedicarlos en su lugar a influir sobre las autoridades políticas con el fin de demorar el comienzo de estándares estrictos. Cuanto más estrictos sean los estándares y se apliquen a la menor brevedad, existe mayor probabilidad de que se presente esta actividad. Así, el forzamiento tecnológico es otra de aquellas estrategias en las cuales la efectividad de las cantidades moderadas no implica que cuantas más haya, habrá incluso mayor efectividad.

También debe recordarse que, en una extensión significativa, la nueva I&D para el control de la contaminación se lleva a cabo por la industria de la descontaminación, en vez de hacerlo las

mismas industrias contaminantes; así, sacar conclusiones sobre los incentivos de las políticas para el control de la contaminación por el cambio tecnológico significa pronosticar de qué manera contribuirán estas políticas al crecimiento y productividad de la industria encargada del control a la contaminación. Los estándares tecnológicos se hacen ineficaces en estos campos, puesto que agotan considerablemente los incentivos para que los empresarios en la industria del control a la contaminación desarrollen nuevas ideas. Los estándares de emisiones son mejores en este aspecto, como se ha podido observar. La evidencia para esto es el hecho de que los representantes de la industria del control de la contaminación por lo general adoptan políticamente los estándares ambientales más estrictos; en efecto, ellos observan la fortuna de su industria ligada casi directamente al grado de severidad en los estándares de emisiones establecidos por las autoridades públicas.

ECONOMIA DE LA EJECUCION DE LEYES

La típica ley para el control de la contaminación incorpora estándares que exigen cierto grado de reducción de emisiones a partir de los niveles vigentes, o la adopción de tecnologías específicas para el control de ésta. Cuando se evalúan ex arte estas políticas, a menudo se supone de manera implícita que las sanciones estipuladas por ley serán suficientes para generar un cumplimiento completo. Sin embargo, en realidad éste nunca será el caso. Las leyes para el control de contaminación, como todas, exigen coacción para su cumplimiento, y esto requiere recursos. Puesto que las entidades públicas para la ejecución de leyes siempre funcionan con presupuestos restrin

gidos, no es una conclusión precipitada afirmar que suficientes recursos nunca serán destinados a lograr la ejecución de leyes a fin de lograr niveles aceptables de cumplimiento. En efecto, la noción de “aceptables” es en sí misma objeto de debate.

Para apreciar la importancia de la coacción para la ejecución de leyes considérese el material del caso 11.3. Éstos son fragmentos de una exposición realizada por un funcionario de la General Accounting Office (GAO) a un comité del senado de EEUU, el cual en ese momento estudiaba una nueva legislación para el control de la contaminación del agua. La exposición es acerca del control de descargas de plantas de tratamiento de aguas de desecho municipales. Se exige que cada una de estas instalaciones tenga un permiso para descargar el agua tratada; el permiso establece las condiciones y límites que debe, cumplir la descarga. Los resultados del estudio de la GAO muestran muy claramente que no es suficiente con sólo promulgar los estándares y que deben dedicarse recursos para la coacción a fin de cumplir las leyes.

Como muchos otros problemas en la economía y en la asignación de recursos, la ejecución de leyes involucra una mediación (trada-off), en este caso entre los recursos utilizados para esta actividad, los cuales tienen costos de oportunidad, y los beneficios en fonna de mayores niveles de cumplimiento. Esta mediación se ilustra en la figura 11.5. DM es la curva relevante de daño marginal para este caso, en tanto que CMR es la función convencional de costos marginales de reducción, en la cual se muestran los costos marginales exigidos por las fuentes para reducir las emisiones. Las curvas denotadas con C1 y C2 son curvas que combinan los costos marginales de reducción y los costos marginales de ejecución. Obsérvese que éstos comienzan en e0, el cual se encuentra un poco a la izquierda de la tasa no controlada de emisiones e. Cuando se establece un estándar de emisiones en e”’ debe esperarse que se

registre cierto grado de cumplimiento voluntario, en este caso desde e hasta C. Sin embargo, para obtener reducciones de emisiones más allá de C se requieren recursos explícitos de coacción para la ejecución de leyes. Las curvas C1 y C2 corresponden a diferentes tecnologías de ejecución de leyes. Por lo regular se ha considerado e* como el nivel eficiente de emisiones, pero cuando están presentes los costos de ejecución de leyes ya no se da esta situación, Con costos de ejecución de leyes relativamente altos (curva Ci), la tasa de emisiones socialmente eficiente es Ci. En este punto los costos totales de reducción de emisiones son iguales a (a + b), producto de los costos de ejecución de leyes, y (e + d) producto de los costos de reducción. La tecnologin de ejecución de leyes incluye muchos aspectos: el monitoreo de los equipos, la pericia del personal, el funcionamiento del sistema legal de tribunales, etc. Cuando ocurren cambios en cualquiera de estos factores, el efecto consiste en desplazar’ la curva combiL da de costos; en la figura 11.5 ésta se desplaza a C2. Esto conduce a un cambio en el mi eficiente de emisiones hasta e2 en este punto, los costos totales de reducción de emisionserían integrados por (e + b) producto de los costos de ejecución de leyes más f + c -‘ producto de los costos de reducción.

Cuando se incluyen los costos de ejecución en el análisis se plantea la pregunta sobre deberían establecerse los está: dares, al menos parcialmeni. teniendo en cuenta los cotos de ejecución de leyes. Etándares más estrictos puede - involucrar mayores costos d» ejecución debido a que éste xigen mayores cambios operativos en la parte de las fuentes Por razones opuestas, es posible lograr estándares menos estrictos con menores recursos de ejecución. Las entidades ambientales públicas usualmente enfrentan con restricciones o presupuesto. En algunos caso”, se pueden obtener mayores reducciones totales en emisiones utilizando estándares menos estrictos que pueden aplicarse fácilmente, en vez de uL - lizar estándares más estrictos’ que involucran mayores costos de ejecución.

Sin embargo, es necesario subrayar que lo “estricto” del estándar no es único factor que afecta los costos de ejecución. Un elemento importante en 1, coacción para la ejecución de leyes es la magnitud de la sanción estipulada por ley. La mayor parte de los estatutos para el control de la contaminación contienen estipulaciones sobre la cantidad de la multa (o el tiempo en prisión) que se puede aplicar contra los infractores, siempre y cuando sean capturados y hallados culpables. En muchos casos, se han establecido multas demasiado bajas, menor que los costos

de reducción requeridos para cumplir con los estándares4. En est situaciones, las empresas en realidad pueden ahorrar dinero al dilatar intenci’.— nalmente su cumplimiento. En consecuencia, con bajas sanciones como ésta ejecución de leyes es muy posible que sea mucho más difícil y costosa que si las sanciones fueran mayores. Las fuentes que se enfrentan con la posibilidad de tener que pagar multas considerablemente mayores, presumiblemente tendrían un incentivo mayor para acogerse al cumplimiento. No obstante, es necesario tener en cuenta el efecto paradójico mencionado anteriormente. Si las leyes intentan establecer multas que sean extremadamente altas, en realidad esto podría disuadir a los administradores y a los tribunales de perseguir a los infractores en forma vigorosa, debido al desequilibrio económico que generaría.

La restricción en los presupuestos para la ejecución de leyes ayuda a explicar la inclinación de las autoridades públicas hacia las políticas de estándares. La característica esencial de la mayor parte de los enfoques de estándares consiste en que éstas no exigen, ni someten en forma automática, una entidad pública a un proceso costoso de ejecución de leyes, especialmente a un costoso programa de monitoreo. Es evidente que cuantos más recursos se dediquen a la ejecución de leyes, existe mayor probabilidad de que se cumplan los estándares. Sin embargo, los programas de estándares pueden establecerse en los libros aunque aún permanezca abierta la pregunta de cuánto dinero y esfuerzo se dedicará a la ejecución de leyes. Considérese un estándar de emisiones que especifica un límite superior para la tasa de emisiones diarias o por horas. Para aplicar esto perfectamente se tendría que monitorear en forma continua la tasa de emisiones, Para una entidad pública encargada de monitorear miles de fuentes, esto sería totalmente imposible. En EEUU, esto ha conducido a un sistema de automonitoreo, en el cual las mismas fuentes mantienen los registros en libros sobre los flujos de emisiones con el paso del tiempo. Esto permite que las entidades las visiien periódicamente para hacer auditoría de los registros en cada fuente. Las entidades también pueden hacer chequeos al azar para medir las emisiones. La tasa de control de auditorías y de visitas aleatorias puede variar de acuerdo con los presupuestos de la entidad. Sobra decir que la tasa de cumplimiento desmejoraría a medida que se dediquen menores recursos al rnonitoreo; sin embargo, niveles tolerables de cumplimiento todavía pueden lograrse con esfuerzos sumamente moderados en el monitoreo. Un cínico, o un realista político, podría concluir que los enfoques de estándares se favorecen debido al mismo hecho de que en el muido real de restringidos presupuestos en las entidades públicas, éstos permiten cumplimiento parcial o incompleto.

Un rasgo muy común de los estándares ambientales es que usualmente éstos se establecen y son ejecutados por diferentes grupos de personas. A menudo las autoridades nacionales establecen estándares; la ejecución de leyes usualmente es realizada por las autoridades locales. Por ejemplo, los estándares de la calidad del aire establecidos bajo la Clean Air Act (Ley del Aire Limpio) se establecieron a nivel federal, pero la ejecución de leyes en su mayor parte es realizada por entidades estatales. Esto tiene varias implicaciones importantes. Una es que los estándares a menudo se establecen sin tener muy en cuenta los costos de ejecución de leyes; más o menos se supone que las autoridades locales hallarán los recursos necesarios para dicha ejecución. Por supuesto, esto no se corresponde con la realidad. Con presupuestos limitados para la ejecución de leyes, las autoridades locales pueden reaccionar a los nuevos programas mediante la reducción de recursos dedicados a otros programas. Otra implicación

es que, en la práctica, las políticas ambientales que incorporan estándares terminan por tener mucha mayor flexibilidad que lo que podría parecer en primera instancia. Las leyes estipuladas a nivel nacional son específicas y en apariencia se aplican en cualcjuier lugar. Sin embargo, a nivel local, “donde en realidad se ven cómo son las circunstancias”, es un asunto que corresponde a las autoridades locales encargadas del control a la contaminación con el fin de que apliquen la ley a las fuentes locales, y en este proceso puede haber grandes concesiones mutuas informales entre las autoridades y los administradores de plantas locales, igualmente con la participación de grupos ambientales locales.

Los estándares tecnológicos permiten la misma flexibilidad en la ejecución de leyes. En este caso, se debe distinguir entre cumplimiento inicial y cumplimiento continuo. El cumplimiento inicial es aquél en el cual un contaminador, a quien se le impone el acatamiento de un estándar tecnológico en particular, instala los equipos apropiados. Para monitorear el cumplimiento inicial es necesario tener inspectores que visiten el iugai comprobar que los equipos se encuentren instalados y asegurarse de que operen de acuerdo con las condiciones del estándar. Después de cerciorarse de esto la entidad administradora puede suministrar a la empresa los permisos indispensables de operación. Pero esto no asegura que los equipos continúen operando en el futuro de acuerdo con los términos del permiso. Estos pueden deteriorarse por el uso normal, pueden no mantenerse en forma apropiada, el futuro personal operativo puede no estar apropiadamente capacitado, etc. En consecuencia, sin cierto monitoreo, no hay seguridad de que la fuente continúe cumpliendo. Sin embargo, en esta parte de nuevo la entidad administradora tiene gran flexibilidad en el establecimiento de un programa de monitoreo. Puede variar desde tener visitas esporádicas, pasando por ir al azar a sitios seleccionados, y hasta llegar al otro extremo de contar con observadores permanentes ubicados en cada fuente. Aunque más monitoreo indudablemente conducirá a mayores tasas de cumplimiento, el en±que de estándares esencialmente deja abierta la pregunta acerca de la cantidad de tiempo, esfuerzo y dinero por invertir en la ejecución de leyes. Esta es claramente una de las ventajas (algunos podrían decir desventajas) del enfoque de los estándares: que permite esta flexibilidad en el monitoreo y ejecución de leyes.

RESUMEN

El enfoque más popular para el Control de la contaminación ambiental ha sido históricamente el establecimiento de estándares. Este se ha denominado el enfoque de “regulación directa y Control (command and control)” puesto que está conformado por autoridades públicas que promulgan ciertos límites a los contaminadores y luego ejecutan estos límites mediante instituciones que se responsabilizan de la ejecuciÓn de leyes. En este capítulo se especificaron tres tipos fnndarnentales de estándares: ambientales, de emisiones y tecnológicos. El análisis inicial se conceniró en el nivel donde deben determinarse los estándares y la uniformidad regional de estándares.

Un problema central con el establecimiento de estándares Corresponde a la pregunta de la declividad en costos y al principio equimarginal. En la mayoría de los programas de estándares la tendencia administraliva consiste en aplicar los mismos estándares a todas las fuentes de un contaminante particular. Sin embargo, el control de la contaminación puede ser efectivo en costos sólo cuando se equilibren los costos marginales de reducción a través (le las fuentes.

Cuando los costos marginales de reducción difieren entre las fuentes, como casi siempre ocurre, los estándares uniformes no pueden ser efectivos en costos. En la realidad, las diferencias entre fuentes en sus costos marginales de reducción a menudo se reconocen de manera informal por los adnlinistradores locales en la aplicación de un estándar nacional uniforme.

También se abordó COfl detenimiento la cuestión del impacto a largo plazo de los estándares debido a sus efectos en los incentivos para buscar melores formas de reducir emisiones. Los estándares tecnológicos socavan completamente estos incentivos. Los estándares de emisiones sí generan incentivos positivos de l&D en el control de la contaminación, aunque se observará que éstos son más débiles que aquellos que corresponden a los tipos de políticas para el Corltrol de la contaminación con incentivos económicos, el tema de los próximos dos capítulos. Finalmente, se analizó un asunto de suma importancia en la elecución de leyes: lograr el cumplimiento de las mismas.

PREGUNTAS Y TEMAS DE ANANLISIS

1 Los programas de protección ambiental frecuentemente se diseñan para exigir que todos los contaminadores reduzcan las emisiones en determinado porcentaje. (Cuáles son los incentivos viciados que se incorporan en este tipo de programa?

2 ¿Sería mejor establecer estándares menos restrictivos y ejecutarlos vigorosamente, o adoptar estándares más rígidos y aplicarlos de manera más blanda? ¿Cuáles son los factores importantes que se relacionan con este planteamiento?

3 ¿Cuáles son los factores que determinan de qué manera deben establecerse severos estándares de emisiones con el fin de tener el nivel apropiado de “forzamiento tecnológico”?

4 Si los estándares de emisiones se reglamentan debido, por ejemplo, a la imposibilidad de medir emisiones (como en las emisiones de fuentes no puntuales), ¿qué tipos alternativos de estándares podrían utilizarse en su lugar?

5 En la figura 11.2, señale el costo social de establecer un estándar nacional unifom roe, aplicable tanto a las áreas rurales como a las urbanas (para hacerlo puecisuponer que el estándar nacional se establece bien sea en e,, o en e,).

6 Torne el ejemplo de la flgura 11.3. Suponga que una reducción se define cornu ‘justa” cuando las dos fuentes tienen los mismos costos totales, ¿En este sentid.

sería justa una reducción equiproporcionada? ¿Una reducción que cumpla con & principio equimarginal? ¿Se considera esto una definición razonable de lo ‘justo”:

7 Muchas personas han sugerido que la forma más equitativa para resolver cl prob]c ma del comercio y el ambiente sería que todos los países adoptaran los rnismo.

estándares de emisiones. ¿Cuáles son los pros y los contras de este pianteamicntct desde el punto de vista económico?

LECTURAS RECOMENDADAS

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ESTRATEGIAS BASADAS EN INCENTIVOS: IMPUESTOS Y SUBSIDWSA LAS EMISIONES

Si alguien desea construir una casa, tendría que comprar materiales de construcción; es muy probable que nadie los suministre en forma gratuita. Si desea tener arquitectos y carpinteros que trabajen en la construcción, habrá que contratarlos; por lo general, ellos no trabajan sin remuneración. En otras palabras, para hacer uso de estos insumos se debe pagar por ellos. Estamos acostumbrados a hacerlo de esta manera puesto que éstos se venden y compran en mercados ya muy desarrollados. El hecho de tener que pagar por éstos suministra el incentivo de utilizar los insumos tan económica y eficientemente como sea posible. El enfoque de incentivos económicos hacia la política ambiental funciona prácticamente de igual modo. Hasta hace muy poco las personas han podido utilizar los servicios de disposición final de desechos del ambiente casi sin ningún costo, de tal forma que ha habido pocos incentivos para que reflexionen acerca de las consecuencias ambientales de sus acciones y economicen en la utilización de tales recursos ambientales. El enfoque de incentivos busca cambiar esta situación.

Fundamentalmente hay dos tipos de políticas de incentivo: (1) impuestos y subsidios; (2) permisos negociables de descargas. La primera corresponde a un sistema centralizado; ella exige que una entidad administradora aplique el programa y se encaigue directa y continuamente de las relaciones con los contaminadores. La segunda es un enfoque descentralizado; una vez que se establece el sistema y se especifican las reglas fundamentales, aquél se diseña para que funcione más o menos automáticamente mediante las interacciones que se den entre los mismos contaminadores, o que se registren entre los contaminadores y otras partes interesadas. Durante los últimos años, las leyes ambientales estadounidenses han comenzado a incta’porar muchos tipos de sistemas de permisos negociables de descargas. En otros países, particularmente de Europa, hay mayor dependencia en los programas de

impuestos a las emisiones. En este capítulo se examinará la economía de los impuestos y subsidios a las emisiones. En el próximo capítulo se considerará la técnica de los permisos negociables de descargas.

Los economistas ambientales han favorecido durante mucho tiempo la idea de mcc porar políticas basadas en incentivos de manera mis intensiva en las políticas ambientali Éstos pueden servir en muchos casos para dar mayor impacto a las políticas ambiental y mejorar considerablemente la efectividad en costos de éstas. Sin embargo, debe teneo en cuenta un factor que se mencionó anteriormente: no hay una política única que sea mejor opción pata todas las circunstancias. Las políticas basadas en incentivos no son excepción: tienen fortalezas y debilidades. En muchas circunstancias, las fortalezas son su cientemente sólidas como para estimular una mayor dependencia en ellas. No obstante, h muchos tipos de problemas ambientales en los cuales estas políticas no pueden ser tan útil como otros enfoques.

IMPUESTOS A LAS EMCIONES

El enfoque más directo basado en los incentivos para controlar las emisiones de u residuo en particular consiste en hacer que una entidad pública ofrezca un incentiv financiero para modificar estas emisiones. Esto se puede realizar de dos maneras aplicando un impuesto a cada unidad de emisiones o suministrando un subsidio po cada unidad de emisiones que reduzca la fuente.

En primer lugar se abordará el tema de los impuestos a las emisiones, alguna veces también llamados “cargos a las emisiones”. En un sistema tributario se dice los contaminadores: “Ustedes pueden arrojar la cantidad de residuos que deseen, p ro sus emisiones se medirán y se les exigirá que paguen determinado impuesto po cada unidad (por ejemplo, tonelada) de efluentes que descarguen”. Por ejemplo, un’ de los primeros impuestos a las emisiones propuestos en EEUU se planteó en 197C cuando el presidente Nixon recomendó un gravamen de US$0.15 por libra de eni siones de sulfuro provenientes de las grandes plantas generadoras de energía. Ést’ nunca se adoptó. Cuando se aplica un impuesto a lás emisiones, las empresas respor sables de las emisiones esencialmente deben pagar por los servicios prestados por e sistema natural (transpnrte, dilución, descomposición química, etc.) de la misma ma nera como pagar por todos los demás insumos utilizados en sus operaciones. Y d igual forma, como siempre han tenido el incentivo de conservar la mano de ohn escasa y otros insumos convencionales de producción, tendrán el estímulo de cotiser var la utilización de los servicios ambientales. ¿Cómo se realiza esto? De cualquie manera corno lo deseen (dentro de lo razonable). Esto puede parecer un insulto, per en realidad representa la principal ventaja de esta técnica. Al permitir que los conta minadores determinen libremente de qué manera pueden reducir mejor las ernisio nes, entra en juego su propia energía, creatividad y deseo de minimizar costos pan hallar la forma menos gravosa de reducir las emisiones. Podría consistir en una com binación de tratamiento, cambios internos de procesamiento, cambios en los insu mos, reciclaje, transferencia a producciones menos contaminantes, etc. La importancia de este enfoque de impuestos consiste en suministrar un incentivo para que los contaminadores por sí mismos hallen la mejor manera de reducir las emisiones, en vez de tener una autoridad central que determine cómo debería Ilevarse a cabo esta tarea.

E anáhsis económico básico

La mecánica fundamental de un impuesto a las emisiones se esboza en la figura 12.1. Las cifras se refieren a una fuente individual de un contaminante en particular. En la parte superior aparece el análisis en forma numérica, en tanto que en la parte inferior se muestra esencialmente la misjna información en forma gráfica. El impuesto se ha establecido en US$120/tonelada/mes. En la segunda columna se registran los costos marginales de reducción de la empresa, y en la tercera columna aparecen los costos totales de reducción. En las últimas dos columnas se señalan la liquidación tributaria mensual total que la empresa pagaría a diversos niveles de emisiones y los costos totales, que son el producto de la suma de los costos de reducción y la liquídación de impuestos. Se observa que el costo total mínimo de US$850 ocurre a una tasa de emisiones de 4 toneladas/mes. Encontremos la lógica de este planteamiento considerando los costos marginales de reducción. Inicialmente supóngase que la empresa está emitiendo 10 toneladas/mes; fuera a reducir las emisiones L aS 9 toneladas, le generaría cosTe reducción de US$15, pero otra parte ahorraría US$120 impuestos, lo que representa tiamente una buena decisión. se sigue esta lógica, esto poder mejorar su resultado final al continuar reduciendo las emisión siempre y cuando la tasa de impuestos se encuentre por encima de los costos marginales de reducción. La regla que debe seguir empresa, por anto, consiste en disminuir las emisiones hasta que los costos marginales de reducion sean iguales a la Lasa de 17 puestos aplicada a las emisión Esto aparece en forma diagrar da en la parte inferior de la figura 12.1. Con una función continua de costos marginales de reducción es posible hab) de fracciones de toneladas de emisiones, algo que no se podría realizar en la fase superior de la misma figura. De este modo, la gráfica esbozada corresponde a valores enteros de la parte superior; es decir, el impuesto de JJS$ 120 conduce a la empresa reduzca las emisiones exactamente a 4 toneladas/mes. Después de que la empresa reduzca sus emisiones hasta 4 toneladas/mes, liquidación tributaria total (mensual) será de US$480. Sus costos mensuales reducción serán de US$370. En forma gráfica, los costos totales de reducción corresponden al área comprendida bajo la función de costos marginales de redi ción, denotada con b en ¡a figura. El pago total en impuestos es igual a las en siones multiplicadas por la tasa de impuestos, o sea el rectángulo denotado c a. Bajo un sistema tributario de este tipo, el costo total de una empresa es igL a sus costos de reducción más los pagos de impuestos

ealizados a las autoridades tributarias.

¿Por qué la empresa no hace caso omiso del impuesto, continúa contaminanç como lo ha venido haciendo, y simplemente pasa el impuesto a los consumidores - la forma de mayores precios? Si la empresa permaneciera en 10 toneladas de emis nes, su desembolso total sería de US$1,200/mes, que constituye en su totalidad pago tributario. Esta cifra es mucho mayor que los US$850 que puede alcanzar’ reducir hasta 4 toneladas/mes. La hipótesis en un programa de impuestos a las en