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El precio del agua: ¿herramienta básica para una política sostenible del agua?

Article · September 2003

DOI: 10.4995/ia.2003.2587 · Source: OAI

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Antonio Massarutto

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INTRODUCCIÓN

Durante las últimas décadas, un amplio deba-te entre economistas, reguladores y otros expertosen política del agua ha subrayado la importancia dela tarifación del agua como un instrumento básicopara alcanzar un uso sostenible de la misma (Ro-gers y col., 1998, 2002; Dinar, 2000). Originaria-mente concebida como un principio económicoorientado hacia la eficiencia en el uso del agua, latarifación ha sido entendida posteriormente comoun instrumento propio de la política medioambien-tal dirigido a implementar el principio de que“quien contamina paga” y, más recientemente yunida a la idea del agua como bien económico y so-cial, ha constituido una de las tres piedras angularesde la definición de “sostenibilidad hídrica” conteni-da en la Declaración de Dublín (Briscoe, 1996).

Frecuentemente, el debate político ha traslada-do este principio al concepto más operativo de recu-peración completa de costes (RCC) como el princi-pio director para la asignación de precios a los ser-vicios de agua y la financiación de toda su industria.

La Directiva Marco del Agua (Dir. 2000/60) haceuna referencia explícita a esta idea, exigiendo en suArtículo 9 que la tarifación del agua sirva para fo-mentar el uso eficiente de los recursos hídricos yque la cuantía del recibo de cada usuario garanticeuna recuperación “adecuada” de los costes, inclu-yendo los relacionados con las externalidades me-dioambientales (European Comisión, 2000). Otrasrecomendaciones en la misma línea han sido tam-bién propuestas repetidamente por organismos in-ternacionales tales como la OECD y el BancoMundial (OECD, 1987 y 2000; The World Bank,1993).

Durante los últimos años han tenido lugar nu-merosos estudios y debates en los que se ha discu-tido la metodología y los aspectos empíricos de laRCC. Sin embargo, todavía existe una cierta confu-sión entre distintos conceptos. Así, RCC, tarifaciónal coste marginal y tarifación incentivadora del usoeficiente del agua son usados en muchas ocasionescomo sinónimos, e incluso propuestos un tantoirresponsablemente como la norma “óptima” parala tarifación del agua.

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Resumen:La reciente legislación europea adopta el concepto de la recuperación completa de costes (RCC)como directriz para la tarifación del servicio de agua. En este artículo, se analiza el concepto deRCC al tiempo que se aborda la razón económica de su aplicación desde diferentes perspectivas.La idea básica aquí desarrollada es que se trata de un concepto un tanto confuso, ya que los cos-tes se recuperan por definición, estando por tanto el verdadero problema en evaluar cómo se re-cuperan. Después de presentar diversas opciones disponibles para tratar los subsidios cruzados,se propone un marco contable para analizar la estructura de la recuperación de los costes del ser-vicio de agua. También se incluyen otras formas alternativas de financiación del servicio, según ladistancia que las separa con el puro coste marginal a largo plazo. En cualquier caso y aunque setrate normalmente de una solución irrealizable en la práctica, este último siempre representa elóptimo teórico.

Dipartimento di scienze economiche. Università di UdineVia Tomadini, 30/A33100 UdineTel: 0039-0432-24 92 8Fax: 0039-0432-2492 29

EL PRECIO DEL AGUA: ¿HERRAMIENTA BÁSICA

PARA UNA POLÍTICA SOSTENIBLE DEL AGUA?Antonio Massarutto

Esta confusión sustancial está probablementerelacionada con las diferentes perspectivas desdelas que pueden considerarse las cuestiones de la po-lítica del agua. De este modo, la perspectiva “indi-vidualista” de la economía tradicional tiende aacentuar el concepto de tarifación al coste marginalindividual que, en un mercado perfecto, permite laasignación eficiente de los recursos (esto es, garan-tiza que cada cantidad de agua adicional genera elmismo valor en todos los usos alternativos, y elbienestar común no aumentaría si se sustrajese unacierta cantidad de un uso para asignárselo a otro).Así, el mayor problema para los economistas esasegurar que los (escasos) recursos económicosdisponibles sean asignados a los usos más benefi-ciosos (Spulber y Sabbaghi, 1994). La adopción delprincipio “quien contamina paga” requiere que ca-da consumidor de recursos económicamente valio-sos compense a la sociedad por el hecho de privarde dichos recursos a otros usos beneficiosos pre-sentes o futuros. La internalización del coste deoportunidad completo de recursos económicamen-te valiosos asegura que se consiga la mejor asigna-ción de recursos desde el punto de vista microeco-nómico.

Por otro lado la perspectiva más “jerárquica”de la ingeniería ha considerado siempre la cuestiónde la recuperación de costes como un balance entreingresos y costes. El problema principal que se per-cibe aquí es cómo financiar la construcción y man-tenimiento de la infraestructura hidráulica para ga-rantizar a largo plazo su cuidado, operación y desa-rrollo. El punto crucial es la necesidad de asegurarque los abastecimientos dispongan de los recursosfinancieros adecuados para el pago de todos esoscostes, en el marco actual de una disminución delpeso del sector público en la economía del agua. Eneste sentido, la RCC es algo funcional dentro de laspolíticas de privatización y la retirada gradual del“estado de bienestar” del sector del agua: yendo en-tonces el dinero de los contribuyentes a otros secto-res públicos, menos “maduros”. En otras palabras,este propósito de la RCC está más relacionado conla política que con la economía.

Por su parte, una perspectiva más “igualita-ria” estaría preocupada principalmente por el pre-cio como factor limitador del acceso al agua, ymantendría reticencias sobre toda tarifación delagua en general, y la recuperación de costes enparticular. Desde este punto de vista el agua esconsiderada básicamente como un recurso esencialque debe ser garantizado a todo el mundo, inde-pendientemente de sus condiciones económicas.

El agua es vista como una fuente de funciones me-dioambientales socialmente relevantes, y su tarifa-ción debería inspirarse en la idea de “justicia” yequidad.

Finalmente, la perspectiva “ambientalista”tiende a enfatizar la necesidad de usar el precio delagua (y cualquier otro instrumento) para promoveruna gestión del agua ecológicamente sostenible yfrenar la presión de la demanda consuntiva. El ar-gumento de la recuperación de costes permaneceaquí en un segundo plano, mientras que la preocu-pación principal es evitar la sobreexplotación y elagotamiento del capital natural existente. La tarifa-ción del agua se percibe entonces como una herra-mienta para alcanzar el objetivo de la política me-dioambiental que ya se ha apuntado.

Este artículo trata de aclarar las diferenciasentre todos estos puntos de vista y de entender has-ta qué punto es posible y útil integrarlos dentro deuna perspectiva más general basada en el conceptode sostenibilidad. Adopta un punto de vista econó-mico y, por tanto, podría verse influido por la formaeconómica de percibir la escasez, la eficiencia y laoptimización. Por otra parte, se rechaza explícita-mente el punto de vista de la economía “estándar”,adoptando una perspectiva económica más ecoló-gica, cuya característica principal consiste en inte-grar el modo de razonamiento económico dentro deun entendimiento más amplio de los problemas dela política medioambiental (Farber y col., 2002;Faucheaux y col., 1998; Green, 2003).

La Sección 2 proporciona las definiciones delos conceptos básicos cuyo entendimiento es esen-cial para abordar la cuestión del precio del agua.Primero se tratará el concepto de “coste”, definidocomo “coste de oportunidad” según la teoría eco-nómica, y antes de abordar la correcta medida y es-timación de los costes, se desarrollará la crucial dis-tinción entre costes “industriales” (o “financieros”)y costes “externos”.

Se pasará entonces al concepto de “precio”, vis-to como uno de los canales mediante los que puedealcanzarse el equilibrio económico del ciclo delagua. Argumentaremos que en la realidad, raramentese encuentran “precios” en términos microeconómi-cos puros, sino que aparecen más bien como unacompleja combinación de instrumentos financieros(tarifas, tasas y cánones específicos, impuestos gene-rales…) Cada uno de estos instrumentos financierospuede suponer un grado de compensación diferenteentre distintas áreas (subsidios cruzados territoriales),

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distintos consumidores (usos productivos frente ausos residenciales) o distintos sectores de la econo-mía. Por esta razón, lo más importante no es eva-luar la “recuperación de los costes” como tal (yaque en realidad siempre se logra de un modo uotro), sino la estructura financiera de la economíadel agua y el conjunto de incentivos que dicha es-tructura financiera ofrece a los usuarios del agua ya otros agentes de la cadena de valor.

Finalmente, se discutirá el concepto de valor,primero considerándolo solamente en su dimensióneconómica para, a continuación, extenderlo al másamplio concepto de sostenibilidad.

Nuestro modelo conceptual estará listo enton-ces: el precio del agua (entendido como una formaparticular de financiar el sector del agua medianteel pago directo de los usuarios) debería evaluarsecon respecto a la sostenibilidad de la gestión delagua, lo que implica la asignación eficiente del ca-pital hídrico natural, la adecuación de las inversio-nes y los patrones de depreciación y, fundamental,la satisfacción de las necesidades básicas de agua.

La Sección 3 desarrolla los argumentos princi-pales para justificar la utilización del precio comoinstrumento de política del agua. Se pueden distin-guir, al menos, tres planteamientos diferentes para sutarifación que están en cierto modo relacionados conla definición de sostenibilidad apuntada más arriba:

El primer argumento (Sección 3.1) está basadoen el concepto de la eficiencia en la asignación.Está referido a la definición del agua como“bien económico y social” y se orienta hacia laasignación eficiente de los recursos hídricos alos usos más productivos (y, también, a unaasignación eficiente del dinero gastado por losagentes públicos y privados en infraestructurade abastecimiento y saneamiento).

El segundo argumento (Sección 3.2) plantea losprecios como un instrumento de la política me-dioambiental. Dado un objetivo concreto en po-lítica medioambiental que el gobierno se pro-ponga lograr, las tasas medioambientales (inclu-yendo, entre otras, el precio del agua) pueden re-sultar altamente útiles. Aquí, el alcance de la ta-rifación está relacionado con el mantenimientodel capital natural crítico.

El tercer argumento (Sección 3.3) está relacio-nado con el equilibrio económico del sector delagua. La RCC permite a los gestores lograr la

estabilidad financiera y gestionar sin riesgos elmercado del capital privado. El alcance de la tarifa-ción a este respecto, consiste en asegurar que seemplean criterios económicos coherentes para laevaluación de los costes, y que se destina a la in-versión una cantidad suficiente de recursos econó-micos (mientras que las transferencias públicas, porsu propio carácter, pueden acabar siendo másarriesgadas e irregulares).

Mientras que la tarifación del agua resulta po-tencialmente útil para la sostenibilidad en sí misma,también puede presentar algunos inconvenientesque deben conocerse. La Sección 4 aborda los lími-tes de la tarifación del agua mediante el análisis desus principales inconvenientes, causados por la ba-ja elasticidad de la demanda, los costes de transac-ción, las características del servicio de agua comobien público y los efectos perversos que puedenaparecer como consecuencia de la compleja estruc-tura que presenta la cadena de valor de los serviciosde agua. También se abordan otros aspectos rela-cionados con la equidad y la accesibilidad econó-mica del servicio a los usuarios.

Finalmente, se destaca la tesis principal deeste artículo: el debate sobre tarifación ha confun-dido parcialmente conceptos diferentes y alterna-tivos. La tarifación del agua permite una asigna-ción eficiente de recursos sólo en el caso de queesté basada en costes marginales. Los objetivos dela política medioambiental requieren el uso de losprecios (u otro tipo de tasación medioambiental)al margen del coste, suponiendo que se mantengaalguna proporcionalidad con respecto a las exter-nalidades no deseadas. A su vez, la recuperaciónde los costes no requiere, necesariamente, ningu-na correspondencia con los costes marginales nicon otros esquemas complejos de tarifación enfunción del volumen.

A partir del momento en que la tarifación alcoste marginal queda a un lado (y esto ocurre ge-neralmente porque su implementación resulta de-masiado complicada y demasiado costosa), resultarelativamente indiferente, desde un punto de vistamicroeconómico el hecho de que los costes seanpagados por los usuarios (mediante pagos direc-tos), por los contribuyentes (mediante el sistemafiscal) o por otros agentes económicos (mediantesubsidios cruzados de diversas clases). Lo que sídebe ser evaluado es el conjunto de incentivos quela estructura financiera proporciona a los actoresimplicados en la cadena de valor de los serviciosde agua.

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ALGUNOS CONCEPTOS Y DEFINICIONES ÚTILES

El coste del agua: costes industriales ycostes externos

La definición económica estándar del "coste"de un bien concreto está basada en el concepto de"coste de oportunidad" que es, textualmente, el va-lor económico del sacrificio que hay que realizarpara producir dicho bien. Por ello, el coste de uncierto bien (cuya producción requiere una ciertacantidad de factores como capital y trabajo) esigual al valor de los bienes que alternativamente sepodrían haber obtenido si el capital y el trabajo em-pleados para ello se hubiesen asignado de otra for-ma. El valor económico se define normalmente co-mo la Voluntad de Pago (VDP) que mide la canti-dad monetaria que otro usuario estaría dispuesto apagar para usar esos mismos factores de otra forma.

Una primera dimensión relevante es, obvia-mente, el coste "industrial" (que también denomi-naremos "financiero"), esto es, el coste de los servi-cios e infraestructura que son necesarios para llevarel agua hasta los usuarios. Los costes financierospueden ser clasificados, a su vez, en distintas cate-gorías: costes de inversión y operación, trabajo ycapital, etc.

En una economía de competencia perfecta,los precios de mercado reflejarían con precisión loscostes de oportunidad y, en consecuencia, podríanutilizarse como una evaluación de los mismos. Porotro lado, en un mundo en el que la competencia noes perfecta, como es el actual, dichos precios demercado se corresponden sólo de manera parcialcon los costes de oportunidad, y esto lógicamenteplantea algunas dificultades.

Los economistas medioambientales entendie-ron hace mucho tiempo que cuando se está tratandocon el capital natural, su coste relevante no es sóloel "industrial" (es decir, el coste de oportunidad deltrabajo y capital empleados para posibilitar la dis-ponibilidad de dicho recurso), sino que existe tam-bién un coste "externo" que no puede olvidarse yque no es otro que el coste de oportunidad del re-curso en sí mismo (Pearce y Turner, 1989; Spulbery Sabbaghi, 1994).

El coste del agua no es solamente el coste delos factores económicos que hay que emplear pa-ra hacerla accesible al consumidor, sino tambiénlos costes que otros usuarios tendrán que afrontar

al verse reducidas sus opciones de usar el capitalnatural de otras formas, y además, los costes nece-sarios para mantener y mejorar la calidad y canti-dad del propio capital natural hasta un nivel que seconsidere suficiente en términos de sostenibilidada largo plazo.

Los costes externos pueden también detallar-se un poco más si se consideran los siguientes, to-dos ellos evaluados en términos monetarios (Ro-gers y col. 1998):

El coste asociado a la escasez: el valor de opor-tunidad del agua en otros usos económicos.

Las externalidades económicas: los efectos po-sitivos o negativos para otros actores económi-cos que no son tenidos en cuenta por los usua-rios.

Las externalidades medioambientales: "funcio-nes medioambientales" del agua que no pertene-cen a la esfera económica.

También pueden añadirse más categorías. Loscostes externos pueden ser:

Intrageneracionales, por ejemplo, la contamina-ción del agua en un punto obliga a los usuariossituados aguas abajo del mismo a asumir costesadicionales para tratar el agua que les llega has-ta devolverle unas condiciones de calidad satis-factorias, perteneciendo todos los usuarios a lamisma generación.

Intergeneracionales, por ejemplo, la contamina-ción de un acuífero afectará probablemente a lasgeneraciones futuras en mayor medida que a lageneración que la ha causado.

Estáticos o dinámicos. El agotamiento perma-nente de un recurso puede ocurrir bajo circuns-tancias específicas: por ejemplo, la sobreexplo-tación de un acuífero puede dar lugar a una in-trusión salina y a ciertas fuentes de contamina-ción y eutrofización subterráneas, que operan enel largo plazo y pueden solucionarse sólo en elmuy largo plazo. Las presas y los embalses ge-neran modificaciones permanentes del paisaje yde los regímenes de caudales disponibles. En elfuturo, los humedales deteriorados pueden rege-nerarse creando otros nuevos, pero mientras tan-to algunas especies pueden haberse extinguido 1.

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1 En casos similares, se aplica el concepto de "coste de usuario", que es el valor actual de los usos futuros y de los medios alternativos de satisfacerlosen el futuro. Aunque en la mayoría de los casos, la dimensión relevante es la actual: las externalidades están principalmente causadas por los usos ac-tuales del agua sobre otros potenciales usos actuales u otras funciones medioambientales del agua también actuales.

Sin embargo, dejando aparte estos casos espe-ciales, las externalidades tienen lugar típicamentecon una cierta estacionalidad, dado que el agua esun recurso renovable. En otros términos, las exter-nalidades tienen lugar porque algunos usos delagua anulan otras funciones medioambientales quela misma agua podría ofrecer. En principio, estasexternalidades podrían evitarse mediante un patróndiferente de asignación del recurso.

Finalmente, no todas las funciones medioam-bientales que se sacrifican se pueden expresar entérminos monetarios, y ser de este modo fácilmen-te evaluadas y compensadas. Las externalidades nomonetarias también deberían considerarse: en esteúltimo caso, por su puesto, no pueden contabilizar-se como "costes" ya que no se pueden medir en tér-minos monetarios, pero sí deberían figurar en con-tabilidades adjuntas (Ekins, 2000).

Es importante destacar el hecho de que las ex-ternalidades pueden o no aparecer, y su dimensiónser mayor o menor, dependiendo de las circunstan-cias locales. De hecho, una externalidad ocurre só-lo si el agua (o, mejor dicho, las funciones me-dioambientales que están basadas en el agua) llegaa ser "escasa", en el sentido de que algunos poten-ciales usuarios queden insatisfechos. La Figura 1puede ayudar a aclarar este punto.

Para considerar tanto los costes, internos y ex-ternos, como los beneficios, podemos plantear una"demanda" para cada eventual abstracción de agua(representada por su valor neto para los usuariospotenciales), y un "suministro" que será un costemarginal representado por el valor marginal de losusos alternativos que deberían sacrificarse.

Figura 1. Asignación óptima del agua, escasez y costesexternos.

En la Figura 1 se ha representado el problemaclásico de asignación que aparece cuando un con-sumidor de agua desea abstraer una determinadacantidad de la misma en un punto concreto. Sobreel eje horizontal se representa la disponibilidad ac-tual de agua en ese punto, asumiéndose que, en pro-medio, se corresponde con el segmento OO'.

La curva DD representa la VDP del consumi-dor de agua. Dicha curva tiene una pendiente nega-tiva ya que se asume que cada cantidad adicional deagua genera una mejora decreciente del beneficiodel consumidor. La curva representa un valor neto,esto es, el valor del producto adicional que se pue-de obtener con el uso del agua, tras haber restado elcoste industrial que debe afrontarse para mantenerdisponible esa cantidad de agua.

La curva NN representa la voluntad de pagode otros agentes sociales (como pueden ser losusuarios situados corriente abajo) para mantenerel recurso sin ser utilizado en el punto que se es-tá estudiando. La forma de esta curva puede jus-tificarse en los mismos términos: las cantidadesadicionales de agua que quedan en el cauce vanteniendo un valor decreciente; por ejemplo, lavoluntad de pago para usos medioambientales si-tuados sobre la misma corriente cae hasta ceropara cantidades adicionales que exceden el "mí-nimo caudal requerido". La curva NN puede portanto interpretarse como el coste marginal de laabstracción de agua, debido a su escasez, en esepunto.

Cada interesado deseará situarse en el puntoen el que el valor marginal cambie a un valor nega-tivo: el punto Q para los usuarios y el punto Q' pa-ra los no usuarios. Si el recurso disponible es OO',los usuarios utilizarían la cantidad OQ, mientrasque los no usuarios necesitarían que la cantidadQ'O' permaneciese en el cauce sin ser utilizada. Eneste caso, no hay ningún conflicto en la asignacióno, en términos económicos, no hay ningún costeexterno implicado en el uso del agua.

Si la cantidad disponible disminuye hastaO'', la curva NN se desplaza hacia la izquierda pa-sando a ser NN'. En este caso, la demanda tantode los usuarios como de los no usuarios acaba uti-lizando toda el agua disponible: los usuarios uti-lizan OQ, mientras que QO'' queda disponible pa-ra los no usuarios situados corriente abajo. Siguesin aparecer ningún conflicto, pero puesto que seha llegado al límite no queda ninguna cantidad deagua totalmente libre (o "no demandada").

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El conflicto acaba surgiendo para disponibilidadespor debajo de O'' (por ejemplo, O'''): si el agua esutilizada hasta el nivel en que los usuarios quedancompletamente satisfechos, aparece un coste exter-no representado por el área situada bajo la curvaNN''' entre O''' y Q*. Si, por el contrario, el aguapermanece sin ser usada para no generar dicho cos-te externo, los usuarios perderían el valor medidopor el área bajo la curva DD entre Q'' y Q*. El ópti-mo económico podría encontrarse en el punto Q*,donde los dos valores marginales son iguales, ymáximo el valor total.

A partir de este modelo resulta claro que loscostes externos pueden aparecer o no, según la dis-ponibilidad actual de agua2. En el caso de que sísurjan, para poder cumplir con el requerimiento dela RCC, los interesados deberían compensar a la so-ciedad por dicho coste externo según cada caso. Sinembargo, medir esta externalidad no es una tareasencilla. Mientras sí es relativamente fácil calcularel valor adicional generado por el agua para los usos"productivos", en el caso de los usos ubicados en elmismo cauce esto puede hacerse sólo con el uso detécnicas de evaluación medioambiental, lo que nor-malmente requiere caros estudios ad-hoc3.

Precios, tasas e impuestos: formasalternativas de recuperar los costes

Frente al concepto de "coste" se encuentra elde "precio", que es la cantidad de dinero que el usua-rio paga a cambio del servicio de agua y/o el derechode su utilización. El precio del agua requiere unatransacción entre el "suministrador" y el "usuario";de hecho, dicho precio podría ser inexistente en elcaso de que el usuario se autoabasteciese de la mis-ma y no se le requiriesen por ello tasas o impuestos.

Teniendo presente lo anterior, "la recupera-ción de costes mediante el precio" podría estimarsecomparando cuánto pagan los usuarios por el aguacon respecto al coste total de la misma, tal como seha definido más arriba. En la práctica, esto no siem-pre es fácil.

Podemos definir cuatro niveles que repre-sentarían a los agentes situados a lo largo de lacadena de valor del servicio del agua (Figura 2).

Las transacciones entre distintos niveles y/o entrecada nivel y terceras partes a su vez suministrado-res, corresponden a transferencias monetarias.

El primer nivel está representado por el pro-pietario de los recursos hídricos, que en Europa estípicamente el Estado. Estos recursos son regidos yadministrados por las autoridades públicas en fun-ción de los objetivos propuestos en las políticas delagua. La asignación de los derechos de uso entre di-ferentes consumidores es, por tanto, una de las tare-as más importantes que deben cumplirse aquí. Estenivel se financia a través de los presupuestos públi-cos, incluso aunque los usuarios del agua debancontribuir mediante pagos de algún tipo (tasas, cá-nones...) que se correspondan en menor o mayormedida con costes administrativos o externos.

El segundo nivel está representado por losgestores de los grandes sistemas de almacenamien-to y suministro en alta, muy frecuentemente reali-zados bajo la planificación de las autoridades y ad-ministrados por agencias, bien independientes obien controladas por el gobierno central o regional.

Bajo formas diversas (ley pública o privada,con participación o no de los usuarios o directa-mente promulgadas por el Estado, con o sin la par-ticipación del sector privado, etc.), estas entidadesconstruyen y/o operan toda la infraestructura. En laeconomía de los servicios de agua, actúan en lapráctica como suministradores en alta. En muchoscasos, estas instalaciones suministran múltiplesservicios (protección frente a inundaciones, regula-ción de caudales, energía, riego, suministro públicode agua) según las normas y prioridades que seacuerdan o determinan políticamente por los usua-rios. En algunos países (como es el caso de losEE.UU.) un cierto grado de mercado del agua esprevisto a este nivel: los propietarios de los dere-chos del agua tienen una cierta libertad para ven-derla a otros usuarios, así como para prestar su in-fraestructura4 al servicio de los mismos.

Es frecuente que los recursos financieros eneste nivel sean aportados, al menos de forma par-cial, por los presupuestos públicos, de modo quelos usuarios sólo pagan una fracción del coste delsuministro en alta.

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2 A largo plazo, las reglas de asignación que deciden las autoridades consideran normalmente la disponibilidad media de agua, siendo un compromiso entrelos agentes potenciales interesados, incluyendo los no usuarios. Sin embargo, incluso habiendo hecho correctamente la asignación en el largo plazo, la va-riabilidad a corto plazo bien podría producir una escasez temporal, incluso en cuencas cuyos caudales medios sean significativamente mayores que las de-mandas de los usuarios. Por ello, en cualquier lugar, los costes externos podrían surgir sólo en ciertos años. Recientemente y por esta misma razón, se estánintroduciendo reglas de asignación flexibles (expresadas, por ejemplo, en términos de un porcentaje del caudal disponible, y no en valor absoluto).3 Para una panorámica de las metodologías aplicables a usos productivos y medioambientales del agua, se recomienda la lectura de Fontana y Massarut-to (1995), Gibbons (1996) y Tihansky (1975).4 En Europa, sólo en el Reino Unido hay un cierto debate acerca de la posibilidad de introducir obligaciones comunes a los propietarios de las instala-ciones de almacenamiento y transporte. El alcance de estas políticas parece en, cualquier caso, modesto (Massarutto, 2001b).

El tercer nivel está representado por los siste-mas de distribución de agua en baja. En Europa, es-te sector distingue normalmente, en el plano fun-cional, entre las redes de abastecimiento y sanea-miento (algunas veces operadas conjuntamente porel mismo gestor y otras no), riego y, en ocasiones,usos industriales. Mientras que los servicios deagua urbanos están normalmente bajo el control delos municipios o de asociaciones intermunicipales(con la única excepción del Reino Unido, donde laresponsabilidad fue puesta a cargo del Estado en1973 y privatizada posteriormente en 1989), el su-ministro para riego suele estar gestionado por aso-ciaciones de regantes, de forma bien voluntaria yprivada, o bien obligatoria y sometida a disposicio-nes legales5.

Por supuesto, tanto los agricultores como lasindustrias también podrían adquirir el agua a travésde otros suministradores, así como de las redes desuministro públicas. Esta opción no es en absolutousual para el caso del riego, si no es en casos muyespeciales como la pequeña horticultura particular.La razón para la presencia de un suministro dual ra-dica en el hecho de que al riego le basta normal-mente con un agua de calidad bastante inferior a ladestinada para el consumo humano, pero en canti-dades mucho mayores, y por ello su adquisición a

través de las redes de abastecimiento públicas re-sultaría completamente prohibitivo. Los consumosindustriales, a su vez, y cuando son altos, se autoa-bastecen en muchos casos, mientras que confían alabastecimiento público los usos sanitarios dentrode las empresas. El saneamiento correspondiente alos usos industriales implica, a menudo, la organi-zación de asociaciones con algún tipo de estructurapúblico-privada.

Los suministradores en baja compran el aguaa los sistemas de suministro en alta (segundo nivel),o bien la producen directamente. En algunos casos,redes de abastecimiento vecinas comercian con elagua entre ellas: una cierta entidad puede produciragua para sus propias necesidades, así como ven-derla en alta a otras entidades. En sólo pocos casos(como las compañías de agua inglesas o el Acque-dotto Publiese en Italia) los suministradores en ba-ja operan en áreas muy extensas y gestionan com-plejos esquemas de producción (presas, acuíferos otrasvases).

Aunque el presupuesto público también con-tribuya (como así ocurre a menudo, y especialmen-te en los gastos de capital), todas las institucionesen el tercer nivel trabajan normalmente sobre la ba-se de la recuperación de costes.

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Figura 2. Transacciones a lo largo de la cadena de valor del sector del agua

5 La existencia de estas instituciones en muchas ocasiones se remonta siglos atrás en el tiempo, incluso hasta la Edad Media. Se trata de entidades muycomunes en Europa, no sólo relacionadas con el riego, sino también con la mayor parte de las actividades agrícolas como la desecación de tierras, laprotección contra inundaciones y la gestión del agua de lluvia. Los usos industriales, por su parte, suelen autoabastecerse de forma mayoritaria (aunqueen algunas áreas también cuentan con sus redes de suministro).

Finalmente en un cuarto nivel se encuentranlos usuarios finales del agua. Incluso en los casos enlos que se dan los otros tres niveles completos, losusuarios finales realizan una serie de actividadesque incluyen la compra y operación de instalacio-nes (bombas para riego, preparación de la tierra).

A diferencia de los consumidores individua-les, la agricultura y la industria producen en mu-chos casos al menos parte del valor directamenteañadido al servicio de agua. Por ejemplo, una in-dustria que contamina podría estar interesada entratar el agua internamente antes de verterla en lared pública, para beneficiarse de menores pagos.Los agricultores podrían estar interesados en ges-tionar sus propios pozos en lugar de conectarse a unsistema de riego comunitario. Por ello, mientrasque el primer y el cuarto nivel están siempre pre-sentes, el segundo y el tercero pueden no estarlo,apareciendo especialmente representados en lospaíses del sur de Europa. A veces puede haber sola-pamientos, y la división de competencias no estarsiempre totalmente definida. En otros casos, la pre-sencia de múltiples usos en una u otra etapa da lu-gar a subsidios cruzados y compensación de costesentre usos privados y públicos.

Normalmente, los consumidores pagan unadeterminada cantidad de dinero a los gestores delos abastecimientos a cambio del servicio que reci-ben (precio de venta). Estos pagos reciben diferen-tes nombres (precios, tarifas, cánones, etc.) y pue-den incluso tener distinta naturaleza jurídica: serobligatorios o no; ser impuestos directamente porel gestor, o bien primero por la autoridad pública, yentonces pagarse al gestor según arreglos contrac-tuales. Sin embargo e independientemente de sunombre o naturaleza, se deben corresponder de al-gún modo con los costes del servicio, en el sentidode que dependen del gestor del servicio y, sobre to-do, representan sus propios ingresos.

La naturaleza jurídica de los agentes situados alo largo de la cadena de valor puede influenciar lanaturaleza del pago. Por ejemplo, en algunos casoslas autoridades públicas responsables de proporcio-nar el servicio obtienen unos ingresos que pertene-cen a la categoría de impuestos por su carácter obli-gatorio, aunque se calculen sobre la base de la recu-peración de costes (como es el caso del pago del sa-neamiento en muchos países europeos). En otros ca-sos, los pagos tienen la naturaleza jurídica de tarifaso precios, aunque mantengan componentes fiscales(como el “water charge” inglés que, en realidad, esmuy similar a un impuesto sobre la propiedad).

Tal y como muestran los ejemplos anteriores,el concepto de precio del agua posee diferentes sig-nificados en diferentes lugares, y hasta cierto puntoresulta simplista abordar la "recuperación de cos-tes" comparando simplemente el "precio del agua"final con el “coste medio”. Lo que debería evaluar-se, en cambio, es la estructura financiera generaldel sistema siguiendo el modelo conceptual mos-trado en la Figura 2, donde se han destacado loselementos básicos de un sistema de abastecimientopúblico: los gestores, los consumidores finales y elEstado.

Es importante hacer notar que las contribu-ciones del Estado (subsidios o subvenciones) sefinancian, en realidad, a través de los impuestos.En otras palabras, la existencia de subsidios nosignifica que el coste quede "sin recuperar" (loque, de hecho, es imposible) sino que los usuariospagan como contribuyentes en lugar de como con-sumidores. Sólo en el caso de que exista una ex-ternalidad intergeneracional (por ejemplo, porquela generación actual no consiga cubrir todos loscostes y transfiera parte de los mismos a la si-guiente mediante la generación de deuda públicao la depreciación del capital natural o artificial)podría decirse que el coste "no se recupera". Evi-dentemente, los subsidios que se financian a tra-vés de impuestos introducen un gran número dedistorsiones potenciales en la asignación de los re-cursos: el correcto equilibrio entre subsidios yprecios (o, mejor dicho, entre las fuentes financie-ras fiscal y endógena) debería estimarse teniendoen mente el conjunto de incentivos que otras es-tructuras financieras alternativas proporcionarán alos usuarios del agua.

Una última opción que debería considerarsees la función de la industria privada en la provisióndel servicio. El concepto de la responsabilidad am-pliada del productor ha sido muy aplicado en laspolíticas medioambientales, aunque no tanto parael caso del abastecimiento de agua. Si se pide alsector privado que acepte ciertos costes dentro delo que son los costes del producto, ello significaque una parte del "coste del agua" se está, de hecho,internalizado por los productores de bienes y serátransferida, posteriormente, al precio de dichosbienes.

Esto significa, en la práctica, que la mayorparte del coste recaerá finalmente sobre el ciuda-dano individual, aunque esta vez como consumi-dor y no como usuario de un servicio o comocontribuyente.

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Algo similar ocurre, incluso sin efectos incen-tivadores, cuando los consumidores industriales ycomerciales reciben el mismo servicio público quelos residenciales y pagan un precio mayor, gene-rando así un subsidio cruzado. Este coste, de hecho,quedará reflejado en el coste general de los produc-tos así comerciados o producidos y será transferidoa los precios finales de los mismos.

Al final, no es posible trazar una línea precisade separación entre "precios" (pagados por los con-sumidores individuales) y "subsidios" (pagados porel presupuesto público). La estructura financiera delos servicios del agua (esto es, la proporción entrelos pagos realizados por los individuos como usua-rios de un servicio, consumidores de un bien y/ocontribuyentes) implica normalmente cierto gradode reparto de costes. Esto puede ocurrir sobre unabase territorial (por ejemplo, el coste del agua es pa-gado por los usuarios, pero los costes son equitativa-mente distribuidos a lo largo de una extensa unidadterritorial) o bien como subsidios cruzados entreusuarios del agua (por ejemplo, el uso industrial so-porta parte de los costes correspondientes al sectorresidencial o agrícola), o entre diferentes servicios.O bien, el Estado puede contribuir con pagos direc-tos o indirectos financiados a través de impuestos.

La Figura 3 contiene una taxonomía tentati-va de los diferentes tipos de subsidios, comenzan-do por aquellos que simplemente tienen lugar en-tre usuarios del agua (sobre una base geográfica, através de la unificación de unidades de gestión,por ejemplo: subsidios directos pagados por una

autoridad pública a algunos de los niveles implica-dos en la cadena de suministro; subsidios indirectos(préstamos a bajo interés); y externalidades (costesque son simplemente "descargados" sobre otrosusuarios del agua, bien de la presente generación,bien de la próxima).

La razón para todo ello puede estar basada entérminos tanto técnicos (ya que infraestructura y re-cursos hídricos son consumidos "colectivamente", yno siempre es posible ni útil determinar el coste indi-vidual exacto) como morales (orientados a reducir elcoste total del agua a ciertas categorías de usuarios).

El valor económico del agua

El tercer concepto es el de “valor”, y se tratade un concepto crucial tanto para entender las reac-ciones de los usuarios frente a una política del aguadeterminada como para estimar la propia conve-niencia de la misma. Con tal propósito puede dife-renciarse un valor individual (para el usuario indi-vidual) y un valor social (beneficios para la socie-dad en su conjunto en términos de bienes públicosy/o externalidades positivas).

Un consumidor puede desear comprar unacantidad de agua (para usos tanto fuera como den-tro del cauce) mientras el precio que pague, máslos costes directos, sea menor que el valor que él leatribuye al agua. En términos económicos, valores sinónimo de utilidad: un bien es valioso mien-tras proporcione utilidad, y ésta puede medirse pormedio de la utilidad de otros bienes alternativos.

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Figura 3. Formas alternativas de financiar los servicios de agua.

Si se abandona el utilitarismo estricto de la econo-mía neoclásica deberían considerase otras opcio-nes. En el caso del agua, es particularmente impor-tante no infravalorar la dimensión de las necesida-des humanas, así como los valores que pertenecena las esferas no económicas (como son los valoressimbólicos, religiosos, etc.)

Si limitamos nuestro análisis a los valores es-trictamente económicos (los relacionados con la es-fera de la utilidad), estos resultan ser en cualquiercaso, bastante mayores que la utilidad pura y direc-ta, ya que el concepto de "valor económico" implicamuchas dimensiones: valores directos e indirectos,de uso y no uso, económicos y no económicos (Tur-ner y Postle, 1994; Fontana y Massarutto, 1995). Elvalor económico total que un individuo está dis-puesto a asignar al agua queda resumido en el ya de-finido concepto de VDP, esto es, la máxima canti-dad que una persona aceptaría pagar teóricamente(la máxima cantidad de oportunidades de bienestaralternativas que estaría dispuesta a sacrificar) paradisponer de una determinada cantidad de agua, sin-tiendo además una ganancia en dicha compra.

Los usos productivos, como el riego, normal-mente implican un único valor de uso. En esos ca-sos, la VDP puede evaluarse calculando los ingre-sos adicionales generados por cantidades adiciona-les de agua, lo cual está claramente influenciadopor la productividad del agua. Por ejemplo y para elcaso del riego, los diferentes precios de los cultivosy otras características del mercado influirán en laactividad económica del agricultor y, por lo tanto,en su deseo de regar.

La evaluación de la VDP individual no siem-pre resulta sencilla, ya que la contribución del aguaen general no depende simplemente de la mejoramarginal de la producción. Otros aspectos, a menu-do difíciles de aislar y cuantificar deberían asimis-mo considerarse: la reducción del riesgo, la posibi-lidad de plantear otros usos alternativos más prove-chosos pero también arriesgados, etc.

Este procedimiento, por el contrario, no esválido para el caso de los usos finales, teniéndoseque adoptar entonces otras técnicas. Como ejemplode valoración contingente, los consumidores pue-den ser consultados sobre su VDP mediante la rea-lización de sondeos apropiados. De forma alterna-tiva, puede derivarse la VDP a partir de los com-portamientos individuales (del mismo modo enque se puede suponer que si los consumidores es-tán dispuestos a gastar una cierta cantidad de dinero

en visitar una pescadería, entonces se puede asumirque su VDP por esa pescadería es alta). Por lo querespecta a los valores de uso, estas técnicas puedenrevelar magnitudes de cierta importancia. Gibbons(1986) aporta casos en los que los valores de uso in-directo correspondientes a usos en el cauce (espe-cialmente recreativos) que expresan los consumi-dores podría ser incluso mayor que el valor de usode los usos consuntivos.

En el caso de las externalidades medioambien-tales, deberían tenerse en cuenta otros valores, que sibien no están directamente relacionados con el usoen sí mismo, sí podrían expresarse en términos deVDP monetaria, al menos en parte. Conceptualmen-te, esta VDP pude medirse si un agente, en relacióncon una determinada función medioambiental noeconómica, aceptase una determinada compensa-ción monetaria a cambio del sacrificio de dicha fun-ción medioambiental. Si el sacrificio no fuese acep-table en absoluto (es decir, dicha función medioam-biental se considera "inestimable"), también podríamedirse un valor monetario en términos del coste dela alternativa más barata para satisfacer la mismafunción medioambiental (Merret, 1997 y 2002).

La VDP individual es un componente impor-tante del valor. Sin embargo, cuando se trata de re-cursos medioambientales, como es el agua, tam-bién deberían incluirse las dimensiones colectivasdel valor que pertenecen a la categoría de "bienespúblicos" o "bienes benéficos".

En el primer caso, se trata de valores que nobenefician a un individuo específico. En términostécnicos, un bien es "público" cuando puede serconsumido simultáneamente por muchos usuariossin causar costes extra (un nuevo usuario se puedeañadir sin generar ningún coste marginal) y la ex-clusión de cualquier individuo resulta imposible odemasiado costosa. La protección frente a aveni-das, el drenaje del agua de lluvia, los beneficios pa-ra la salud asociados con el suministro de agua cen-tralizado o la conformidad colectiva con la regula-ción medioambiental, pueden citarse como algunosejemplos. Los valores medioambientales como laconservación de los humedales y de los parajes flu-viales o la creación de parques naturales constitu-yen otros ejemplos.

El segundo caso tiene lugar cuando existen di-mensiones del valor que no son expresadas por losconsumidores individuales, pero sí se revelan pormedio de un proceso político. La accesibilidad eco-nómica del agua para las familias con bajos ingresos

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es un ejemplo obvio. Otro ejemplo puede plantearsepara el caso del riego: éste no sólo contribuye a losingresos del agricultor (VDP individual), sino queproduce también otros beneficios valorables desdeel punto de vista de la sociedad en su conjunto: pue-de ayudar a mejorar la capacidad de un país para au-toabastecerse en la producción de alimentos, o ra-lentizar el abandono del campo por parte de la po-blación, o mejorar las oportunidades de empleo, etc.

Sostenibilidad

Según la definición, hoy día plenamente acep-tada, acordada en la Conferencia Internacional deDublín sobre Agua y Medio Ambiente, el conceptode sostenibilidad debería incluir la dimensión eco-lógica (el agua como un recurso finito y vulnera-ble), tanto como la social (accesibilidad al agua co-mo una necesidad social indispensable; perspectivademocrática y participativa en las decisiones sobrepolítica del agua) y la económica (el agua como unbien económico que debe ser asignado de formaeficiente). Estas tres dimensiones, conveniente-mente especificadas en términos de indicadoresproporcionan la base para la evaluación del uso delagua.

El concepto de sostenibilidad, definido de es-ta forma, permite extender en gran medida el razo-namiento característico de la economía neoclásica,según el cual una asignación determinada de los re-cursos hídricos es "eficiente" (y por tanto, óptima)mientras todos los usuarios obtengan el mismo be-neficio neto marginal (diferencia entre el valor in-dividual y la suma del precio y costes individuales,pudiendo incluir en el cálculo los beneficios y cos-tes externos en el cálculo) y el dinero público seemplee hasta el nivel en que iguale el retorno mar-ginal a la sociedad.

El concepto de sostenibilidad permite consi-derar más dimensiones que no son tratadas adecua-damente dentro del marco de la economía neoclási-ca: la equidad (definida como el derecho de todoser humano a satisfacer sus necesidades básicas) yla conservación del capital natural.

De este modo y dadas las funciones básicasdel agua para las que no existen sustitutos, ésta seve al mismo tiempo como un recurso de valoresirremisibles y como un "capital natural crítico".Con todo, el concepto en sí mismo sigue contenien-do un cierto grado de ambigüedad y necesita de unaexplicación adecuada, sólo posible mediante unproceso político y un estudio caso por caso.

Como capital crítico natural, el uso sostenibledel agua no puede ser evaluado a una escala global,sino local, donde las funciones medioambientales re-levantes deberían preservarse y el uso del agua man-tenerse por debajo de la recarga natural de los recur-sos (Turner, 1993; Faucheaux y O'Connor, 1998;Ekins, 2000). La escala territorial a considerar parael balance hídrico puede ser una mayor a la mera-mente local sólo si los recursos son "promediados"sobre una unidad territorial también mayor gracias ala existencia de infraestructura hidráulica construida.Pero incluso para conseguir esto, la dimensión tantosocial como económica de la sostenibilidad tambiéndebería tenerse en cuenta: el coste de la infraestruc-tura debería ser repartido equitativamente entre ge-neraciones (es decir, los beneficios de que va a dis-poner la generación actual no deberían hacerse pagara las futuras generaciones); y al mismo tiempo, elprecio cargado a los usuarios para tal propósito nodebería exceder un límite crítico que excluiría aaquellos que no pueden pagarlo (Barraqué, 1999).

El argumento de la equidad, a su vez, legitimalas políticas del agua proponiéndose una socializa-ción del coste de las grandes instalaciones para per-mitir a "cada" usuario (al margen de su localizacióngeográfica) la satisfacción, al menos, de sus necesi-dades "básicas". Este principio de equidad en laasignación de recursos hídricos está ampliamenteaceptado (Correia, 1999). Sin embargo, la defini-ción exacta de "cada usuario" y "necesidad básica"es, sin duda, una delicada cuestión de carácter polí-tico. En los países mediterráneos, el planteamientomás común en el pasado ha consistido en un signi-ficativo grado de socialización del coste de sumi-nistro de cantidades suficientes de agua para riegoen regiones muy secas. En España e Italia, así comoel resto del sur de Europa, la planificación de los re-cursos hídricos ha supuesto, durante largo tiempo,la estimación de las "necesidades de agua" al nivelterritorial deseado y la provisión de los sistemas desuministro que fuesen capaces de satisfacer dichanecesidad supuesta, independientemente del pre-cio, o con un análisis coste-beneficio aproximado,sobrevalorando enormemente los beneficios socia-les (Vergés, 2002a; Barraqué, 2000a).

Como criterio consensuado general, a pesar dela ligera diferencia en terminología y formulación,puede asumirse que las funciones relevantes del ca-pital natural crítico (la "satisfacción de las necesida-des de agua") deberían ser llevadas efectivamentea cabo sin perjuicio de la integridad del recursonatural (un balance cuantitativo y cualitativo en-tre los recursos renovables disponibles y los usos),

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al tiempo que los usos "socialmente relevantes" de-berían ser accesibles a todo el mundo, sin atendersus niveles de ingreso o condición social. Por tanto,los indicadores de sostenibilidad deberían reflejar:

Las funciones medioambientales disponibles.

La idoneidad de las inversiones y la deprecia-ción del capital natural y del construido por elhombre para conseguir una compensación satis-factoria entre ellos

Cuestiones de accesibilidad económica.

Asignación del agua entre usos en competenciasegún su "valor".

Un uso eficiente de los recursos económicos pa-ra asegurar que los servicios de agua son satisfe-chos de forma que se evite la creación de rentasdel monopolio de cualquier tipo (Figura 4).

La transformación de estos conceptos gene-rales en indicadores propiamente dichos no essencilla. No es posible entrar aquí con profundi-dad en el complejo pero rico debate sobre la defi-nición práctica de indicadores para estimar la sos-tenibilidad del uso del agua (de Carli y col., 2003).

No obstante, sí puede subrayarse el hecho de quelas definiciones y los principios subyacentes man-tienen un cierto grado de confusión.

El concepto de “perjuicio” por ejemplo es am-biguo. Puede entenderse como una prohibición ab-soluta de la alteración de los stocks de capital natu-ral (en términos de calidad y cantidad) o bien, y deuna forma más elástica, tener presente que inclusoun recurso degradado podría continuar siendo utili-zado, aunque con mayores costes de tratamiento yequipamiento técnico. En otras palabras, puestoque existe una cierta posibilidad de sustituir el ca-pital natural con capital producido por el hombre,podría considerarse sostenible un cierto grado dedisminución del primero si se compensa mediantela inversión en el segundo.

El concepto de “necesidades de agua” tam-bién es ciertamente resbaladizo, ya que su mismosignificado debería ser definido mediante una eva-luación política. Sólo por poner un ejemplo: pode-mos asumir que el agua destinada a consumo hu-mano pertenece a las “necesidades de agua” quedeben ser satisfechas, pero ¿es cierto lo mismo pa-ra todas las viviendas? ¿Debería aplicarse de lamisma forma para segundas viviendas?

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Sostenibilidad medioambientalEvitar el agotamiento del capital critico natural

Garantizar las funciones ecológicas del capitalnaturalMinimizar las acciones desde el lado de la ofertaMinimizar la alteración de los patrones natura-les de flujo.

Garantizar la estabilidad financiera de los siste-mas hidráulicos.Compensar adecuadamente los recursos utiliza-dos como factores de producción.Los flujos de caja deben garantizar la conserva-ción de lo activos físicos naturalesCada nueva infraestructura ata a la generaciónsiguiente para pagar su costeMinimizar la creación de capital artificial.

Sostenibilidad financieraGarantizar el mantenimiento y reposición de losactivos a largo plazo

EquidadGarantizar a los segmentos con menores ingresosun acceso justo a los recursos hídricos.

Identificar “las necesidades básicas del agua”Mantener el nivel y la dinámica de precios pordebajo del umbral de la accesibilidad económicaAlcanzar una forma justa y democrática de re-parto de los costes de gestión

Asignar el agua privilegiando los usos con ma-yor valor social.El coste de la provisión del servicio debe co-rresponderse con su valor.Mantener los costes tan cerca del mínimo comosea posible en términos dinámicos.La regulación debe asegurar una asignación óp-tima del riesgo entre accionistas, consumidoresy contribuyentes.

EficienciaGarantizar que el agua se asigna a los usos mas be-neficiosos y no se derrochan recursos económicos

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Figura 4. La sostenibilidad en cuatro objetivos

Por esta razón, se ha argumentado que la elec-ción de los indicadores y su evaluación no deberíaimponerse ex ante por medio de una definición ge-neral de sostenibilidad que considerase todos loscriterios relevantes y se aplicase en toda situación ycircunstancia; sino más bien, debería resultar de unproceso de participación política, en el que las fun-ciones medioambientales relevantes se identifiqueny se midan, se verifiquen las compensaciones opor-tunas y se examinen soluciones alternativas (deCarli y col., 2003).

CRITERIOS ECONÓMICOS PARA LATARIFACIÓN DEL AGUA Y LARECUPERACIÓN COMPLETA DE COSTES

Las reglas de la tarifación económicamenteóptima: eficiencia en la asignación

Según la teoría económica, la tarifación ópti-ma de cualquier bien o servicio privado, debe refle-jar su Coste Marginal a Largo Plazo (CMLP). Deeste modo, cada usuario pagará por cada unidadadicional que consuma el coste adicional que re-quiere la producción de la misma. En este caso (ysólo en este) el precio funciona como una señal dela escasez económica. Cada usuario decidirá adqui-rir una cantidad de agua adicional si su precio esmenor que su valor. Mientras el precio incluya to-das las dimensiones relevantes del coste, puedeasegurarse que la sociedad en su conjunto incre-menta su bienestar: la utilidad obtenida es mayorque la “desutilidad” creada.

Entender la razón por la que esto ocurre resul-ta muy intuitivo. Si el valor marginal es mayor queel coste marginal, habrá una ganancia potencial debienestar cuando se suministre una cantidad adicio-nal. Por el contrario, si el coste marginal fuese ma-yor, la ganancia de bienestar se produciría redu-ciendo el suministro6 .

Por tanto, si por algún motivo el precio diver-ge del coste marginal, los consumidores de agua re-cibirán una señal distorsionada. Con un precio me-nor que el coste marginal, por ejemplo, los usuariosestarán siendo en realidad incentivados para de-mandar una cantidad de agua mayor que la real-mente eficiente.

Este esquema conceptual puede aplicarse, porejemplo, para evaluar la oportunidad de acometer ono la ampliación de la capacidad de suministro deun sistema actual dado, con el fin de suministrarcantidades de agua adicionales. Existen muchosejemplos concretos de cuestiones similares en Eu-ropa, como puede ser el caso en que la agriculturautiliza los recursos locales más baratos, forzando alsuministro a la población a utilizar transferenciasde agua desde grandes distancias.

Como se puede ver en la Figura 5, desde el pun-to de vista de la pura eficiencia económica, sin cons-truir ninguna infraestructura nueva es preferible que elagua disponible se comparta para satisfacer en primerlugar los requerimientos del consumo residencial, de-jando entonces el agua restante para la agricultura.

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6 Considerar los costes a largo plazo, en lugar de a corto, significa que los costes de inversión deben ser también tenidos en cuenta. Esto es apropiadopor lo que respecta a decisiones sobre inversiones nuevas. Por ejemplo, si el valor adicional creado por un proyecto de riego es menor que el coste deinversión más los costes marginales de operación, el proyecto no será económicamente eficiente. Por otro lado, cuando se trata de inversión ya existen-te, los costes a corto plazo serían un término de referencia más apropiado. Por ejemplo, si una determinada fuente de recurso ya se encuentra disponi-ble, la decisión de utilizarla o no para el suministro de agua deberá estar basada solamente en los costes marginales a corto plazo (suponiendo, claro,que los costes fijos ya han sido cubiertos).

Figura 5. La tarifación como instrumento para la asignación de recursos

El bienestar total (suma del beneficio de losagricultores y los consumidores residenciales) esmayor en este caso, con respecto al que considera elsuministro residencial a partir de transferenciasdesde grandes distancias quedando toda el agua lo-cal de acceso barato para la agricultura. En otraspalabras, los usuarios domésticos estarían dispues-tos a comprar el agua a los agricultores pagando unprecio que resultaría ser mayor que los ingresos queéstos obtendrían de la agricultura, pero menor queel precio del agua traída desde grandes distancias.

Mientras que la aplicación de la regla del cos-te marginal es universal, en ciertos casos (princi-palmente, cuando los costes son sub-aditivos y/olos costes marginales son difíciles de calcular) lanecesidad de recuperar los costes fijos ha sugeridootras alternativas. De hecho, cuando los costes me-dios decrecen debido a las economías de escala, elcoste marginal es menor que el coste medio.

Figura 6. Tarifación al coste medio y coste marginal

Puede apreciarse en la Figura 6 que el bienestarcolectivo continúa siendo maximizado por la aplica-ción del coste marginal, pero esto causa pérdidas pa-ra el gestor del servicio7. En esos casos, podemosbien imaginar que el Estado podría cubrir este déficitmediante transferencias monetarias, o bien aceptaruna pérdida de bienestar menor permitiendo al ges-tor cargar el coste medio en lugar del coste marginal.

Alternativamente, si el gestor puede aplicar diferen-tes precios a diferentes categorías de consumo (y es-ta “discriminación” es legalmente aceptada), el mis-mo efecto podría obtenerse cargando a diferentesgrupos de usuarios el coste marginal más una cuotade los costes fijos inversamente proporcional a suelasticidad de la demanda (precios Ramsey).

La RCC es, en sentido estricto, una relajaciónde ambos conceptos: requiere una correspondenciaentre los costes totales y los ingresos totales, sin en-trar con detalle en la cuestión de qué usuarios de-ben afrontar qué costes8.

Los límites de la aplicación del CMLP son decuatro clases:

El principio del coste marginal es una regla detarifación óptima sólo si el control del consumoindividual no resulta complicado de realizar y lademanda es suficientemente elástica.

La recuperación de los “costes hundidos” en ellargo plazo puede no quedar garantizada si seadopta estrictamente la adopción del CMLPodel coste marginal.

Los servicios de agua presentan una importantedimensión pública (tanto como la privada). Porello, también deberían incluirse entre sus bene-ficios los componentes de utilidad colectiva quelos individuos no consideran (o consideran sólode forma parcial).

La eficiencia en la asignación no es el único ob-jetivo de las agencias públicas; una vez que sepierde el beneficio en la asignación que suponela tarifación al coste marginal, el precio adquie-re una naturaleza fiscal, y entonces la única ra-zón que queda para utilizar el principio “quiencontamina paga” en lugar de criterios progresi-vos para la asignación de cargas impositivas esde carácter político. Otras cuestiones de carácterdistributivo pueden resultar igualmente relevan-tes: en otras palabras, la sociedad no es necesa-riamente indiferente con respecto a la distribu-ción concreta de costes y beneficios.

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7 Si el precio fuese igual al coste medio, la demanda sería QCM. El bienestar colectivo podría mejorarse incrementando la producción hasta Q*: el bene-ficio social (área por debajo de la curva de demanda entre Qac y Q*) es mayor que el coste social (área por debajo de la curva de coste marginal en elmismo rango).8 Normalmente, la RCC se plantea de modo que el coste total es recuperado mediante cargas en cada unidad territorial en la que el servicio es propor-cionado por un gestor independiente. Sin embargo, este criterio conduce a resultados muy diferentes en Europa. Por poner sólo un ejemplo: en Inglate-rra y Gales hay solamente 10 grandes compañías de agua y saneamiento, mientras que Italia o Francia con situaciones mucho más disgregadas cuentancon alrededor de 10.000. Obviamente, no es lo mismo exigir el equilibrio de ingresos y costes para cada abastecimiento individual que para grandescompañías que abarcan un buen número de ellos.

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La Tarifación del Agua como un Instrumentode la Política Medioambiental

Independientemente de cuestiones acerca delos costes marginales, las autoridades competentesen política del agua deberían utilizar los precios dela misma como herramienta de gestión de la de-manda, ganando así capacidad de maniobra paraconseguir los objetivos concretos que se propongadicha política.

La razón para este uso de los precios radica enla bien conocida teoría de los impuestos medioam-bientales, considerada actualmente como la refe-rencia estándar9 , desde los trabajos de Pigou en losaños treinta hasta el de Baumol y Oates (1988). Es-ta teoría se basa en la idea de que la demanda reac-ciona negativamente a las variaciones del preciopor la misma razón ya vista más arriba, esto es, quelos usuarios seguirán adquiriendo unidades de aguaadicionales hasta que el gasto adicional (el preciode cada unidad adicional) sea menor que su valoreconómico (utilidad). Puesto que la utilidad decre-ce con la cantidad (cantidades adicionales produ-cen utilidades adicionales decrecientes), la curva dela demanda presenta una pendiente negativa, tal co-mo aparece en la Figura 6. A precios bajos, losusuarios demandarán más agua, mientras que a pre-cios altos la demanda será reducida.

Sobre la misma Figura 6, es sencillo entenderel mecanismo mediante el cual los precios del aguapueden proporcionar un incentivo para limitar lademanda de agua: si el objetivo de la demanda esQI, resulta obvio que no puede alcanzarse al precioactual P0 (ya que a dicho precio la demanda es Q0).Las autoridades en materia de aguas podrían enton-ces imponer un impuesto sobre el agua (un precioadicional a la misma, en definitiva) de modo que lasuma final pagada por el usuario resulte ser PI.

Puede asumirse entonces que cada incremen-to del precio del agua, independientemente de suorigen, tendría el mismo efecto. Es importante ha-cer notar que dicho efecto ocurre porque los usua-rios pagan una cantidad adicional de dinero porcantidades adicionales de agua, y no porque su gas-to total del agua sea, simplemente, mayor.

En otras palabras, es importante no confundirrecuperación del coste con incentivación medianteel precio, ya que el segundo concepto requiere quelos precios sean función de la cantidad que estésiendo realmente demandada.

La tarifación del agua basada en costes com-pletos es perfectamente compatible con un siste-ma de incentivos pobre (como puede ser el casode reglas para la asignación de recurso y métodosde tarifación basados en tarifas planas). Por otrolado, un sistema de incentivos mediante el preciopuede diseñarse incluso si los ingresos totales nollegan a recuperar los costes por completo. Encualquier caso, la literatura económica nos invitaa ser, por lo menos, cautos en mantener que el pre-cio del agua, exclusivamente, puede ser suficientepara promover la sostenibilidad del recurso, aun-que sí puede resultar un instrumento útil si se es-tructura de un modo incentivador. El incentivo de-pende de la forma de la curva de la demanda:cuanto más elástica sea, más efectiva será la señaldel precio. Puesto que lo importante es el coste dela última cantidad de agua comprada (y no el cos-te total o medio), puede pensarse que una tarifa debloques crecientes puede proporcionar este efectomás fácilmente.

El equilibrio financiero de los gestores y elpresupuesto público

Como se ha visto en las secciones preceden-tes, los beneficios de la tarifación del agua encuanto a la asignación del recurso se tendrán so-lamente si se sigue la regla del coste marginal,mientras que la incentivación desde un punto devista medioambiental requiere simplemente quelos precios tengan alguna relación con la cantidadconsumida (en el mejor de los casos, una funciónde crecimiento monotónico con la cantidad, esdecir, un modelo de bloques crecientes). En am-bos casos, no existe un requerimiento estricto pa-ra la RCC (en el sentido de que los objetivos deasignación y medioambientales pueden conse-guirse incluso si no se cumple la RCC), mientrasque por otra parte, la consecución de la RCC perse no implica necesariamente que se tengan losmencionados beneficios ni medioambientales nien la asignación de recursos.

El último argumento utilizado a favor de laRCC no tiene nada que ver con incentivos, sino quese basa en la necesidad de garantizar que los siste-mas de gestión de agua sean autosuficientes desdeun punto de vista financiero. Este argumento se en-cuentra motivado tanto por las restricciones delpresupuesto público como por la creencia de quelos sistemas de gestión de agua independientes yorientados al servicio se comportarán de forma máseficiente que las agencias estatales.

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9 La innovación principal introducida por Baumol y Oates se encuentra en el hecho de que Pigou consideró que los impuestos deberían calcularse de modo quelas externalidades quedasen completamente “internalizadas”, con el fin de fomentar la asignación óptima de los recursos medioambientales. Baumol y Oatesreconocen la dificultad de medir las externalidades y, así, recomiendan el uso de los impuestos incluso si su objetivo ha sido determinado exógenamente.

La primera motivación se puede considerarcomo una afirmación de facto, más que como unjuicio normativo. Al margen de las preferencias po-líticas a favor o en contra de la intervención del Es-tado en la economía, el suministro de bienes finan-ciados por éste requiere el correspondiente gastopúblico y, en consecuencia, la creación de impues-tos o deuda pública a tal efecto. La mayoría de laseconomías occidentales están afrontando una crisisa este respecto: el crecimiento del tamaño del sec-tor público ha alcanzado ya un punto crítico, las po-líticas fiscales están, de este modo, restringidas yconcentradas mejor en aquellas áreas de interven-ción pública que requieren una redistribución delos recursos. En este sentido, el gasto destinado alos servicios de agua debería encararse mediante laimplicación directa de los usuarios, incluso cuandomantuviese algunos elementos impositivos, queprobablemente contribuirán a disminuir la posibleoposición de los usuarios.

La tarifación del agua puede entenderse asícomo un ingrediente indispensable para cualquierpolítica de privatización, ya que es la única formaque tienen las agencias gestoras del agua de teneracceso al mercado de capitales privados. Estemodelo de financiación es más adecuado para lagestión “ordinaria” de los sistemas (ya que re-quieren inversiones bastante menores pero de for-ma continua, en lugar de una única inversión con-centrada en el tiempo), estando menos condicio-nada por la dependencia del gasto público con losciclos económicos.

Una vez que se ha hecho la inversión inicial,la responsabilidad directa de los gestores del servi-cio en el mantenimiento a largo plazo decrecería elriesgo de una conducta oportunista, favoreciendola adopción de buenas prácticas de mantenimientoy estimulando la reducción de costes; de lo contra-rio, se correría el riesgo cierto de caer en un “cír-culo vicioso de gasto público”: si la gestión ordi-naria del servicio no es capaz de generar suficien-tes recursos financieros para mantener el sistemaen buenas condiciones, antes o después se necesi-tarán nuevas inversiones públicas para renovar lainfraestructura.

La segunda motivación, se apoya en el hechode que las agencias independientes orientadas alservicio, estando forzadas a ofrecer un valor por eldinero de sus clientes, no podrán incurrir en défi-cit, viéndose así estimuladas para adoptar medidasde ahorro en los costes y para no invertir en au-mentos excesivos de la capacidad de los sistemas.

Por otra parte, los usuarios tomarán conciencia delcoste del servicio. Esta motivación está también li-gada a una preferencia política (y bien enraizada enel debate de la sostenibilidad) para que los sistemasautoregulados y dirigidos por los propios usuariosgestionen los recursos medioambientales prestandoatención a conseguir un reparto y uso más equitati-vo de los recursos medioambientales.

Mientras estos argumentos llevan en direccióna la “recuperación de los costes” más que a la tari-fación económica, debería también subrayarse queen muchos casos, la adopción de la RCC (obligan-do a los usuarios del sistema a pagar el 100% delcoste total) podría conducir a niveles de precios queprobablemente excediesen el límite de lo asequible.Este es particularmente el caso que se da cuando seprevé la inversión en nueva infraestructura.

Por esta razón, algunos autores han desarro-llado el concepto de “coste de sostenibilidad” (o“recuperación casi completa de los costes”) signifi-cando que los precios no deberían cubrir necesaria-mente el coste total, sino más bien ser capaces de fi-nanciar el mantenimiento a largo plazo de la in-fraestructura, incluyendo el capital natural. Enotras palabras, podría haber una contribución ofi-cial para la inversión inicial, teniendo en cuenta queen el futuro los usuarios serán capaces de continuarfinanciando la operación y depreciación del siste-ma para prevenir la reducción de su valor, y así evi-tar la necesidad de otras contribuciones oficiales enel futuro (Tardieu y Préfol, 2002).

DEFECTOS Y DESVENTAJAS DE LATARIFACIÓN DEL AGUA Y LARECUPERACIÓN COMPLETA DE COSTES

Estimando el coste: costes financieros

A partir de todo lo anterior, es claro que los“costes financieros” representan el coste de los fac-tores (capital, trabajo, etc.) que se han utilizado pa-ra proporcionar el servicio de agua. En principio,estos costes deberían constar en la contabilidad delgestor, suponiendo que hayan sido calculados ade-cuadamente, aunque esta tarea no siempre resultasencilla por múltiples razones.

En primer lugar, es lógico asumir que, al me-nos, algunas fracciones del valor añadido en el ser-vicio de agua provienen de mercados no competiti-vos: esto es debido al monopolio territorial en elque operan los abastecimientos dentro de cada mer-cado local, pero también a las rentas económicas

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contenidas en algunos segmentos como una buenacalidad de los recursos hídricos (cuando su controles privado) o el equipamiento tecnológico. Estascomplicaciones deberían tomarse en considera-ción con el fin de estimar el verdadero coste eco-nómico. En el contexto europeo, sin embargo, estacomplicación no es demasiado importante, ya quelos recursos hídricos normalmente pertenecen alEstado y las normas de asignación se rigen desdeel ámbito político.

Otros factores de producción, por el contrario,pueden ser aportados por el sector público de formagratuita o a precios subvencionados, y su valor de-bería incluirse igualmente. En todos los países, elEstado aporta de este modo numerosos factores co-mo la investigación o la educación, por ejemplo,pero también infraestructura hídrica para la provi-sión de bienes públicos como la protección frente ainundaciones o la planificación territorial.

Otra fuente adicional de discrepancias entreprecios de mercado y costes verdaderos surge alexaminar el coste de capital, dado el esquema de de-preciación tan prolongado en el tiempo que se tienepara los activos fijos. No es sencillo distinguir latransformación artificial del medioambiente hídricodel “capital natural” en sí mismo10; incluso si sólo seconsidera la infraestructura de abastecimiento y sa-neamiento, los equipos (especialmente en el caso delos depósitos y las tuberías) tienen vidas económi-cas de muchas décadas, o incluso, de un siglo.

Sin embargo, en el caso de la infraestructuracon una larga vida de funcionamiento, los inverso-res privados normalmente piden esquemas de re-embolso mucho más cortos (y, así, mayores tasasde interés) para conseguir perfiles de riesgo/retornocomparables con las del resto de la economía,mientras que el sector público puede (y según algu-nos, debe) ser menos pesimista y prudente. Estaconducta miope de los mercados de capital privadoimplicará que el capital adquirido en el mercadotenga un precio mayor que su coste de oportunidad(medido por la tasa de descuento social).

La adopción de una tasa de interés de merca-do en lugar de los métodos de contabilidad pública(que no aplican dichas tasas de mercado) da lugar aincrementos dramáticos en el precio final. Barra-qué (1999) los estima en un rango de 200-300% pa-ra un estudio realizado en Francia; y márgenes to-davía mayores presentan de Carli y col. (2003) pa-ra otros estudios en Italia.

Si debiera ser la tasa de interés de mercado loque debería aplicarse en este tipo de inversiones, obien, la tasa de descuento social, ha constituidodurante mucho tiempo un largo debate en todo lorelativo a la economía del sector público, nuncaresuelto de manera definitiva (Florio, 1991) y me-nos aún en lo relativo a la política medioambien-tal (Peace y Turner, 1989; Bromley, 1996; Ekins,2000). En teoría, el uso de tasas de interés de mer-cado es adecuado sólo si los inversores privadostienen en cuenta el descuento futuro de forma co-rrecta: muchos economistas medioambientales ar-gumentan que, en el caso de los recursos naturalesy debido a su horizonte a largo plazo y a su incer-tidumbre radical sobre el futuro, no es correcta deforma definitiva.

Parece así justificado tomar en consideraciónel capital hídrico artificial bajo los mismos estánda-res que el capital natural, dadas las cuestiones desostenibilidad relacionadas con él; y, por tanto,aplicar la misma tasa de descuento que se utiliza alevaluar alternativas que afectan al capital natural.

También es importante destacar el hecho deque el coste financiero puede tener una dimensiónintergeneracional: ¿quién debe pagar la infraes-tructura y su mantenimiento a lo largo del tiempo?Suponiendo que en el año inicial de un proyectose construye una instalación nueva y que no haysubvenciones públicas, el coste del capital será re-embolsado a lo largo del tiempo: las cuotas de de-preciación se calcularán de modo que los flujos decaja así generados permitan el reembolso de ladeuda. Al final de la vida económica, el valor de lainfraestructura será igual a cero, y deberá acome-terse una nueva inversión, repitiéndose este cicloen el futuro una y otra vez. Cuando este sencillomecanismo no es aplicable debido a la necesidadde una intervención pública, pueden aparecer al-gunas complicaciones. Por ejemplo, si la inver-sión inicial se financia mediante deuda pública yésta se mantiene constante a lo largo del tiempo(esto es, nunca es reembolsada y, mientras, lospropietarios de los bonos continúan recibiendouna renta perpetua), esto significa que el coste se-rá compartido por la generación actual y la próxi-ma. Si la generación actual no consigue dejar pre-parados suficientes recursos para la reconstruc-ción, “consumirá” el valor de algo cuyo coste con-tinuará debiendo ser pagado por los contribuyen-tes de las generaciones futuras; por otra parte, és-tas deberán, además, crear deuda adicional parafinanciar la reconstrucción.

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10 Por ejemplo, el paisaje característico del norte de Italia ha sido remodelado durante siglos con una larga serie de obras públicas que, sin ningún géne-ro de dudas, han alterado el patrón “natural” de los flujos de agua: la llanura del Po era, de hecho, un inmenso humedal. La conservación del “me-dioambiente natural”, por otro lado, de la laguna de Venecia implicaría el desbaratamiento completo de la ciudad.

En la experiencia internacional actual se pue-den encontrar tres procedimientos generales para laestimación de los costes de capital:

La metodología utilizada en Alemania consisteen una revaloración sistemática de los activos asu valor de reposición (esto es, como si tuviesenque ser construidos de nuevo), y en calcular ladepreciación de acuerdo con este valor. Estemodelo permite que la inversión sea suficiente-mente constante para cubrir la depreciación realdel capital: en otras palabras, el valor de la in-fraestructura permanece constante a lo largo deltiempo. Por otro lado, este modelo puede sercausa de distorsiones potenciales si el gestor delservicio usase los flujos de caja de la deprecia-ción para financiar otras inversiones, y tambiénpuede suponer una carga excesiva para la gene-ración que construye la infraestructura por pri-mera vez (de hecho, dicha generación tendríaque pagar la infraestructura dos veces, la prime-ra para la construcción inicial y la segunda paramantener su valor a lo largo del tiempo).

La metodología utilizada en el Reino Unidoconsiste en calcular únicamente la inversión ne-cesaria para mantener el valor de la infraestruc-tura a lo largo del tiempo, lo que permite a losgestores cumplir con sus obligaciones frente alos consumidores. En principio, el gestor del ser-vicio del agua podría recibir la infraestructura deforma gratuita (habiendo sido ya cubierto sucoste mediante, por ejemplo, deuda pública),con la tarea de mantenerla en buenas condicio-nes y financiar la inversión necesaria para sumantenimiento ordinario y extraordinario así co-mo su reconstrucción, desde un momento en eltiempo determinado en adelante. Este modelo esmás justo para la generación que construye la in-fraestructura en primer lugar (ya que sus costesde capital se han socializado), pero requiere, porotro lado, que la inversión sea efectivamente su-ficiente. Puesto que el gestor es el único sujetoque realmente conoce la condición de eficienciade los activos, podría existir el riesgo de que lainversión no fuese suficiente, con la consecuen-te devaluación de la infraestructura a lo largo deltiempo. Y así, llegaría un momento en que elgestor no estaría en condiciones de continuaroperando el sistema y sería necesaria una nuevainversión pública para reconstruir los activos.

Una tercera posibilidad, que es la más utiliza-da en las concesiones, tiene en cuenta sólo elmantenimiento ordinario y extraordinario.

La construcción se financia aparte la primera vez(con la contribución directa de los usuarios median-te impuestos o tasas directas o, más frecuentemen-te, mediante el presupuesto público), y el gestor loutilizará hasta el final de su vida económica. Losusuarios pagarían el servicio del agua como consu-midores cubriendo los costes de operación y mante-nimiento, mientras que el coste de la infraestructurasería pagada también por ellos mismos pero comocontribuyentes o usuarios del servicio (con una tasaadicional). En este punto, sería necesaria una nuevainversión y el proceso comenzaría de nuevo.

Finalmente, y ya que parte de los costes de lainfraestructura son transferidos a las generacionessiguientes (por ejemplo, debido al envejecimientode la tecnología empleada, o al mal mantenimientode activos ya viejos), hay que considerar una cues-tión intergeneracional adicional. La “artificializa-ción” de los sistemas hídricos en este sentido repre-senta una hipoteca sobre las generaciones futuras,ya que éstas estarán obligadas a pagar el coste decapital de la infraestructura construida por la gene-ración presente para compensar la descomposicióndel capital natural. Por ello, una especie de “valoropcional” debería considerarse como un compo-nente adicional del coste industrial. No obstante,este componente resulta muy difícil de cuantificar.

Estimando el coste: costes externos

Con respecto a los costes externos, nos encon-tramos de nuevo con un concepto bastante sencillopero con numerosas complicaciones empíricas a lahora de calcularlo y aplicarlo.

En los últimos años, ha sido muy poca la inves-tigación aplicada que se ha llevado a cabo para esti-mar la magnitud de los costes externos de una formasistemática: algunas referencias tomadas de la literatu-ra disponible sugieren la existencia de una gran varia-bilidad dependiente de las condiciones locales y delvalor de las funciones medioambientales que requie-ren una no utilización del agua (IVM-EFTEC, 1998;Turner y Postle, 1994; MacMahon y Postle, 2000).

De hecho, lo que la mayor parte de los estu-dios ha estimado es el valor de usos alternativos noconsuntivos, más que el coste marginal de las abs-tracciones de agua. Sin embargo, la relación entreambos conceptos no es completamente obvia: elimpacto depende del equilibrio hídrico local, al quelas abstracciones de agua pueden contribuir tantopositiva como negativamente dependiendo de dón-de estén situados los puntos de abstracción/vertido.

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Puede argumentarse que los casos más críticos sonaquéllos en los que se realizan abstracciones incon-troladas de los acuíferos, más que aquellos otros enlos que se utilizan grandes trasvases regulados; pe-ro incluso esta afirmación tan general necesita sercuidadosamente evaluada en cada situación.

A pesar de la naturaleza puntual de estos estu-dios y la imposibilidad de ser concluyentes dado elactual estado del arte, parece bastante claro que lamagnitud de los costes externos es enormementeespecífica y dependiente tanto del lugar en concre-to como de aspectos estacionales. Cuando se en-cuentran presentes las dimensiones de conserva-ción recreativas y paisajísticas, el valor de este cos-te externo bien podría ser lo suficientemente altocomo para compensar con creces el valor de losusos “productivos”, aunque esto sucede sólo en ca-sos especiales, mientras que en los más comunes,una vez que queda claro que no hay pérdidas del ca-pital crítico natural, la magnitud puede suponersemucho menor.

Merrett (1997) añade a estos puntos la idea deque una vez que los aspectos ecológicos están enjuego, las estimaciones monetarias basadas en laVDP podrían subestimar enormemente el “coste” yargumenta, de este modo, que los costes externosdeberían evaluarse mediante la estimación del im-pacto ambiental en mejor medida que con términosmonetarios. En otros términos, el coste externo de-bería estimarse sobre la base de las acciones que seharían necesarias para recuperar el capital naturalhasta el nivel que garantizase las funciones me-dioambientales.

A decir verdad, la literatura sobre evaluaciónmonetaria es bastante unánime en la creencia deque las estimaciones empíricas del “valor económi-co total” como mucho pueden capturar valores deuso indirectos (como los usos recreativos del aguao su amenidad paisajística), mientras que los valo-res del no uso y, obviamente, los valores no econó-micos no pueden ser capturados por las técnicas ac-tuales, aunque sí definidos de forma teórica (Tur-ner, 1993; Green, 2003).

Al final, mientras que la definición teóricade los costes externos resulta ser meridianamenteclara, su puesta en práctica implica numerosas di-ficultades a la hora de estimar dichos costes en ca-sos concretos. La mayoría de los estudios aplica-dos para su evaluación, de hecho, enfocan el pro-blema de la medición de los valores específicosde no uso (como los recreativos y paisajísticos),

aunque no es sencillo asociar este “valor” al “cos-te” que se genera por otros usos específicos (comolas abstracciones para riego), ya que las externali-dades negativas para usos específicos normalmentesurgen de un conjunto complejo e interrelacionadode otros usos del agua y del suelo, y normalmentese necesita un modelo hidráulico específico ad-hoc(Fontana y Massarutto, 1995; Merrett, 1997; IVM-EFTEC, 1998).

Por esta razón, algunos autores han sugeridoun planteamiento diferente basado en la idea del“coste de sostenibilidad” (Barraqué, 1999). Segúnesta metodología, el “coste completo” del agua de-bería definirse como el coste (teórico) a ser cubier-to si el uso del agua fuese ecológicamente sosteni-ble; es decir, si todas las funciones medioambienta-les relevantes de los recursos hídricos se garantizanpara las generaciones presente y futura, y se destinala inversión suficiente para mantener el valor físicode los activos a lo largo del tiempo.

La aplicación de esta metodología de valora-ción a algunos casos de estudio en sistemas deabastecimiento y saneamiento de ciertas ciudadeseuropeas ha producido muchas sorpresas, ya que hademostrado que el coste “verdadero” muy a menu-do no se contabiliza (Correia, 1999; de Carli y col.2003).

Otros planteamientos rechazan la imposiciónde un criterio de evaluación predeterminado: losanálisis deberían así comenzar por la identificacióny medición de las funciones medioambientales queresultan relevantes para los diferentes grupos impli-cados y las “cuestiones de gobierno” que emergende una eventual colisión entre ellos (Faucheaux yO’Connor, 1998). El “coste externo”, de este modopodría considerarse mejor como uno de los posiblesindicadores de la existencia de una “cuestión de go-bierno” a ser resuelta mediante un proceso político,más que un simple número a añadir al coste total11.

La efectividad real de los preciosvolumétricos: la elasticidad de la demandafrente al precio

En la sección anterior ha quedado reflejadoque las reglas de tarifación óptimas exigen que losconsumidores paguen un precio que se correspondacon el coste marginal individual o bien, como se-gunda mejor solución, con el coste medio, con elfin de conseguir la asignación de recursos más efi-ciente y compatible, al mismo tiempo, con la es-tructura de la industria del agua.

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11 Un intento de aplicar este modelo conceptual al caso del agua está desarrollándose mediante el proyecto GOUVERNe, promovido por la ComisiónEuropea y cercano a su finalización en la actualidad. Ver O’Connor (2003) para más detalles.

La consecuencia lógica de lo anterior es el he-cho de que reglas sub-óptimas de tarifación se des-viarán de la eficiencia máxima. Si los precios delagua son ineficientes, la demanda resultará dema-siado alta o demasiado baja. La sociedad podría en-contrarse mejor si algunos factores de producciónse transfiriesen del sector del agua a otro sector.

Sin embargo, la Sección 2 ha mostrado queéste no siempre es el caso. Los precios del aguamuy a menudo no se correlacionan con sus costes,y en muchos segmentos de la industria del aguaexisten subvenciones directas o indirectas aporta-das por el gobierno y financiadas mediante los im-puestos generales. ¿Puede justificarse esto de algúnmodo?

Una primera cuestión a tener en cuenta con-cierne a la magnitud en las mejoras del bienestarque proporciona la tarifación óptima frente a la pro-visión gratuita. Puede mostrarse fácilmente (Figura7) que estas mejoras están relacionadas con la elas-ticidad de la demanda con respecto al precio.

Estimaciones empíricas de dicha elasticidadhan sido realizadas en un gran número de contex-tos. Los resultados difieren en gran medida unos deotros, aunque sí pueden extraerse ciertas conclusio-nes de carácter general. Como observación funda-mental e introductoria puede subrayarse que dichosestudios aplicados muestran la necesidad de sepa-rar la demanda de agua en segmentos diferentes, yaque cada uno muestra un comportamiento signifi-cativamente distinto.

Por lo que respecta a la demanda residencial, laevidencia empírica no ayuda demasiado a los parti-darios de la tarifación del agua. En efecto, en algunoscasos sí se ha evidenciado un impacto significativo

del precio del agua sobre el consumo (OECD, 2000),pero en la mayoría de ellos la elasticidad calculadaha resultado ser muy baja.

La elasticidad de la demanda de agua residen-cial ha sido revisada en una serie de estudios re-cientes (OECD, 2000; Dalhuisen y col., 2001). Engeneral, los valores de elasticidad publicados en es-tos estudios son bastante bajos en promedio (se si-túan en un rango entre 0 y -0,7). La medición de losconsumos y las tarifas de bloques crecientes apare-cen como los elementos más importantes en cuantoa la determinación de la reacción de los consumi-dores. También deben tenerse en cuenta aspectosespecíficos de cada país, ya que las posibilidadesprácticas de reducir la demanda de agua se dan par-ticularmente para unos usos (como riego de jardi-nes, piscinas, lavado de automóviles, reducción delas fugas interiores) más que para otros, y dependenen gran medida de aspectos tales como la cuantíade los recibos del agua. A este respecto, no es de-masiado sorprendente, por ejemplo, que estudiosen Norteamérica publiquen, por lo general, valoresde la elasticidad del consumo con respecto al preciobastante mayores que estudios en Europa (en pro-medio, el consumo de agua en los EE.UU. es unascuatro veces mayor que en los países europeos).

No obstante, se reconoce que la implantaciónde la medición de los consumos domiciliarios hadado lugar a reducciones significativas de la de-manda en prácticamente todos los casos estudiados,con cifras entre un 10-15 y un 30-40% de la de-manda inicial. De nuevo, el uso de una estructura deprecios incentivadora basada en bloques rápida-mente crecientes o cargas suplementarias en perio-dos críticos ha resultado también de gran efectivi-dad como herramienta de gestión de la demanda in-cluso en las experiencias europeas (OECD, 2000).

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Figura 7. Beneficios de la tarifación dependiendo de la elasticidad de la demanda

A pesar de todo, estos resultados deberían in-terpretarse con sumo cuidado. Por ejemplo, en In-glaterra y Gales es patente que el consumo medidoper cápita es mucho menor que el no medido. Sinembargo y puesto que la decisión de instalar un con-tador queda a cargo del consumidor individual, lacorrelación podría explicarse de forma sencilla asu-miendo que sólo han solicitado la instalación decontador aquellos consumidores que saben que suconsumo de agua es bajo, y ello no puede conside-rarse como ejemplo de “elasticidad frente al precio”.

Otros autores han enfatizado la necesidad deentender mejor los mecanismos sociales de com-portamiento que subyacen a la demanda de agua,ya que la brutal relación precio-cantidad no es nicreíble ni suficiente como variable explicativa(Merrett, 2002).

Por otra parte, debería hacerse notar que enmuchos casos el resultado ha sido un incremento depresión sobre la economía de los sistemas de distri-bución de agua, cuyos ingresos han caído hasta ni-veles cercanos a la cobertura de los costes fijos.

Por lo que respecta a usos productivos, debe-rían destacarse dos aspectos diferentes: (i) la deci-sión ex-ante de usar el agua como factores de cier-tos procesos productivos y (ii) la decisión ex-postsobre cuánta agua debería usarse y cómo hacerlo.

La primera decisión es básicamente una cues-tión acerca de si el coste (total) del factor agua es ono compensado por los ingresos de la venta de losproductos. Puesto que los requerimientos de aguade la mayoría de los procesos que la emplean sonconocidos, la decisión consiste en decidir si co-menzar con la actividad consumidora de agua o no,y no en cuánto agua utilizar.

La conveniencia de arrancar con un procesoconsumidor de agua en un lugar determinado (co-mo agricultura de regadío, refrigeración de proce-sos industriales, etc.) no es, de este modo, demasia-do dependiente de la estructura del precio del agua,sino más bien del nivel de éste. Como señalan Tar-dieu y Préfol (2002), esta decisión depende del va-lor “estratégico” del agua. En el caso extremo, lacurva de la demanda podría asumir una pendientecomo la mostrada en la Figura 8a: la cantidad deagua consumida será Q0 hasta que el precio llegue aser mayor que un umbral (“precio de salida”), porencima del cual la demanda caería repentinamentehasta cero. Más frecuentemente, la demanda pre-senta una reacción marginal frente a los precios,aunque de forma muy asimétrica: elasticidad muybaja por debajo del precio de salida y muy alta porencima del mismo (Figura 8b).

La segunda decisión puede verse influencia-da, en principio, por la estructura del precio delagua, suponiendo que la tecnología permita otrasopciones alternativas. De nuevo, podemos distin-guir entre decisiones a corto y medio plazo.

Por ejemplo, en el caso de la agricultura, de-bería hacerse una distinción crucial, dependiendode si consideramos el muy corto plazo (ocurrenciade una sequía durante la temporada agrícola unavez que todas las decisiones sobre el cultivo hansido ya tomadas, y se han acometido igualmentela mayoría de los costes), el corto plazo (principiode la temporada, cuando los agricultores decidenel cultivo a sembrar) y el largo plazo cuando lascuestiones a tratar pueden ser si modificar el siste-ma de cultivo (por ejemplo, invirtiendo en instala-ciones de riego o en invernaderos), o la decisiónsobre el sistema de riego (como aspersores o riegopor goteo).

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Figura 8. Forma característica de la curva de la demanda de agua para usos productivos.

Figura 9. El valor “táctico” del agua de riego como fun-ción del ciclo de crecimiento (Tardieu y Préfol, 2002).

En el muy corto plazo, la elasticidad puede sermuy pequeña: todos los costes han sido ya acome-tidos y el riesgo de perder la cosecha significa queel valor del agua se corresponde con el valor totalde la misma. Por tanto, en caso de escasez de agua,los precios deberían ser significativamente altos sidebieran usarse con el propósito de reducir la de-manda de agua o reasignar ésta a usos más produc-tivos en primer lugar. Esto es lo que Tardieu y Pré-fol (2002) denominan el valor “táctico” del agua,argumentando que ésta alcanza su valor máximo enla fase de polinización y maduración (Figura 9).

Como resultado, la tarifación del agua puedepresentar impactos muy distintos si se emplea co-mo instrumento para orientar las estrategias a largoplazo de los usuarios del agua más que como ins-trumento para afrontar una posible escasez a cortoplazo o bien inducir la reasignación del recurso encaso de sequía.

En el caso de la agricultura, para el que nor-malmente se predicen las oportunidades más signifi-cativas en la utilización del precio como herramien-ta de gestión de la demanda, de nuevo la evidenciaempírica muestra la baja sensibilidad del consumo alas variaciones del precio, incluso con tarifas volu-métricas y especialmente una vez que un umbral crí-tico ha sido alcanzado (Garrido, 1999; Dinar, 2000).

En el contexto del sur de Europa, diversosestudios recientes parecen confirmar esta afirma-ción. Por ejemplo, un estudio comparativo llevadoa cabo en ocho regiones europeas con distintascondiciones agrícolas, geográficas y medioam-bientales muestra la relevancia del umbral del pre-cio de salida para las decisiones acerca de la posibi-lidad de implantar o no una agricultura de regadío.

La adopción de la RCC determinaría que la mayo-ría de los cultivos de regadío en el sur de Europadejarían de ser provechosos, al tiempo que, mien-tras el umbral no se traspase, la demanda de aguaaumenta más que disminuye (Massarutto, 2002a).El mismo estudio muestra, por otra parte, que laelasticidad a las variaciones del precio marginal esbastante baja, particularmente en el corto plazo.

Ello significa que el efecto decisivo no es el in-centivo para reducir el consumo en el margen de pro-ducción, sino el simple hecho de que lo que hace o noconveniente el riego agrícola es que el precio globalsea o no mayor que el umbral. Por lo que concierne ala agricultura del sur de Europa, esto es probable queocurra sólo en algunos casos (España continental ysur de Italia, y de forma puntual en el sur de Franciay norte de Italia) donde cultivos de bajo valor (cerea-les, girasol, forraje, etc.) se combinan con costosostrasvases de agua cuyo coste sobrepasa los 0,20-0,30Û / m3. Por otro lado, cultivos de mayor valor (pro-ductos típicamente mediterráneos, horticultura, in-vernaderos, etc.) parecen dispuestos a pagar preciosdel agua incluso diez veces mayores antes de plante-arse el abandono del riego (Massarutto, 2002a).

Es probable que se alcancen conclusionesmuy similares para el caso de la demanda de aguaindustrial, aunque en este caso se dan tres circuns-tancias específicas a tener en cuenta.

La primera de ellas viene determinada por el he-cho de que la industria es mucho más "móvil"que la agricultura. Las inversiones pueden ubi-carse mucho más fácilmente en las áreas másadecuadas, y esto es un factor con enorme in-fluencia en la localización de actividades consu-midoras de agua.

En segundo lugar, el coste del agua supone nor-malmente un porcentaje muy pequeño de loscostes totales industriales, lo cual, es probableque reduzca el peso del precio del agua en talesdecisiones. Incluso una política coherente de ta-rifación podría ser bien recibida como compo-nente de un plan de acción orientado a promo-cionar el uso eficiente del agua.

En tercer lugar, los usos industriales (particular-mente los de utilización más intensiva del agua)normalmente se autoabastecen mediante abs-tracciones directas antes que a través de las ins-talaciones de suministro colectivo. Tal y comomuestran algunas experiencias para el distritoindustrial de Capri en Italia) la estrategia óptima

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en estos casos consiste en crear instalaciones colecti-vas a las que las industrias puedan conectarse, inclu-so de forma obligatoria, y terminar así con las abs-tracciones individuales. Para facilitar todo ello, las ta-rifas correspondientes al uso de la instalación colecti-va deberían ser planas (mejor que proporcionales)contradiciendo de esta forma el principio de CMLP.

Finalmente, y con probabilidad lo más impor-tante, los usos industriales resultan mucho más crí-ticos desde una perspectiva medioambiental en lorelativo a los vertidos y su tratamiento y las instala-ciones de drenaje que en lo relativo al consumo deagua meramente cuantitativo. La literatura empíri-ca no parece apoyar con demasiado entusiasmo laidea de que los incentivos económicos, como loscánones de vertido, puedan tener mayor efecto so-bre las cargas contaminantes, al menos no siguien-do el impacto "marginal" en la base de la teoría deimpuestos medioambiental (OECD, 1997). Por otraparte, es el valor absoluto de los costes lo que pro-bablemente estimule a la industria a acometer labúsqueda de tecnologías limpias. También deberíasubrayarse que las instalaciones de saneamientoimplican normalmente costes fijos en mayor medi-da que variables: así, una vez que las instalacionesestán construidas, el incentivo para reducir las car-gas contaminantes es muy bajo, por lo menos mien-tras no se supere la capacidad de la industria.

Al final, lo que sugiere la literatura empíricasobre tarifación del agua es que mientras dicha tari-fación podría ser un instrumento útil de gestión dela demanda, debería rechazarse la simple idea deque unos precios "óptimos" del agua, basados en elCMLP, lograrán automáticamente unos resultadossociales "óptimos" (Merrett, 1997).

La tarifación al coste marginal y los costesde transacción

El argumento desarrollado en la sección ante-rior se ve reforzado si consideramos que para apli-car los precios "óptimos", los gestores del serviciodel agua deberían incurrir en costes extra y podermedir así los consumos individuales12. En términoseconómicos, estos son "costes de transacción", queno existirían si el agua se suministrara de formagratuita o sin medición.

La teoría económica demuestra que es supe-rior la eficiencia en la asignación que supone laprovisión del servicio mediante el sector públicocuando los beneficios en la asignación por la adop-ción de precios de mercado se ven compensadoscon creces por los costes de transacción (Stiglitz,1988). Esto es particularmente cierto en el caso deque la demanda sea inelástica, ya que la pérdida debienestar por el exceso de demanda es menor eneste caso.

La Figura 10 ayuda a entender el problema,partiendo de la base de que el suministro de aguarequiere un coste marginal positivo (esto es, unacantidad de agua extra cuesta a la sociedad unacierta cantidad de recursos, CM). Con el precioóptimo, P = CM, la demanda de agua sería Q*. Elbeneficio social (excedente del consumidor) re-sulta de la diferencia entre la utilidad total delconsumidor (el área por debajo de la curva de de-manda entre 0 y Q*) y el coste total (el área pordebajo del CM en el mismo rango). El beneficioneto resulta, por lo tanto, el triángulo completoCM-A-B.

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11 Se entiende esto en los abastecimientos en los que tal práctica no está generalizada.

Figura 10. Costes de transacción e incrementos del bienestar según la tarifación.

Si el servicio se proporcionase de forma gra-tuita, los consumidores estarían deseando consumircantidades extra hasta que la utilidad marginal paraellos llegase a cero (es decir, hasta Q1, donde la cur-va de demanda cruza el eje horizontal). Ello originauna pérdida de bienestar para la sociedad: el costeadicional total (el área bajo la recta de CM entre Q*y Q1) es mayor que el beneficio adicional (el áreapor debajo de la curva de demanda en el mismorango). La diferencia corresponde al área, Q1EB,que puede interpretarse como la pérdida de bienes-tar con respecto al óptimo social.

Por otra parte, si deseamos cargar el precioóptimo, necesitamos conocer los consumos indivi-duales, o mejor dicho, la contribución marginal in-dividual al coste total, que no es sólo función de la“cantidad de servicio consumido” sino también delperiodo de tiempo en el que el consumo tiene lugar,dado que los costes marginales son función de ladisponibilidad del recursos y del nivel de uso de lainfraestructura. Esto implica la instalación de con-tadores individuales en cada vivienda, lo que inclu-ye tanto un coste de capital (los contadores) comoun coste de operación (personal para la toma de lec-turas, sistemas de emisión de recibos, gestión dequejas, etc.); teniéndose una situación similar parael caso del saneamiento.

Estos costes de transacción (CT) deberían in-cluirse junto con el resto de los costes y ser igual-mente recuperados. Así, el precio óptimo resultaser en este caso P = CM + CT, y a dicho precio, lademanda de agua es Q2. En este caso, el beneficiocolectivo es ahora la diferencia entre el área por de-bajo de la curva de demanda en el rango OQ2, y co-rrespondería al triángulo CT-A-C. La pérdida debienestar queda representada por los costes detransacción (rectángulo CT-C-CM-F) más una pér-dida adicional correspondiente a la pérdida de pesomuerto (triángulo C-F-B).

En ambos casos, tenemos una pérdida de bien-estar, y por lo tanto, para decidir debemos confron-tar las dos áreas. Su tamaño relativo depende de lamagnitud del CT (en relación con el CM) y de laelasticidad de la demanda (pendiente de la curva D).

Es sencillo mostrar que si el CT es pequeño y laelasticidad es grande, resulta más eficiente acome-ter los costes de transacción y tarifar a los consumi-dores directamente; y lo contrario, si los CT son re-lativamente altos y la elasticidad baja.

La cuestión sólo puede resolverse empírica-mente, ya que en última instancia depende de (i) laelasticidad de la demanda y (ii) la magnitud relati-va de los costes de transacción con respecto a loscostes marginales y totales.

En la Tabla 1 se ha tratado de estimar el nivelde equilibrio de los costes de transacción bajo dis-tintas hipótesis alternativas sobre la elasticidad delprecio del agua y el nivel de partida. Se ha asumidoque la elasticidad es 0 hasta un nivel de precios de0,5 Û/m3 y que el consumo de agua se sitúa en los200 l/hab/día. Entonces se ha evaluado para dife-rentes niveles de elasticidad, los costes de transac-ción necesarios para igualar los costes marginalesde la producción supuestos igual al precio (en unrango entre 0,75 y 1,5 Û/m3). Como puede verse,cuando los costes de producción son suficiente-mente bajos (0,75-1), la medición es convenientesólo si sus costes asociados son muy pequeños (nomayores que 0,01-0,03 Û/m3 correspondiendo a nomás de un 4% de los costes de producción). Conprecios del agua mayores, el nivel del umbral deequilibrio aumenta muy rápidamente. Debe hacer-se notar que una cifra de 1,5 Û/ms para los costesde producción y distribución es en sí misma consi-derablemente alta y, de hecho, en Europa sólo seencuentra en abastecimientos con las circunstan-cias más desfavorecedoras. En cualquier sitio don-de los sistemas puedan contar con recursos localesbaratos resultará más apropiada la consideración devalores más bajos.

Esta simulación parece sugerir que la medi-ción de los consumos puede resultar útil sólo cuan-do se da en abastecimientos de suministro muy cos-toso. Este es el caso que se tiene, por ejemplo,cuando los recursos hídricos locales y baratos sonmuy limitados y el sistema debe confiar en carastransferencias externas para cubrir la demanda nosatisfecha.

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Precio =Coste marginal deproducción /m3

0,751

1,251,5

ηh = -0,10,01 (1%)0,03 (3%)0,06 (5%)0,14 (9%)

ηh = -0,20,02 (2%)0,06 (6%)0,16 (13%)0,35 (23%)

ηh = -0,30,02 (3%)0,11 (11%)0,33 (26%)0,81 (54%)

ηh = -0,40,03 (4%)0,17 (17%)0,63 (50%)

siempre

Tabla 1. Comparación del equilibrio entre costes de transacción y marginales de la producción para diferentes pre-cios y elasticidades.

Costes de transacción que equilibran los costes marginalesÛ /m3 (% del coste marginal)

Además, debería considerarse que los costesmarginales del saneamiento dependen en mayormedida de la calidad de los efluentes que de su can-tidad. Costes de transacción adicionales deberíanasí acometerse para proporcionar una mediciónadecuada de la cantidad de contaminantes conteni-da en los vertidos.

Los servicios de agua como bienes públicos

Como hemos argumentado ya, los serviciosde agua pueden incluir (y, de hecho, así lo hacenmuy a menudo) componentes con el carácter debien público, en el sentido de que no tienen compe-tidores y son prácticamente imprescindibles. Pues-to que en este caso no se tienen costes marginales,el coste completo resulta mayor que el CMLP.

La literatura económica estándar en esta ma-teria ha reconocido que los bienes públicos se fi-nancian mejor mediante el presupuesto público de-bido al problema del "free rider" (el individuo notiene ningún incentivo para contribuir ya que se es-pera que lo hagan otros por él). Por otra parte, el su-ministro público de bienes públicos también es pro-blemático: el Estado no cuenta con información co-rrecta sobre el verdadero coste social a pagar y nohay garantía de que ninguna decisión democráticafuese capaz de encontrar la cantidad óptima debienes públicos (Stiglitz, 1988).

Cuando los bienes públicos son suministradospor la misma actividad económica que tambiénproporciona bienes privados, no resulta demasiadoineficiente permitir al propio mercado que proveapor sí mismo: si el bien privado es suficientementevalioso, el individuo pagará por él en cualquier ca-so, y así pagará igualmente por el bien público. Enel sector del agua, este podría ser por ejemplo el ca-so de la sanidad e higiene públicas (bienes públi-cos), que se encuentran inevitablemente correlacio-nadas con el suministro de agua y el saneamiento(ambos bienes privados, por los cuales el individuotiene una VDP que es suficiente en sí misma paraadquirir dichos servicios en cualquier caso).

Sin embargo, en el sector del agua existen tam-bién numerosos ejemplos en los que un bien públi-co valioso podría estar asociado con una demandainsuficiente debido al bien privado relacionado conel mismo. Los casos más relevantes están relaciona-dos con grandes depósitos de agua e instalacionesfluviales (para la protección contra crecidas y la res-tauración del hábitat natural), la gestión del agua delluvia y el tratamiento de aguas residuales.

La mayoría de los nuevos proyectos, actual-mente en curso, relacionados con el desarrollo de losrecursos hídricos en Europa no consiguen pasar favo-rablemente el análisis coste-beneficio a menos que seconsidere también una importante dimensión públicade los mismos en el proceso de evaluación (Barraqué,2000b; Vergés, 2002b). Los puntos más críticos sonlas incertidumbres en torno a la estimación de varia-bles como el daño potencial causado por una creciday la forma de considerar los medios alternativos paraproporcionar los mismos bienes públicos. Normal-mente, este es un punto muy delicado, ya que muyfrecuentemente ocurre que en el proceso de valora-ción los bienes públicos son sobreestimados con elfin de justificar la subvención pública para las nuevasinfraestructuras (Barraqué, 2000b).

En estos casos, y como viene mostrando largotiempo la teoría de la economía del sector público,la solución óptima consiste en proporcionar el ser-vicio a través del sector público y financiarlo sobreel sistema fiscal local o general. Al menos, una vezque la dimensión pública ha sido claramente distin-guida, puede aplicarse una tarifa binomia para re-cuperar los costes fijos a partir de una tasa plana(asimilable a un impuesto, la cuota de servicio) ylos costes variables a partir de una carga proporcio-nal al consumo (cuota de consumo).

Tampoco puede subestimarse de ningún modoel problema del posible error del gobierno en identi-ficar la demanda "real" de bienes públicos. No obs-tante, ello podría mejorarse mediante un proceso dedecisión más transparente y la participación en elmismo de todos los agentes implicados, ésta tendríaprobablemente mejores oportunidades de éxito queotros procedimientos automáticos como el análisiscoste-beneficio (Fauchaux y O'Connor, 1998).

La infraestructura hidráulica como un biensemi-público

La infraestructura hidráulica es un ejemplo tí-pico de bien semi-público sujeto a la congestión(como un puente o una carretera). Es decir, hastaque se alcanza un umbral crítico (en términos decapacidad), el coste de añadir un nuevo consumidoro el consumo de una cantidad extra es bajo y limi-tado teniendo solamente un coste no fijo. Los cos-tes fijos, que representan la mayor parte del costetotal (70-90%) deberían considerarse aparte, ya queen términos económicos resulta ineficiente excluira los consumidores que no están dispuestos a pagarel precio pero todavía tienen una VDP positiva aso-ciada al consumo.

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Sin embargo, cuando el umbral de capacidadestá cerca, está conclusión deja de ser válida: elconsumo extra requeriría un aumento de la infraes-tructura y así, un nuevo coste. Y, por supuesto, estose aplica a cualquier decisión nueva de inversión.

Figura 11. Pérdidas de bienestar resultantes de cargarprecios para la recuperación del coste cuando no esdeseable la exclusión.

Este punto puede entenderse mejor con laayuda de la Figura 11, en la que se ha asumido porsimplificar que el coste marginal es 0. Supongamosque la capacidad de la infraestructura es Qm y la de-manda de agua DA. Si el suministrador aplicara alos consumidores el precio necesario para cubrir loscostes fijos (es decir, el precio P), algunos consu-midores decidirían que no merece la pena pagar di-cho precio, ya que el valor del agua para ellos re-sulta ser menor con cantidades mayores de Qg. Sinembargo, esto conduce a una asignación ineficientedel recurso, ya que la infraestructura disponible se-ría capaz de suministrar agua extra a coste cero. Siel agua se suministrase de forma gratuita (por ejem-plo, si los costes fijos se recuperasen a través de losimpuestos), el coste para la sociedad sería el mis-mo, pero el consumo de agua sería mayor (Q*) per-mitiendo así un beneficio extra representado por elárea sombreada.

A su vez, si la capacidad de la infraestructuraQm fuese menor que Q*, suministrar agua de formagratuita significaría que una parte de la demanda nosería satisfecha y se necesitarían nuevas inversio-nes (o aparecerían para alguien los costes de esca-sez). En este caso el coste de capital no puede serconsiderado como fijo, pero sí debería incluirse co-mo coste marginal en la evaluación.

En estos ejemplos, cargar únicamente el costemarginal podría ser eficiente. Los costes fijos debe-rían cubrirse mediante algún tipo de impuestos.Aquí, deberíamos hacer notar de nuevo que lo queresulta importante no es el hecho de que a algo se lellame o no "impuesto", siendo su pago obligatorioo voluntario, sino más bien la idea de que se está pi-diendo a un cierto grupo de gente que comparta elcoste según un esquema de tarifa fija, independien-temente del nivel de consumo de cada uno. Por su-puesto, si existe el problema del "free rider", seríanecesaria la introducción de algún tipo de imperati-vo oficial.

A este respecto, la parte fija de una tarifa bi-nomia es equivalente a un impuesto personal cuyacondición es estar conectado al servicio (en otraspalabras, es algo así como la "tarifa de admisión enun club", donde el "club está representado por lacomunidad de consumidores que han decidido co-nectarse al servicio).

Sin esta solución, los costes fijos serían divi-didos según la cantidad total consumida dando lu-gar al final a un precio marginal mayor y posible-mente un menor consumo, con el riesgo de que lossistemas no consiguiesen recuperar los costes.

Este argumento puede desarrollarse un pocomás distinguiendo las instalaciones nuevas de lasya existentes. En este último caso, que sucede fre-cuentemente en Europa, cargar el CMLP podríaimplicar que la infraestructura perdiese su utilidadeconómica para los consumidores y ninguno la usa-se en el futuro; sin embargo, esto podría no dar lu-gar a una solución óptima, ya que existen costeshundidos que deben ser tenidos en cuenta. Esto po-dría ocurrir porque la infraestructura fue subven-cionada en el pasado, pero también por errores en laplanificación y en la no anticipación de eventos fu-turos que condicionasen la viabilidad económicadel proyecto.

En otros términos, una vez que los costes hun-didos han sido acometidos, la tarifación al CMLPsignificaría que el riesgo económico de la inversiónes completamente asumido por el presupuesto públi-co: los consumidores adquirirán el servicio sólo si suvalor (eso es, su VDP) es mayor que su precio. De locontrario, nadie adquirirá el servicio: los costes hun-didos no serán recuperados y se incurrirá en una pér-dida económica para el gestor del servicio, que esnormalmente el Estado o algún tipo de entidad pri-vada cuyo contrato con el sector público detalla queel riesgo es asumido por el propio sector público.

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Por otra parte, existen muchos costes a largoplazo cuya ocurrencia es impredecible en el mo-mento en el que se decide la inversión inicial; porello, no se pueden contabilizar en el momento de laevaluación del proyecto. Lo mismo ocurre con laestimulación de la VDP de los usuarios futuros, quepodría ser menor que la inicialmente prevista (p.e.debido a la innovación tecnológica).

De hecho, la teoría general de gestión y conta-bilidad propone la tarifación basada en el coste totalcomo una buena solución cuando la demanda es in-elástica. Y esto es, en realidad, lo que se ha argumen-tado más arriba sobre las instalaciones medioam-bientales, aunque bien podría no ser siempre el casosi consideramos un recurso hídrico en particular enlugar de "la demanda de agua" en el amplio sentidodel término. Esto es especialmente cierto si conside-ramos que el nivel de suministro en alta (donde seconcentran la mayoría de las subvenciones públicas:los trasvases a grandes distancias se justifican nor-malmente desde el punto de vista de uso del agua só-lo si el Estado cubre una parte del coste). Si el sumi-nistro desde grandes distancias debiera cobrarse a sucoste completo, la VDP de los usuarios sería insufi-ciente y la demanda bajaría considerablemente.

En otras palabras, mientras el consumidor in-dividual difícilmente puede ser considerado como"sensible" a las variaciones del precio marginal, laaplicación del coste completo de una infraestructu-ra compleja podría impactar sobre el precio de talmanera que el uso de dicha infraestructura se con-vertiría en algo del todo indeseable para el usuario.

Puede asumirse, por ejemplo, que los consu-midores domésticos no tienen otra alternativa pararecibir el suministro de agua que conectarse al sis-tema de distribución, por lo tanto se trata de una de-manda cautiva cuya elasticidad con respecto al pre-cio no puede ser demasiado alta. Lo mismo no escierto para el sistema de distribución en sí mismo,que puede contar con diferentes alternativas paraobtener en alta el agua a distribuir (por ejemplo,mediante un gran sistema de transferencia en alta omediante inversiones para la adecuada utilizaciónde recursos subterráneos). Si el coste del sistema detransferencia aumentase de forma repentina, el dis-tribuidor local podría entonces encontrar una fuen-te alternativa utilizando el agua subterránea o intro-duciendo entre los usuarios medidas de eficienciaen el consumo.

En el caso del riego, la decisión de regar o nodepende del valor diferencial creado por el riego.

Si este valor es absorbido completamente por elprecio, el agricultor dejará de utilizar el agua y sepasará a la agricultura de secano, o posiblementecomenzará con otros usos diferentes de la tierra.Entonces, el sistema de riego ya construido queda-ría sin utilizar y los costes hundidos abandonados ala agencia que financió la inversión.

En todos estos casos, si los precios del aguaaumentasen de forma repentina hasta el CMLP (in-cluyendo el coste de la inversión) el resultado seríasimplemente que las instalaciones serían abando-nadas. Tarifar al coste marginal a corto plazo (esdecir, al coste de operación más el coste que debe-ría cubrirse en cualquier caso, incluso si las instala-ciones no se utilizasen) aliviaría parte de la cargaque recae sobre el presupuesto público.

Por supuesto, lo mismo no se aplica a los pro-yectos de infraestructura hidráulica nueva, donde laregla del CMLP es mucho más robusta. Sin embar-go, un problema de equidad podría surgir en estecaso, ya que los usuarios que podrían beneficiarsedel nuevo proyecto podrían considerar injusto estetratamiento asimétrico.

Los efectos perversos del precio del aguacomo herramienta de políticamedioambiental

Se ha tratado ya que la efectividad de los pre-cios del agua como herramienta de la política me-dioambiental depende enormemente de la elastici-dad de la demanda. Mientras ésta resulta ser, por logeneral, baja, un diseño apropiado de las tarifas delagua (mediante una estructura afinada de bloquescrecientes) podría ayudar a conseguir objetivos re-lacionados con la gestión de la demanda.

Sin embargo, también podrían aparecer porotra parte ciertos efectos perversos, dependiendo dela complejidad de la cadena de valor.

Un primer efecto potencial dañino de la tarifa-ción (especialmente con incentivos para el ahorro)depende de la disponibilidad de opciones alternati-vas de suministro. Muchos usuarios de agua no ne-cesitan conectarse a instalaciones colectivas, yaque pueden confiar en el autoabastecimiento, o au-todepuración para el caso de aguas residuales. Es-tas prácticas son todavía muy comunes en áreas ru-rales, así como en regiones intensamente industria-lizadas, y muy a menudo causan problemas me-dioambientales, como la sobreexplotación de acuí-feros. En tales casos, la conexión a la red pública

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debería considerarse también como un instrumentode política medioambiental, y las políticas de tari-fación deberían incentivar el abandono de prácticasperjudiciales para el medioambiente.

Otro tanto de lo mismo sucede para el caso delas aguas residuales del sector comercial y la pe-queña industria: en muchos países europeos, las au-toridades locales antes que no hacer nada y favore-cer de ese modo prácticas ilegales, encuentran pre-ferible obligar a estos usuarios a conectarse con elsistema público y aplicarles, eso sí, una tarifa plana.Todo esto se puede evitar si se realiza un controlefectivo de los consumos y se prevén las sancionespertinentes, aunque entonces habrá que contar denuevo con un incremento sustancial de los costesde transacción.

Dados los altos costes necesarios para contro-lar y asegurar el cumplimiento de la normativa,muchos países han elegido proporcionar unos ser-vicios colectivos a los que los usuarios deben co-nectarse obligatoriamente. Para reducir el incentivoa posibles "free riders" las tarifas pagadas en estossistemas son normalmente planas o muy generales,presentando una débil correlación con el consumoreal. De este modo, los usuarios se ven desincenti-vados para usar libre o gratuitamente el recurso na-tural. Las tarifas globales pueden aumentarse hastael nivel correspondiente a la recuperación de loscostes, para no crear una carga sobre la financia-ción pública; aunque es obvio que en este caso seperdería el beneficio en la asignación. Una tasa fijapagada por la conexión obligatoria es algo muy pa-recido, de hecho, a un impuesto, con la única dife-rencia en el hecho de que el gestor del servicio (enlugar de la Administración pública) la aumenta di-rectamente y asigna los ingresos así generados alpresupuesto del servicio.

Un segundo efecto potencial perverso puededarse en relación con los gestores en sí mismos, de-pendiendo de la posibilidad de que los precios delagua puedan desplazarse arriba o abajo a lo largo dela cadena de valor. Mientras que los precios delagua pueden tener una influencia en los consumi-dores finales, es seguro que representan un incenti-vo para vender más agua desde el punto de vista delos gestores del servicio, ya que sus ingresos de-penden directamente de la cantidad vendida. A me-nos que se implante una tasa adecuada sobre ellos,éstos previsiblemente tendrán muy poco interés enadoptar medidas destinadas a aumentar la eficien-cia en el suministro del agua o implantar medidasde gestión de la demanda.

Por esta razón, la regulación del precio delagua debería al menos ser capaz de desacoplar talefecto incentivo, consiguiendo que los ingresos delos gestores sean independientes de la cantidadvendida. Esto podría hacerse, por ejemplo, asig-nando la parte variable de la tarifa (la estructura debloques creciente) a la entidad/autoridad responsa-ble y no al gestor, mientras que los ingresos de esteúltimo estarían compuestos por la parte fija de la ta-rifa y una asignación global reembolsada a su vezpor dicha entidad/autoridad responsable. Alternati-vamente, las cargas por abstracción de agua podrí-an introducirse con un valor sustancial y una tarifade bloques crecientes, con la posibilidad de transfe-rir la tasa a los consumidores sólo hasta la cantidadcorrespondiente al agua efectivamente vendida (deeste modo, las pérdidas de agua quedarían comouna pérdida financiera para la compañía gestora).

Un tercer efecto negativo de la tarifación delagua puede ocurrir en circunstancias específicasdependiendo de la estructura de la demanda deagua. En el caso del riego, por ejemplo, se ha mos-trado ya que la tarifación del agua tiene el efecto deincrementar la eficiencia general del riego (puestoque el agua se asigna a los cultivos más producti-vos), pero no necesariamente de reducir la deman-da (Massarutto, 2002a). Esto ocurre porque los cul-tivos más valiosos también presentan una demandade agua menos elástica y suelen requerir mayorescantidades de la misma.

De modo más general, en algunos casos losobjetivos de una asignación de los recursos hídricosmás eficiente y la reducción de la demanda están enconflicto entre sí. Cuando esto ocurre, hasta que elprecio del agua alcanza el umbral de salida (ya defi-nido), el efecto de la tarifación será en mayor medi-da fomentar el primer objetivo antes que el segundo.

¿Qué coste recuperar? El equilibriopresupuestario frente a la eficienciaeconómica

Un efecto perverso adicional que los preciospueden presentar en términos de eficiencia concier-ne al comportamiento económico de los gestoresdel abastecimiento de agua y el saneamiento.

Hasta aquí se ha asumido que "el coste" quese está tratando es el coste en que se incurre en lapráctica para poder proporcionar el servicio. Sinembargo, los abastecimientos son monopolios na-turales, en los que no se dan los efectos beneficio-sos de la competencia. Como ha mostrado la larga

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tradición de los estudios económicos, la presenciade un monopolio sin regulación es fuente de, al me-nos, tres tipos de ineficiencias.

La primera ineficiencia es de naturaleza asigna-tiva: puesto que el comportamiento del monopo-lista está regido por la regla de que su provechosea máximo, intentará suministrar cantidades deagua menores a precios mayores que lo señaladopor el óptimo teórico. En otros términos, carga-rá un precio que será mayor que el coste margi-nal, suministrando la cantidad que correspondeal punto en el que el ingreso marginal iguala alcoste marginal. Este problema puede solucio-narse, en principio, si un regulador externo (o elpropietario público) obliga al monopolista a car-gar el coste marginal (o, como segunda mejor al-ternativa, el coste medio). Este esquema ha ins-pirado, por ejemplo, el método de tarifación de-nominado cost-plus, basado en el cálculo explus de los costes medios operacionales más unatasa dada de retorno de la inversión.

La segunda ineficiencia es de carácter un tantomás "político": el monopolista podría utilizarsu poder para excluir a ciertos sujetos del con-sumo o discriminarlos de acuerdo con sus pro-pias preferencias. En principio, este problematambién puede resolverse mediante una regu-lación pública con el establecimiento y forta-lecimiento de las correspondientes normas an-titrust.

La tercera ineficiencia, a su vez, no puede solu-cionarse de la misma forma, ya que es algo co-mún a los monopolios privados y regulados:puesto que ningún competidor amenaza la posi-ción del monopolista, éste no se ve forzado a se-guir la misma disciplina en los costes a que leobligaría un entorno competitivo. De hecho, enun mercado competitivo, si un operador tienecostes mayores que los mínimos posibles, algúnotro será el que suministre el producto ocupandola cuota de mercado del primero y arrojándolofuera del mismo. Algo similar ocurriría si falla-se en invertir los recursos suficientes en innova-ción o si eligiese una escala económica dema-siado alta. En un mercado monopolista no exis-te esta presión y los costes pueden ser mayoresque los teóricamente mínimos. Al mismo tiem-po, si se permite la recuperación de los costes alos operadores sin ningún riesgo, estos tenderána invertir en exceso (este es el efecto denomina-do "Averch-Johnson", característico en una re-gulación de tarifas cost-plus).

Para afrontar este problema, la única solucióngeneral consiste en introducir tanta competencia co-mo sea posible (real o simulada), dadas las caracte-rísticas estructurales de la industria del agua. Comoresumen del interesante debate que sobre esta cues-tión ha tenido lugar durante los últimos veinte años,podemos afirmar que la industria del agua presentaalgunas oportunidades para introducir ciertas for-mas indirectas de competencia (por ejemplo compe-tencia por el mercado mediante subastas abiertas,contestabilidad de la propiedad del abastecimientomonopolista; competencia dentro de la cadena devalor por la tecnología, equipamiento y construc-ción), aunque todos ellos no son suficientemente re-solutivos, requiriéndose de este modo algún tipo deregulación incentivadora sobre los costes o los in-gresos (Rees, 1998; Massarutto, 2001b).

En términos más sencillos, no resulta eficien-te permitir a los gestores que carguen el agua conlos costes "actuales", sino más bien, las estructurastarifarias deberían incluir algunos efectos incenti-vadores que forzasen al operador a hacer esfuerzos,a su vez, para aumentar la eficiencia.

En la literatura económica, hay dos plantea-mientos generales que pueden utilizarse para ellode varias formas (Massarutto, 2001b).

El primero está basado en el benchmarkingfrente a la función de costes "teórica" que puedeobtenerse analíticamente o bien mediante estima-ciones econométricas basadas en análisis compara-tivos (como puede ser una regresión contando contodos los suministradores de agua que operan bajolas mismas condiciones). Este esfuerzo genera un"coste estándar" que podría usarse como base paraasignar las cargas en lugar de los costes actuales.Desde esta perspectiva, una desviación de los cos-tes actuales con respecto a los costes estándar seconsidera causada por la ineficiencia y no por lascircunstancias específicas, características del áreaafectada. Por supuesto, para estar seguro de esto, elmodelo especificado para el cálculo del coste debe-ría ser lo suficientemente sofisticado como paraabarcar todas las variables "exógenas" con unacierta probabilidad de influir en los costes.

Modelos de este tipo están siendo ya utiliza-dos, por ejemplo, en el Reino Unido y en Italia. Si lafiabilidad del modelo no llega al 100%, las prácticasde benchmarking podrían conducir a medidas me-nos drásticas. Por ejemplo, en el Reino Unido losmodelos de evaluación basados en benchmarkingno se utilizan con el propósito de fijar las tarifas,

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sino para proporcionar al regulador una mejor in-formación sobre la eficiencia de las diferentes com-pañías de agua. En Italia, los costes estándar se usascon el propósito de fijar las tarifas, aunque se per-mite una desviación del ±30% con respecto albenchmark (Massarutto, 2002c).

El segundo planteamiento está basado en lastarifas incentivadoras automáticas como el meca-nismo del "price cap". En este caso, lo que se re-gula no es el nivel del precio (como una funciónde los costes), sino la dinámica de los precios enel futuro. Partiendo de un punto en el tiempo enel que las tarifas actuales cubren los costes actua-les, el regulador podría poner un límite superior alos precios futuros que incorporase las gananciasde eficiencia que el gestor está en condiciones deobtener. Puesto que el price cap permanece fijodurante un cierto número de años (normalmentede 5 a 10), el gestor recibe el incentivo de au-mentar los esfuerzos orientados a la reducción delos costes (ya que cualquier reducción mayor quela esperada conducirá a un beneficio, y de lo con-trario, los beneficios caerían por debajo de losactuales).

La experiencia con que se cuenta hasta elmomento presente (particularmente en el ReinoUnido, donde este modelo de regulación ha sidoaplicado durante trece años desde 1989) muestraque el mecanismo del "price cap" puede ser efec-tivo en promover la reducción de los costes. Porotra parte, una especificación sin ningún tipo deambigüedades y con verificación de la calidad,tampoco resulta fácil de usar en el caso de que laindustria esté atravesando un ciclo de inversión.De hecho, desde que la política medioambientales en la actualidad el impulsor de costes más im-portante, la eficiencia de los "price-caps" necesitauna evaluación discrecional de lo que requierenlas nuevas inversiones: esta es una tarea que el re-gulador económico no puede realizar de forma de-masiado efectiva, dadas las fuertes particularida-des territoriales que caracterizan la industrial delagua.

Los precios del agua y su accesibilidadeconómica

La aplicación estricta del CMLP puede pre-sentar consecuencias sociales y distributivas inde-seadas, dado que el consumo de agua se encuentrarelacionado con los ingresos familiares de formamuy débil y su disponibilidad natural es muy des-igual incluso dentro de un mismo país o región.

Puesto que el acceso a los servicios públicoses considerado normalmente como un “derecho so-cial” que debe garantizarse independientemente dela capacidad de pago de los individuos, puede con-siderarse injusto cargar el coste completo a cadaconsumidor individual. Este concepto ha sido de-sarrollado en la literatura sobre sostenibilidad conrespecto a la sostenibilidad “ética”, y de acuerdocon ésta, el precio del agua nunca debería ser ma-yor que un umbral crítico, que puede medirse porejemplo en términos de porcentaje del recibo delagua sobre el presupuesto medio familiar (Barra-qué, 1999; de Carli y col. 2003).

De nuevo, la correspondencia entre costes eingresos podría buscarse sobre una escala territorialmayor, incluso cuando existan diversos proveedo-res del servicio (por ejemplo, mediante pagos com-pensatorios globales). Sin embargo, si se realiza lacompensación, los beneficios en la asignación seperderían una vez más, y no habría razones asigna-tivas para preferir esta solución a cualquier otra ba-sada en impuestos generales.

Este argumento fue decisivo a principios delSiglo XX, época en la que se desarrollaron ideascomo “socialismo municipal” y “estado de bienes-tar”. Posteriormente, otros economistas argumenta-ron a favor de garantizar las necesidades esencialesal margen de consideraciones de eficiencia, implí-citas en los precios de mercado. Mientras tanto, Sen(1982) ha desarrollado la idea de que las necesida-des “esenciales” se correlacionan con la satisfac-ción de los requerimientos básicos “de funciona-miento” de cualquier colectividad.

Mientras que no hay dudas acerca del hechode que tanto el abastecimiento de agua como el sa-neamiento pertenecen a la categoría de serviciosesenciales, este argumento ha perdido parte de suimportancia hoy en día, dado el peso decrecienteque los servicios públicos tienen sobre los ingresosmedios familiares en las sociedades modernas.

Rogers y col. (2002) también han señaladocon referencia a los países en vías de desarrollo,que el precio de los servicios de agua debería eva-luarse frente a los costes que las familias deberíanafrontar en cualquier caso para adquirir el agua acompañías privadas. Si no hay otra alternativa paradesarrollar sistemas de agua colectivos que pedir alas familias que paguen, sería preferible que dichopago garantizase una recuperación razonable de loscostes, ya que el precio que pedirían en el mercadolas compañías privadas también sería muy alto.

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Debe igualmente subrayarse que el agua pue-de entenderse como un “bien esencial” sólo en loque respecta a una parte de su consumo total, y quede hecho los mismos consumidores gastan en aguaembotellada cifras incomparablemente mayores alprecio del agua del grifo. Además, el riego y la in-dustria no pueden considerarse “necesidades esen-ciales”, al menos en el mundo desarrollado (Spul-ber y Sabbaghi, 1994).

Con todo, las recientes políticas de privatiza-ción en muchos países como el Reino Unido hanrevelado que una vez que los precios han aumenta-do hasta llegar al nivel de la RCC para un númerode servicios cada vez mayor, su peso agregado yano es despreciable, ni siquiera en los países desa-rrollados. A fortiori este mismo argumento es váli-do para los países en vías de desarrollo, donde laaplicación completa del coste marginal del aguasimplemente convertiría la conexión al sistema pú-blico de abastecimiento en algo económicamenteinaccesible para la mayoría de las familias.

Particularmente durante las fases expansivasdel ciclo de inversión cuando se está desarrollandola nueva infraestructura, la adopción de la RCCpuede causar incrementos dramáticos en las cargaseconómicas, originados especialmente por el costede capital financiero.

Estos efectos negativos, de todas formas, po-drían compensarse sin sacrificar completamente laidea del CMLP planificando, por ejemplo, pagos decompensación u otras medidas equivalentes en ayu-da de las familias con menos ingresos (OECD,2000). Estas soluciones también encuentran dificul-tades políticas en muchos países, quedando abiertala cuestión sobre cómo elegir las viviendas/familiasque deberían acceder a dicha subvención.

En el caso del riego, la preparación de normaspara la asignación del agua no puede mantenerse almargen de la justicia social y de las políticas de desa-rrollo. Especialmente en los países en vías de desa-rrollo, aunque también en los países mediterráneos,el acceso al agua es un requisito de cualquier explo-tación agrícola y, en consecuencia, está relacionadocon la viabilidad económica de regiones enteras. Eneste sentido el agua es “esencial” para las mismas,aunque pudiese obviamente cuestionarse si la pro-ducción agrícola en sí misma es esencial para dichasregiones. De nuevo, este argumento pierde parte desu importancia si existen actividades económicas al-ternativas o, por lo menos, modelos agrícolas alter-nativos (por ejemplo, basados en el turismo rural).

Si la agricultura es la única práctica concreta quepermita garantizar la existencia de una economía lo-cal, entonces el problema cambia radicalmente:mientras es necesario evitar el derroche del agua o elgasto improductivo en infraestructura hidráulica, sehace también evidente que otras consideraciones(como el coste social del desempleo, la emigración yla despoblación, los subsidios alternativos que debe-rían pagarse en cualquier caso para mantener la agri-cultura) son también aspectos importantes a evaluar.

5. CONCLUSIONES

El precio del agua es ampliamente considera-do en la actualidad como un instrumento importan-te para lograr un uso sostenible del agua. En estetrabajo, se han tratado las razones básicas que sub-yacen a esta idea, así como las ventajas e inconve-nientes relativos a la tarifación del agua. Finalmen-te, se tiene la impresión de que, aunque sin duda setrata de algo útil e importante, el precio del aguaprobablemente se ha mitificado un poco.

Como instrumento de política ambiental yorientado a la asignación eficiente de los recursoshídricos entre los usuarios, el precio del agua puederesultar (moderadamente) efectivo, pero difícil-mente llegará a ser suficiente. Aunque la reacciónde la demanda de agua a los precios debería enten-derse mejor y aunque muchos estudios recienteshan mostrado la importancia de los altos costesmarginales (a ser alcanzados mediante tarifas debloques crecientes), la demanda de agua permane-ce bastante inelástica, particularmente para aque-llos usos que son reconocidos como los más con-suntivos. También surgen inconvenientes impor-tantes debido a la naturaleza de bien público de al-gunos componentes del valor económico de los ser-vicios de agua, a partir de los costes de transacciónen la aplicación de precios según el volumen con-sumido. A su vez este tipo de precios no deben darlugar a un cuestionamiento de la equidad, al menossuponiendo que estos efectos sean cuidadosamenteestudiados y evitados, y que se utilice una defini-ción de los precios socialmente aceptable. El dise-ño de los mecanismos del precio debe, así, perci-birse como justo.

Por otra parte, la gran importancia de la tarifa-ción se encuentra probablemente en el hecho deque permite que los sistemas hidráulicos sean ges-tionados bajo instituciones descentralizadas e inde-pendientes, aumentando de este modo la concien-cia de los usuarios sobre los costes de todo ello yevitando las distorsiones potenciales que podría

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crear la intervención estatal. Para alcanzar este ob-jetivo, los precios no necesitan necesariamente es-tar basados en el coste marginal ni en el consumoefectivo. A su vez, la imposición de restriccionesestrictas para la recuperación de los costes podríaimplicar que los precios aumentasen hasta nivelesinaceptablemente altos. Por tanto, no habría que re-chazar a priori alguna forma de redistribuir el im-pacto de los precios del agua sobre las familias (conla creación de mecanismos de reparto de coste omediante subvenciones convenientemente diseña-das) sino más bien evaluarse junto con el conjuntode incentivos que también se haya previsto.

Se ha mostrado asimismo que, en realidad, elcontenido exacto del concepto “precio” debería sermejor aclarado. Entre la tarifación al coste marginalindividual (el teóricamente óptimo aunque no siem-pre fácil ni barato de alcanzar) y los esquemas total-mente subvencionados, la realidad muestra un am-plio número de soluciones más o menos directas pa-ra involucrar explícitamente a los usuarios. La ma-yoría de estos mecanismos puede considerarse co-mo “tarifación del agua”, aunque no tengan siemprela misma eficiencia en la asignación de recursos o elmismo incentivo frente al despilfarro. La utiliza-ción de los precios como instrumento incentivador,asignador de recursos y recuperador de costes norequiere el mismo planteamiento a la hora de la ta-rifación y, hasta cierto punto, cada una de esas fun-ciones podría encontrarse en conflicto con las otras.

Finalmente, la tarifación del agua puede pre-sentar efectos perversos que irían en la direcciónopuesta a la deseada sostenibilidad, favoreciendo lasobrecapacidad, aumentando la demanda y promo-viendo indirectamente sustitutos a la demanda deagua perjudiciales para el medio ambiente. Estospotenciales efectos negativos deberían tambiénconsiderarse a la hora de diseñar los mecanismosdel precio.

Es seguro que la tarifación del agua (al mar-gen de su relación con la sostenibilidad) es un re-sultado necesario en la coyuntura actual, en la quela financiación pública se encuentra bajo una granpresión y simplemente ya no es posible seguir con-cibiendo unos sistemas hidráulicos pagados por elEstado cuyos costes fuesen a parar, de un modo uotro, a los contribuyentes. Sin embargo, esto nodebería evitar la utilización de los subsidios públi-cos: a pesar de interpretaciones “radicales” de laRCC, existen muchas buenas razones para creerque la financiación del agua se puede separar delas lecciones de tarifación literales y ortodoxas.

La definición de sostenibilidad que se dio en laConferencia de Dublín no contiene, de hecho, nin-guna exigencia específica para la RCC en su signi-ficado literal. En su lugar, requiere que se legitimendemocráticamente los patrones de asignación delos recursos hídricos y de reparto de cargas econó-micas ligadas al uso del agua, mediante un procesoabierto de participación.

Como señala Green (2003): “normalmente,los economistas asumen que los precios siemprefuncionan pero nadie más lo hace…” En la prácti-ca, los precios no parecen funcionar especialmentebien en la gestión del agua como medio para cam-biar las conductas de uso, resultando probablemen-te más efectivas otras herramientas. La tarifacióndel agua continúa siendo uno más de los instru-mentos de la política hidráulica. Los progresos eninvestigación económica han permitido entendermejor su funcionamiento y utilidad potenciales, yes seguro que hay un campo enorme para el uso deinstrumentos económicos en política hídrica.

Por último, lo que es si cabe más importante:de ningún modo debería confundirse todo esto conla idea de que el agua llegue (o debería llegar) a serun “producto de mercado” con el que se comercia-se de la misma forma en que se hace con los bienesde consumo.

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