XXV ENCUENTRO ARETHUSE Málaga, 18 y 19 de septiembre de 2009

POLITICAS PÚBLICAS E INNOVACION AMBIENTAL EN LAS EMPRESAS: UNA PERSPECTIVA GLOBAL

Urzainqui, E.*: de Andrés, R.*; I. Júdez, L. **; * Instituto de Economía , Geografía y Demografía, CSIC. Madrid ** Departamento de Estadística y Métodos de gestión en Agricultura, ETSIA. Madrid

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POLITICAS PUBLICAS E INNOVACION AMBIENTAL EN LAS EMPRESAS: UNA PERSPECTIVA GLOBAL

INTRODUCCION

La política ambiental emerge en el marco de las políticas del bienestar, conocidas también como políticas de consumo colectivo y adquiere relevancia bajo el paradigma del desarrollo sustentable consagrado en la conferencia de Naciones Unidas sobre medio ambiente y desarrollo celebrada en Río de Janeiro en 1992. Como tal política ambiental, para ser efectiva, debe integrarse en las demás políticas públicas de los estados con base legal explícita para su aplicación. En el caso que nos ocupa, los instrumentos de la política se analizan en el contexto de la política agraria porque, además de ser la agricultura una de las actividades económicas más contaminantes, constituye el centro del interés profesional de los autores. Con la globalización y el crecimiento de la actividad económica los problemas ambientales globales: cambio climático, contaminación de los océanos, reducción de la capa de ozono, etc se trasladan al centro de preocupación de individuos y países que perciben cada vez con más intensidad los riesgos asociados, a corto y largo plazo sobre la salud y el medio ambiente. Entre las múltiples dimensiones de la globalización y sus efectos, Coleman et al (2004) en un excelente trabajo sobre la agricultura en la economía global, se refieren a la globalización cultural y de las ideas sobre la agricultura que, agrupadas en cuatro paradigmas en competencia, son los marcos de referencia de las discusiones internacionales sobre políticas agrícolas y ambientales en agricultura. A ellos nos referimos en el epígrafe siguiente. PARADIGMAS GLOBALES SOBRE AGRICULTURA Los cambios globales han introducido en el debate internacional sobre la agricultura nuevas ideas o conceptos del sector. Si en los primeros años posteriores a la segunda guerra mundial, en los principales países de la OCDE el sector agrario fue considerado una parte esencial de los sistemas nacionales de alimentos que había que proteger y desarrollar con la intervención de los gobiernos en aras de la autosuficiencia alimentaria nacional, a comienzos del siglo XXI ha alcanzado una posición hegemónica la conceptualización de la agricultura como una parte de un sistema global de alimentos en formación, estructurado en cadenas de oferta integradas verticalmente y controladas por corporaciones multinacionales muy activas a escala global hasta el nivel detallista de distribución que atiende a los consumidores finales. Ambas concepciones de la agricultura coexisten globalmente, con distintos grados de implantación, junto a la visión multifuncional de la agricultura correspondiente al modelo europeo de agricultura sostenido por la UE y a la visión competitiva que confía en la asignación de recursos en los mercados para alcanzar altos niveles de productividad y eficiencia productiva. Estos modelos conceptuales de la agricultura se reflejan en lo que Coleman et al, (2004) llaman paradigmas dependiente, competitivo, multifuncional y de producción globalizada que, sin ser totalmente excluyentes puesto que entre ellos existe algún grado de solapamiento y también en los países, no se aplican necesariamente a la totalidad de las agriculturas domésticas; en ocasiones muy frecuentes son aplicados sólo a determinados sectores de mercancías agrarias.

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En líneas generales, el paradigma “dependiente” responde a una visión diferenciada de la agricultura respecto a los demás sectores económicos nacida tras la segunda guerra mundial y compartida por las poblaciones en general. En calidad de sector crucial para la autosuficiencia alimentaria de los estados nacionales y considerado incapaz de competir en los mercados de factores con otros sectores y de generar rentas similares a las del resto de la economía, la mayoría de los países de la OCDE consideró que la intervención gubernamental era imprescindible para el desarrollo de las agriculturas nacionales. El gobierno aseguraría mercados para los productos agrarios mediante la protección en frontera (tarifas y cuotas), precios garantizados, compra de excedentes y subvenciones a la exportación. Las señales políticas a las que respondían los agricultores contribuyeron a aumentar las producciones sin ninguna referencia a la demanda. Los altos precios pagados a los agricultores incentivaron el uso intensivo de tecnologías mecánicas y químicas que aumentaban los rendimientos pero dejaban huellas ambientales que se manifestarían más adelante. Aunque también se aplicaron cuotas a la producción doméstica, el elevado coste presupuestario de estas medidas ampliado por el de las subvenciones a la exportación de los excedentes crecientes que provocaban, se sumaba al descontento de los consumidores que pagaban precios demasiado altos. Las críticas a las políticas de control de oferta coinciden en el tiempo, mediados de los ochenta del siglo XX, con el empuje del pensamiento económico neoliberal. Este confía plenamente en el mercado como el modo más eficiente de asignación de recursos. Bajo esta influencia, el paradigma “competitivo” se cuela en la orientación de las políticas agrarias en la creencia de que la agricultura puede funcionar en las condiciones normales de un régimen de mercado, llevar a cabo las reformas estructurales necesarias y proporcionar rentas adecuadas a los agricultores. La intervención gubernamental debe limitarse a definir las reglas de los mercados donde puedan competir los agricultores quienes según el paradigma, deben considerarse empresas agrarias; al estado también compete crear una red de seguridad para quienes no están en condiciones de competir a corto plazo en momentos de debilidad de los precios. Los agricultores cuyas condiciones estructurales no les permiten competir a largo plazo abandonarán la actividad con la ayuda del gobierno. Para la transición al paradigma competitivo desde el paradigma dependiente es preciso sustituir progresivamente las medidas de control de las producciones agrarias por otras más orientadas al funcionamiento futuro de los mercados. Para ello se usan, entre otros, instrumentos económicos que consisten en pagos desvinculados/desacoplados de las cantidades producidas en vez del apoyo a los precios que practica el paradigma dependiente; la gestión de los riesgos es un instrumento importante para el enfoque competitivo. Este paradigma recibe el apoyo de grandes países exportadores agrarios con abundante tierra cultivable en zonas templadas poco pobladas, para quienes la progresiva apertura a los mercados exteriores es ventajosa ante el lento crecimiento de los mercados domésticos. La Comisión Europea está comprometida con este paradigma en las discusiones políticas sobre comercio internacional y en él se basa el Acuerdo sobre Agricultura alcanzado en 1994 en las negociaciones de la Ronda Urugüay del GATT, ahora OMC. Este acuerdo está siendo criticado por quienes se oponen a las excepciones conseguidas para la agricultura como el Grupo Cairns. La irrupción del paradigma competitivo en las políticas agrarias nacionales e internacionales según el cual éstas deben guiarse por las señales del mercado, provocó una reacción inmediata en Europa. Esta reacción se funde en el paradigma “multifuncional” de la agricultura extendido en países con rentas elevadas y altas densidades de población. Bajo este enfoque, conocido como Modelo Europeo de

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Agricultura tras la introducción de esta noción en el Consejo Europeo de Luxemburgo en 1997 en el seno de la ronda de negociaciones de la OMC, y que acogería las políticas de consumo colectivo por su atención a la producción de bienes privados y públicos, se destaca el papel prominente de la agricultura en el desarrollo de las áreas rurales; el potencial del sector para la producción conjunta de productos agrarios comercializables y bienes y servicios ambientales y de otro tipo carentes de mercado, aunque valiosos socialmente, es susceptible de construir una base endógena de desarrollo rural. En el marco de la globalización este enfoque respondería a la defensa de lo que Castells (1997) llama espacio de lugares frente al espacio de flujos que resulta de la mundialización de la economía. El paradigma multifuncional, simultáneo a la llegada de los movimientos ambientalistas reivindica la intervención gubernamental para incentivar en la agricultura la producción de bienes públicos ambientales que los precios normales de los mercados agrarios no remuneran sino que contribuyen a destrozar. Este paradigma se inserta en el modelo formulado en la Agenda 2000 de la reforma de la PAC. Coleman et al (2004) apuntan que si entre los ambientalistas no hay consenso sobre la conveniencia de formular de este modo la política agraria, la mayoría de tales grupos en la UE estaría de acuerdo en transferir fondos del primer pilar de la PAC (ayuda a los mercados) al segundo pilar (ayuda al desarrollo rural), y en el uso de medidas basadas en compromisos voluntarios bien controlados. Los instrumentos adecuados para la política multifuncional son pagos condicionados al cumplimiento de determinados requisitos ambientales, en concepto de los bienes públicos suministrados o como compensación por la pérdida de oportunidades de mercado. En las políticas de comercio internacional sus partidarios reclaman la inclusión de subsidios para impulsar la oferta de bienes públicos en contrapartida de la agricultura monofuncional que refleja el comercio mundial. Este modelo es apoyado por muchos países de la UE1, Noruega, Suiza y Japón, este último muy comprometido con su agricultura rural. Tanto EE.UU. como el Grupo Cairns y muchos países en desarrollo consideran este modelo meramente proteccionista. En efecto, dado que la protección ambiental eleva los costes de las producciones agrarias, a falta de una armonización mundial de las medidas de protección ambiental impensable en la actualidad, las ventajas competitivas de los países que no han implantado medidas de protección se diluyen2

1 No todos los países ni todos los agricultores de un mismo país suscriben la función de multifuncionalidad de la agricultura. Muchos agricultores europeos que forman parte de un núcleo competitivo cuestionan las restricciones impuestas por la PAC para librarles de la competencia desigual en los mercados exteriores. A este núcleo pertenecen Reino Unido, Dinamarca y Suecia.

. Defensores a ultranza del principio de precaución, en confrontación con los partidarios de la naciente producción globalizada de alimentos se centra en particular en el uso intensivo de las biotecnologías que usan organismos modificados genéticamente (OMG) en las explotaciones a gran escala. Los multifuncionalistas reclaman a los gobiernos un control muy estricto cuando no proponen la prohibición del uso de tales tecnologías. Se basan en las nuevas ideas difundidas a nivel global sobre la naturaleza de la ciencia que cuestionan la noción tradicional de la misma como conocimiento objetivo, neutral y basado en la evidencia, para fundamentar las políticas públicas. En la creencia de que es mejor prevenir que curar alegan que este cientifismo es inadecuado en las decisiones políticas cuando surgen incertidumbres científicas en torno a los efectos desconocidos e imprevisibles, y potencialmente irreversibles sobre los ecosistemas y especies que forman los sistemas agrarios. En las discusiones internacionales el principio de precaución es muy controvertido y su posición ambigua, pero desde 1992 está

2 Puede verse en Barnes et al (1999), la problemática negociación de la política ambiental en la UE por motivos de competitividad.

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contemplado en la legislación ambiental de la UE, no exento de debate en torno a su interpretación y aplicación. Finalizando el siglo XX y en los comienzos del siglo XXI, sin culminar la transición al modelo competitivo, en la mayoría de los países de la OCDE y cimentado en este último empieza a formarse el nuevo paradigma que Coleman et al denominan de “producción globalizada”. Desde esta perspectiva la agricultura deja de considerarse un sector de actividad económica autónoma para convertirse en el primer eslabón de una cadena de oferta global de alimentos integrada verticalmente, donde las empresas agrarias desempeñan los servicios de gestión de la tierra y de los animales. Este espacio de flujos de servicios de gestión agraria se vincula a la cadena global mediante acuerdos contractuales con las corporaciones y empresas que participan en el mercado mundial de alimentos. Los acuerdos no deben ser obstaculizados por barreras nacionales dado el supuesto, para sus partidarios, de la inestabilidad e incertidumbre creadas por las intervenciones gubernamentales. Como en el seno de la cadena de oferta las grandes corporaciones han asumido las actividades de I + D anteriormente realizadas en instituciones gubernamentales a las que destinan cantidades ingentes de recursos financieros, en los acuerdos contractuales con las empresas agrarias éstas se comprometen al uso de las tecnologías desarrolladas por las corporaciones. Las biotecnologías que usan organismos modificados genéticamente, entre otras tecnologías, contribuyen a la mejora de los rendimientos agrarios y deben ser rentabilizadas. Quienes apoyan este modelo de producción, grupos y asociaciones de grandes productores de ganado, de frutas y hortalizas y de cereales y semillas oleaginosas, demandan de los gobiernos una regulación estricta de la propiedad intelectual y el establecimiento de estandares armonizados sobre la salud, los productos fitosanitarios y sobre las biotecnologías transgénicas. También, dicen, que los gobiernos deben promover la imparcialidad/justicia en las relaciones contractuales así como ajustar las regulaciones sobre competencia y protección que distorsionan los mercados. Este enfoque choca con la posición de los multifuncionalistas y de los países en desarrollo con agriculturas debilitadas por el ajuste estructural que tuvo lugar en los años ochenta del siglo pasado bajo el consenso de Washington, inspirado en el enfoque competitivo. La difusión de las innovaciones ambientales en las empresas agrarias dependerá de la influencia, en mayor o menor grado, de estos paradigmas en las decisiones políticas, a sabiendas de que el solapamiento de paradigmas y la aplicación de paradigmas diferentes en sectores distintos de mercancías introduce dificultades en las discusiones políticas, domésticas y globales. En principio, el enfoque multifuncional se presenta como el más coherente con la política ambiental derivada del paradigma de desarrollo rural sustentable –desarrollo endógeno- porque tiene en cuenta la equidad en la distribución de los beneficios y costes de la conservación ambiental. En última instancia, el éxito de la sustentabilidad del desarrollo depende de la disposición de los ciudadanos/consumidores a pagar directa o indirectamente los costes que implica la conservación ambiental (Urzainqui et al 2007). La repercusión de este coste en los precios finales de los productos agrarios sugiere que la conservación ambiental sea percibida de modo diferente en las relaciones comerciales domésticas y globales; algunos la perciben como meramente proteccionista. Señalaremos también que el enfoque multifuncional de la agricultura, como se verá más adelante, es compatible con los mercados competitivos regulados de acuerdo con los principios políticos que las sociedades democráticas deciden; porque los mercados competitivos no surgen por generación espontánea y requieren regulación para su creación y establecimiento de las reglas de su funcionamiento; no conviene confundir los mercados competitivos con los

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mercados libres. Pero la competencia en los mercados económicos no implica competencia en los mercados políticos donde se toman las decisiones. A este respecto, conviene recordar que en la formulación de las políticas públicas para la conservación ambiental en el marco del desarrollo sustentable, es necesaria la participación de todos los involucrados en ellas en igualdad de condiciones.

BASES TEORICAS PARA LA CORRECCION DE LAS EXTERNALIDADES AMBIENTALES

La percepción individual y social de pérdida de bienestar (daño) originada por la contaminación resultante de la actividad económica (producción y consumo) es un coste externo (daño a terceros o externalidad3

Cuando existe discrepancia entre el nivel real de la contaminación (calidad ambiental) y el nivel que se acercaría al óptimo preferido por la sociedad, se plantea la necesidad de reconducir la actividad económica hasta que el daño (coste externo) se reduzca o aproxime al nivel socialmente aceptable. Este ajuste o reducción de la externalidad hasta el nivel óptimo constituye una mejora paretiana porque permite una ganancia neta de beneficios sociales

negativa) no compensado por el agente causante que, como se deduce del modelo teórico de la externalidad óptima (eficiente) en competencia perfecta (Pearce y Turner, 1995), impide que el nivel óptimo privado de actividad económica coincida con el nivel socialmente óptimo; en estas circunstancias, existe una divergencia entre el coste privado y el coste social, porque el coste verdadero del uso de la capacidad asimilativa del medio ambiente no está incorporado (compensado) en los precios de mercado de los bienes y servicios generados en la economía que produce contaminación. La economía usa gratuitamente los servicios generados por el medio ambiente e ignora las señales de escasez que, respecto a los mismos, transmitirían los precios de mercado.

4. En el óptimo, se maximizaría la diferencia entre la suma de los beneficios y la suma de los costes (privados y externos), es decir, se obtendría el mayor beneficio social neto de la actividad económica contaminante. El logro del óptimo social no implica necesariamente la reducción del nivel de la actividad económica; éste puede mantenerse, e incluso aumentar si el contaminador adopta tecnologías (costosas) de producción o gestión reductoras de la contaminación (control de contaminación). El nivel óptimo (eficiente) de contaminación se define también como el nivel al cual los costes externos (daños) marginales son iguales a los costes privados marginales de reducción de la contaminación; en este punto, ambos costes se compensan y la suma de los costes, es decir, coste externo más coste privado de reducción, es mínima. Pero el nivel eficiente de contaminación en un mundo real cambiante, varía cuando cambian los factores subyacentes a las funciones de daño externo marginal y de coste privado marginal de reducción de la contaminación5

3 Se suelen definir las externalidades (positivas o negativas) como efectos externos al mercado, derivados de las actividades de producción y consumo que modifican el bienestar de los individuos que no intervienen en el mercado (positiva o negativamente), sin ningún tipo de contraprestación financiera. Como tales, no se tienen en cuenta en las decisiones sobre producción y consumo.

. La primera –función de daño marginal–, varía con el tamaño de la población afectada (aumento o concentración de población en un área dada) ó con las propias condiciones

4 En la economía del bienestar, una mejora paretiana de bienestar social implica que ante un cambio en la política los que ganan podrían compensar a los que pierden para que nadie empeore como resultado del cambio de política. Dicho de otra forma, la mejora paretiana de bienestar social se produce si al menos una persona mejora y nadie empeora con el cambio de política. 5 El modelo general (estándar) asume que los costes marginales de reducción son crecientes.

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ambientales de los puntos de recepción (inversión térmica, por ejemplo), por lo que los mismos niveles de emisiones contaminantes en dos lugares distintos o en momentos diferentes, producirán niveles de daño diferentes. La segunda, función de coste privado marginal, depende del uso o no de tecnologías reductoras de emisiones; si el contaminador tiene libre acceso al medio ambiente, puede usarlo como la forma más barata de eliminación de los residuos; en caso contrario, puede disponer de medios técnicos o de gestión para reducir sus emisiones: cambio de procesos de producción, tratamiento de resíduos, reciclaje e incluso desplazamiento físico de la actividad. El nivel de costes de reducción de la contaminación ambiental varía entre contaminadores según los vertidos / emisiones o, según la tecnología utilizada; el límite más alto al coste de reducción es el cese de la actividad, con contaminación cero. En este caso, el coste de reducción de la contaminación depende de las circunstancias; si se trata de una pequeña empresa dentro de un gran sector de actividad, podría reflejarse en un precio más elevado de los productos para los consumidores, aunque el impacto local en puestos de trabajo y bienestar de la comunidad pueden ser importantes; pero si se trata de un sector de actividad completo, los costes podrían ser enormes (Field, 1994).

Bajo este enfoque de externalidad la economía ambiental nos enseña que la vía para la reducción de la contaminación consiste en internalizar, es decir convertir en costes privados las externalidades ambientales negativas.6

A este respecto se contemplan dos opciones básicas: A), el mercado de bienes y servicios ambientales del que surgirá un precio para los mismos, y B), la intervención gubernamental (regulación + políticas públicas que usan instrumentos económicos y de otro tipo para reducir el uso del medio ambiente); ambas opciones son compatibles y complementarias pues como se verá más adelante por la propia existencia de externalidades, sin regulación, el mercado y el óptimo social son incompatibles. Teóricamente ambos enfoques pueden generar incentivos para reducir la contaminación hasta el nivel óptimo/eficiente y dan respuesta al principio de precaución coherente con la aversión social al riesgo y la incertidumbre. . En la práctica la conversión de las externalidades ambientales en costes privados repercutibles en los precios reducirá la intensidad de uso de servicios ambientales por unidad de producción y/o consumo, si forma parte de un instrumento de la política diseñado adecuadamente.

A Negociación de mercado de las externalidades

La creación de mercados es un enfoque descentralizado y voluntario para la internalización de las externalidades ambientales, cuya ventaja radica en que las partes privadas involucradas directamente en un problema de daño ambiental (causantes y afectados por el daño), a partir de su propio conocimiento de la situación (costes de reducción de la contaminación y de daños)7

6 De forma similar se puede analizar la negociación de mercado de externalidades positivas: costes de

, pueden encontrar soluciones negociadas al problema. En un mercado competitivo, los involucrados con el daño pueden interactuar en calidad de compradores y vendedores sobre cantidades y precios de la contaminación (calidad ambiental) hasta ajustarse a un nivel eficiente de ésta. Este nivel muestra una cantidad y un precio únicos que satisfacen simultáneamente a vendedores y compradores (Field, 1994). Es razonable suponer que, mientras se ajustan al nivel

producirlas y beneficios para los usuarios 7 Igualmente se puede analizar la negociación de mercado de externalidades positivas: costes de producirlas y beneficios para los usuarios.

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eficiente de contaminación y, en ausencia de costes de transacción, el excedente generado por el comercio será “capturado” (apropiado) por compradores y vendedores.

Teóricamente, en condiciones de competencia perfecta (sin costes de transacción), y como señala el teorema de Coase, si se puede llegar a un acuerdo entre las partes privadas involucradas en la externalidad, el mercado conducirá a un óptimo social con independencia de la asignación inicial de derechos de propiedad sobre el objeto de transación. Así, un proceso descentralizado de negociación entre las partes da lugar a un patrón de actividad económica eficiente sin más implicación gubernamental que la de establecer, con instrumentos legales, un conjunto de derechos de propiedad obligatorios y bien definidos que solamente afectará la distribución del excedente de mercado. En principio pues, un sistema de mercado de las características señaladas permite que las principales decisiones económicas sobre qué y cuánto producir sean resultado de la interacción competitiva de compradores y vendedores. Pero, ¿puede confiarse en un mercado competitivo para la producción del nivel socialmente óptimo de calidad ambiental, si son precisamente los "fallos de mercado" la causa principal de las externalidades ambientales?

El modelo teórico de la externalidad óptima (eficiente) en competencia perfecta, muestra que el nivel eficiente privado de actividad económica no coincide con el nivel socialmente eficiente (óptimo) por la propia existencia de externalidades. Cuando los productores de una economía ignoran los costes externos (daños a la salud y al medio ambiente: cambio climático, lluvia ácida, contaminación de los océanos, etc), que son costes internos para la sociedad, el sistema de mercado da lugar a un nivel de actividad económica (output) demasiado alto a un precio demasiado bajo en relación con los niveles de actividad y precio que serían socialmente eficientes. Por esta razón, las curvas de oferta de mercado basadas en los costes privados de producción que se intentan minimizar (curvas de coste marginal privado) no coinciden con las curvas de coste social (privado + externo) marginal, y los costes externos son soportados, sin contraprestación financiera alguna, por agentes ajenos a quienes toman las decisiones económicas de producción y consumo. Algo similar sucede con las externalidades positivas (beneficios externos) originadas por la actividad económica privada. Pensemos en el beneficio paisajístico gratuito que una explotación agrícola aporta a los residentes vecinos o visitantes urbanos. Los precios de mercado que los consumidores pagan por los productos agrícolas de la explotación no retribuyen este servicio ambiental proporcionado por el agricultor; y la demanda de productos satisfecha a precios de mercado ignora los beneficios externos derivados de la actividad agrícola privada. En teoría y en la práctica, en cuanto a valores ambientales se refiere, el nivel de actividad económica socialmente óptimo no surge de forma natural a partir de las negociaciones de mercado por que en estas últimas surgen diferencias notables entre los precios o valores de mercado (privados) y los valores sociales.

Dado que un mercado competitivo contiene en sí mismo incentivos para una asignación eficiente de recursos escasos (bienes y servicios de consumo y factores de producción) ¿por qué falla en cuanto a la asignación correcta de los recursos ambientales?. Debemos recordar que los intercambios de mercado que permiten la coordinación de intereses contrapuestos respecto a recursos escasos, son intercambios de derechos específicos de propiedad privada (divisibles) entre sus titulares y otras partes interesadas en ellos perfectamente identificadas que conocen y aceptan el marco y las reglas de la negociación comercial. Pero son precisamente estos elementos esenciales de un mercado competitivo los que faltan o son difícilmente practicables en cuanto a los recursos/servicios ambientales relacionados con los principales problemas de contaminación que la sociedad produce y padece a nivel local… y global. Porque

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para la mayoría de los recursos o servicios ambientales usados o producidos en forma de externalidades no suele existir un régimen de derechos de propiedad bien estructurado que defina, asigne y haga cumplir los derechos y obligaciones recíprocas de las partes, ni tampoco es siempre posible identificar, a costes razonables, las partes susceptibles de entrar en negociación. Estas circunstancias pueden generar unos "costes de transacción" tan elevados que, en la mayoría de los casos, actúan como desincentivos a la transacción comercial que tendría lugar si el sistema de precios de mercado funcionase sin costes (Coase, 1960 y 1994a). Los costes de transacción que requiere el establecimiento del precio de mercado: búsqueda de información, negociaciones, diseño de contratos, inspecciones, resolución de conflictos, etc. son determinantes de las decisiones privadas sobre qué bienes y servicios se producen e intercambian; porque si los costes de llevar a cabo un intercambio son mayores que las ganancias derivadas de ese intercambio, el intercambio no tendrá lugar; y la mayor producción que fluiría de la especialización tampoco tendría lugar (Coase, 1994b). Pero cuando existen costes de transacción, el nivel óptimo de la externalidad ya no es independiente de la titularidad de los derechos de propiedad; los tipos de regímenes legales de derechos de propiedad que se ponen en vigor van a influir los costes de transacción y determinan quien se hace cargo de los mismos (Browley, 1991; Pearce y Turner, 1995). Por otra parte, con costes de transacción que reflejan las imperfecciones de los mercados, si la asignación de derechos de propiedad no afecta la eficiencia de los resultados en mercados competitivos sí influye en la distribución del excedente comercial; ésto implica la importancia de considerar las cuestiones de equidad distributiva que en si mismas pueden impedir alcanzar los objetivos de la política. Sin embargo, no son sólo los altos costes de transacción los que pueden dificultar o impedir la creación de mercados de calidad ambiental. Cuando los problemas ambientales como el cambio climático pueden afectar a las generaciones futuras, es imposible realmente hacerlas intervenir en una negociación de mercado. Lo mismo sucede cuando por la heterogeneidad, complejidad y amplitud de los problemas ambientales, en las partes negociadoras están involucrados multitud de productores, consumidores y afectados diseminados en el espacio. Por consiguiente, no es posible basarse sólo en el mercado para corregir las externalidades ambientales; se precisa la intervención gubernamental para paliar las imperfecciones del mercado real.

Antes de abordar las diferentes formas de intervención gubernamental (políticas públicas), conviene analizar con detalle los siguientes aspectos esenciales de una negociación de mercado de externalidades ambientales.

A1 Derechos de propiedad Los derechos de propiedad sobre los recursos (bienes y servicios de consumo y

factores de producción) son reglas sociales que confieren a sus titulares el derecho a usarlos dentro de ciertos límites, y establecen las condiciones de su apropiación y transacción. En las sociedades democráticas, los derechos de propiedad pueden ser gestionados en régimen legal de propiedad privada (individuos, empresas, gobiernos) y en régimen legal de propiedad compartida (común); esta última puede ejercerse dentro de una comunidad o colectividad que establece las reglas de uso del recurso, o ser de libre acceso sin ningún tipo de limitación. Los derechos de propiedad privada, establecidos legal o reglamentariamente, son una institución muy arraigada en economías de mercado y mixtas respecto a recursos divisibles y modificables de capital manufacturado (manufacturado) y tierra que, en sí mismos, contienen un incentivo para la conservación de la productividad del recurso a largo plazo (uso sustentable),

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susceptibles de intercambio en el mercado; como es sabido, nadie mata la gallina de los huevos de oro si la posee en exclusiva.

Sin embargo, el orígen de los problemas ambientales derivados del uso excesivo de recursos y servicios ambientales se atribuye a la falta o mala definición y asignación de derechos de propiedad y de capacidad para hacer cumplir las obligaciones recíprocas para los mismos. Cuando en 1968 Dales plantea la necesidad de redefinir los derechos de propiedad de la tierra para adaptarlos a las nuevas situaciones que acarrea el cambio tecnológico (contaminación difusa del suelo por fertilizantes y plaguicidas inorgánicos, cambios de uso, etc.), indica que, definiendo explícitamente lo que un propietario puede o no hacer con los insumos agrícolas podrían evitarse usos inconvenientes; aunque también es consciente de su dificultad, porque estos derechos de propiedad restringidos entran en conflicto con intereses o derechos adquiridos: propietarios de la tierra y sectores industriales productores de la tecnología de producción agrícola. (Dales 2002) 8

Los problemas más graves de contaminación se plantean con recursos ambientales de propiedad común (uso compartido) de libre acceso que, como el aire y el agua, a nivel local, regional, nacional o global, están sometidos a un proceso de uso excesivo en el comportamiento individual y social, incompatible con su conservación. Con independencia de que la titularidad nominal de estos recursos pueda corresponder a un gobierno de cualquier nivel, la naturaleza técnica de bienes públicos

. Como se puede apreciar en la política agroambiental de la UE, ésta se basa en una redefinición de los derechos de propiedad de la tierra de los agricultores y el pago de compensaciones a su renta. La estructura resultante de esta redefinición se puede suponer razonable si los derechos relativos a atributos diferenciados de la tierra (biodiversidad, paisaje, calidad del agua subterránea, etc.), se asignan a los agentes que pueden influir en su producción de la forma más eficiente (Hagedorn et al., 2002). En la misma línea, Lippert (2002) observa que la asignación eficiente de derechos de propiedad sobre los atributos ambientales depende de la capacidad del posible titular para suministrar los distintos atributos. No obstante, como ya indicamos también se precisa capacidad para hacer cumplir los derechos de propiedad asignados y las obligaciones recíprocas sobre los atributos ambientales, para que la agricultura pueda producir conjuntamente alimentos y fibras comerciales, y atributos ambientales carentes de mercado, es decir, bienes privados y públicos.

9 de los mismos impide que la apropiación exclusiva y su transferencia sean practicables en negociaciones privadas de mercado dirigidas a la maximización de la utilidad. La condición de bien público de un recurso ambiental (con independencia de la organización de su provisión u oferta) implica que, no siendo divisible, si está disponible para alguien, lo está para todo el mundo (no rivalidad en el consumo), porque es difícil (demasiado costosa) o impracticable la exclusión real de otros usuarios (no exclusión); así, el comportamiento polizón10 (oportunista) suele estar presente en el uso de este tipo de recursos, porque todo el mundo tiene incentivo para aprovecharse del esfuerzo de los demás para la provisión del recurso, pero nadie lo encuentra para suministrarlo por su cuenta11

8 Usamos como referencia Dales (2002) aunque la primera edición de esta obra tuvo lugar en 1968.

. En principio, pues, con los recursos ambientales de

9 Bienes públicos en mayor o menor grado: Bienes Públicos Puros o Bienes Públicos Impuros. En los Bienes Públicos Puros la “exclusión” de usuarios es técnicamente imposible; en los Bienes Públicos Impuros, la exclusión es posible, pero cara, por ejemplo, vallar un territorio: los elevados costes de transacción que supone la exclusión, pueden superar los beneficios obtenidos con ella. 10 Traducción del término anglosajón free-rider. 11 Nos referimos a incentivo económico. La conciencia social puede ser un incentivo suficiente pero, desgraciadamente, no se ha generalizado hasta el punto de impedir la existencia de problemas ambientales.

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propiedad común y libre acceso (bienes públicos) no existe el incentivo de apropiación privada que podría estimular el valor económico inducido por el comportamiento sustentable de los usuarios, y capturable en negociaciones competitivas de mercado. En estas condiciones, el mercado de bienes y servicios ambientales no surge ni funciona de modo natural. Como señala Dales (2002), si la política de los gobiernos consiste en “no hacer nada”12 para restringir el uso de un recurso de acceso abierto, es decir, no define o especifica nuevos derechos de propiedad sobre el mismo, quienes desean usarlo en formas que lo deterioran triunfarán siempre sobre quienes pretenden usarlo sustentablemente. Por eso, la definición legal13 de nuevos derechos de propiedad que restrinjan el libre acceso al recurso, (atmósfera, tierra, aguas subterráneas y de superficie etc) permite a los grupos sociales con intereses contrapuestos disponer de un marco para la negociación en el mercado del recurso escaso, convertido en propiedad de una comunidad específica de usuarios14

Para los recursos ambientales de propiedad comunal (pastos, por ejemplo) es posible llegar a una negociación o acuerdo recíproco entre los usuarios del recurso para que cada uno de ellos restrinja voluntariamente la utilización del recurso en aras de la conservación de su productividad a largo plazo. Pero esta “solución cooperativa a un problema de seguridad” no siempre se produce, porque cualquier individuo puede tener incentivo para sobrepasar su óptimo personal si considera la posibilidad de conseguir una ganancia suficiente a corto plazo a expensas de otros usuarios actuales y futuros (Pearce y Turner, 1995).

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A2 Identificación de las partes. La dificultad o la imposibilidad real de identificar a las partes de la negociación

privada de mercado procede de la heterogeneidad, complejidad y extensión de los principales problemas ambientales causados por la acción humana. Cuando las relaciones causa-efecto (daño) son unidireccionales es decir, unos causan el daño y otros lo padecen, con grandes diferencias espaciales y temporales en la manifestación del daño, puede ser imposible la identificación del inmenso número de partes susceptibles de entrar en negociación. En particular, esto sucede con fuentes difusas (automóviles o explotaciones agrarias, por ejemplo) de contaminantes de larga duración en recursos migrantes como el aire y el agua, que contribuyen a problemas tales como el cambio climático que previsiblemente afectará a generaciones que aún no han nacido.

Si las interacciones causa-efecto son recíprocas (los causantes del daño son afectados por el mismo junto con los demás usuarios), la identificación de las partes para la solución negociada de las externalidades se ve favorecida si el recurso en cuestión está contenido en un territorio (pastos comunales, reservas de biodiversidad o paisaje, por ejemplo) y el número de involucrados es reducido; pero cuando se trata de la contaminación del aire y el agua que, además de bienes públicos (propiedad compartida de acceso abierto) son migrantes, resultando que la sociedad en su conjunto causa los daños ambientales por acumulación en el espacio y en el tiempo de multitud de acciones individuales de producción y consumo y, simultáneamente los padece, la identificación y negociación entre las partes involucradas es una imposibilidad real. En

12 Esta política sólo es defendible si el coste (costes de transacción) de poner en práctica una política restrictiva excede los beneficios que se generarían con ella. 13 Ley de Derechos de Propiedad; Ley de Responsabilidad Ambiental (quien contamina paga): estricta y basada en la negligencia; Ley Penal; Ley de Ordenación del Territorio; Legislación Ambiental... 14 Sin olvidar que económica y socialmente es importante definir qué conjunto de intereses debería prevalecer.

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este caso, incluso suponiendo una definición y asignación correctas de derechos de propiedad sobre recursos comunes de libre acceso y la identificación precisa de las partes, la probabilidad de que el resultado de la negociación sea socialmente eficiente es remota, dada la dificultad de identificar el daño y su distribución entre los afectados (Pearce y Turner, 1995); y ésto sin olvidar el escenario institucional de competitividad que requiere una asignación eficiente de mercado, donde pueda apropiarse el valor económico de la conservación ambiental.

A3 Fallo de información: incertidumbre Muy relacionado con los puntos anteriores (definición y asignación de derechos

e identificación de las partes), y con el objetivo ético de la sustentabilidad, según el cual, el desarrollo económico y social actual no debe ser a expensas de las generaciones futuras (equidad intergeneracional), para las que hay que conservar los activos ambientales que generan flujos de bienes y servicios valiosos, hacia los años ochenta del siglo XX surgió un amplio debate15

15 Una exposición de este debate puede encontrarse, entre otros, en Urzainqui et al. (2003). El debate gira en torno a la validez del Método de Valoración Contingente (MVC) que, mediante la creación de un mercado hipotético es el único que permite la valoración económica de los beneficios ambientales de uso y no uso carentes de mercado, derivados de las funciones o atributos ambientales de los sistemas naturales y especies, así como sobre la validez de su inclusión en la estructura del análisis coste-beneficio que informa las decisiones políticas entre las alternativas desarrollo / conservación. Según este análisis, que requiere la consideración de todos los costes y beneficios de cada alternativa, se optará por conservación si el beneficio actual neto de la conservación supera el beneficio actual neto del desarrollo. La utilización del óptimo paretiano (maximización del valor actual neto) como criterio o medida de sustentabilidad (equilibrio) en el uso de los recursos, responde al criterio de sustentabilidad "débil", según el cual, los intercambios de mercado para producción y consumo son totalmente sustituibles. Esto significa que no hay restricciones para la sustitución de recursos ambientales por otro tipo de recursos (capital manufacturado o humano). Bajo esta perspectiva económica, el equilibrio de mercado es el de un sistema estático entre fuerzas en competencia (oferta y demanda) y sólo tiene validez para el análisis del bienestar durante una generación y para recursos "convencionales" (sustituibles). El precio de los recursos que mide la escasez en el mercado, es indicativo de la intensidad de las preferencias individuales actuales por dichosos recursos y está condicionado por la capacidad de pago (renta) de los participantes en el mercado y el contexto de la valoración.

respecto a la validez de las negociaciones de mercado de las externalidades ambientales como mecanismo incentivador de la conservación de una parte del capital natural considerado "crítico" o "esencial" para el sustento de la vida. El debate, animado por los avances científicos en torno a las condiciones ecológicas de la sustentabilidad en la coevolución de los sistemas económico, social y ambiental, se centra en la insuficiente información científica disponible (fallo de información) acerca de una función o atributo ambiental complejo e invisible para los usuarios de los recursos ambientales, conocido como resiliencia. Esta función, asociada a la biodiversidad, consiste en la capacidad autorreguladora de las relaciones funcionales de los ecosistemas y especies tras sufrir una perturbación (daño) de origen externo: i) natural, como sucedería con una erupción volcánica y una plaga; ii) antropogénica, por ejemplo, un exceso de contaminación que afecta la capacidad asimilativa de los ecosistemas o cause la pérdida irreversible de hábitats de biodiversidad como consecuencia del desarrollo agrícola o de otro tipo. Desde esta perspectiva de sustentabilidad “fuerte” la incertidumbre científica en torno a la naturaleza de la resiliencia y a las consecuencias de su potencial pérdida irreversible, ligada a un "umbral" o escala de daño ambiental, también desconocido pero variable según las circunstancias, la inexistencia actual de sustitutos inmediatos (naturales, manufacturados o capital humano), y su carácter esencial y previo a los restantes

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atributos o funciones ambientales apreciadas por la sociedad16

De nuevo, se hace patente la inconveniencia de confiar sólo en el mercado de externalidades ambientales para preservar o conservar la resiliencia (sustentabilidad) de las especies y los sistemas naturales como requiere el criterio "fuerte" de sustentabilidad del desarrollo

, generan un valor económico primario (valor existencia) de la resiliencia difícil o imposible de medir en el mercado. Por este valor primario desconocido, el valor económico total de los ecosistemas o especies, entendido como la suma resultante de los valores económicos de sus componentes de uso y no uso, no refleja el verdadero valor social de los mismos (Turner, 1999). Además, implica la complementariedad del capital natural "crítico" con las restantes formas de capital (artificial, humano y natural no crítico).

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El carácter dinámico de la coevolución de los sistemas económico, social y ambiental, caracterizados por stocks y flujos, requiere un tipo de equilibrio (sustentabilidad) que represente el estado de los sistemas en el que los stocks tienden a permanecer a niveles constantes. No basta conocer la escasez económica de recursos

. En este contesto de incertidumbre científica respecto a las relaciones causa/efecto, singularidad y esencialidad para el sustento de la vida de los ecosistemas y especies, inexistencia actual de sustitutos conocidos e irreversibilidad potencial de la pérdida, la economía ambiental propone aplicar el principio de precaución para guiar la gestión pública del atributo resilencia en consideración a las generaciones futuras; al menos mientras no mejoren los métodos para la valoración económica de la misma (Turner, 1999). Como se indicó anteriormente el principio de precaución se incorpora a la legislación ambiental de la UE en 1992 para la gestión de las políticas públicas; la no aplicación del principio requiere que el ejecutor de la actividad económica (empresa privada o pública) potencialmente dañina aporte evidencia científica suficiente sobre su inocuidad ambiental.

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en un momento dado, expresada por sus precios de mercado sino también, en qué medida los stocks de recursos tienden a ser escasos como consecuencia de la dinámica del desarrollo económico y social (local, nacional, regional y global). En lo que concierne a la resiliencia de los ecosistemas y especies, se necesitan indicadores de reversibilidad (sustentabilidad) que alerten sobre el umbral o escala espacial y temporal de la pérdida (daño ambiental) que la hace irreversible, en particular, si los recursos potencial o realmente afectados son singulares o únicos. Estos indicadores, basados en la información científica o experiencia disponibles deben informar, en cada caso, el nivel administrativo y el ámbito espacial (local, regional, nacional y global) adecuados para la regulación de los límites al uso de recursos que aseguren su resiliencia. Dentro de estos límites, la negociación en mercados competitivos de externalidades podría facilitar el óptimo social correspondiente a una tasa de uso de recursos ambientales compatible con su tasa natural de renovación.

Cuando las circunstancias mencionadas y otras imperfecciones (información asimétrica de las partes y derechos de propiedad incompletos, entre otras), imposibilitan las negociaciones o elevan los costes de transacción hasta desincentivarlas como modo de provisión de bienes ambientales (fallos de mercado), se precisan políticas públicas 16 Capacidad asimilativa y de eliminación de residuos, provisión de valores estéticos y recreativos, regulación del clima, asimilación de nutrientes, etc. 17 Un desarrollo económico sustentable es aquél que sigue un senda en la que cualquier medida de bienestar social per cápita se mantiene monótonamente creciente mientras la calidad ambiental no desciende a lo largo del tiempo y alcanza a las generaciones futuras. 18 La escasez económica de un bien es aquella cantidad por debajo de la cual dicho bien tiene un precio en el mercado. No obstante, la escasez reflejada en el mercado no es indicativa de escasez local del bien o recurso.

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(intervención) que promuevan la acción colectiva obligatoria o voluntaria duradera a favor de comportamientos individuales y de grupo, de empresas y de sectores, favorables a la innovación ambiental; el valor añadido ambiental implica tanto la reducción de externalidades negativas como la provisión de externalidades positivas y, por su naturaleza de bienes públicos deben ser producidas conjuntamente por empresas que cooperan simultáneamente a nivel local, nacional, regional o global estimuladas, con los incentivos/instrumentos adecuados.

Como se indicó anteriormente, y se describe a continuación, la promoción pública de la conservación ambiental (política ambiental) emplea instrumentos (incentivos) de coordinación de la oferta de bienes públicos ambientales que van desde los jerárquicos obligatorios centralizados (regulación) hasta los descentralizados voluntarios y de mercado19

La operatividad de la regulación exige información sobre el valor económico de los daños o beneficios causados por la externalidad negativa o su reducción, respectivamente. Cuando los costes de transacción para determinar dicho valor son mayores que los costes de intervención, y éstos son menores que las ganancias derivadas de la solución negociada para la parte que se hace cargo de los costes de transacción, es probable que se produzca regulación gubernamental y que ésta sea eficiente (Pearce y Turner, 1995). Estos autores alertan sobre el peligro latente en la solución negociada de las externalidades cuando el “oportunismo” es susceptible de convertirse en actividad económica “irracional”. En la práctica, aparecen situaciones tales como la pretensión de recibir un pago compensatorio oficial por renunciar al cultivo de tierras ambientalmente valiosas y reducir excedentes agrícolas, cuando nunca antes se pensó en cultivarlas. No cabe duda de que un agricultor conoce mejor las características de su tierra (especificidad del activo) que la agencia reguladora central.

; ambos tipos de mecanismos implican que una agencia reguladora central decide el nivel de externalidad socialmente preferible (demanda ambiental estándar). La agencia central actúa como nexo en las transacciones que generan los bienes públicos ambientales entre agentes individuales (oferta) y la sociedad (demanda) (Falconer, 2002). Esta forma de coordinación alternativa al mercado, conocida también como cuasi mercado está siendo desarrollada por la Unión Europea para la provisión óptima de bienes agroambientales.

Como se verá, la eficiencia ecológica (satisfacer las condiciones ecológicas de la sustentabilidad) y la eficiencia económica (satisfacer el estándar ambiental al mínimo coste o mejorarlo a partir de un presupuesto dado) son dos criterios, aunque no los únicos20, que deben guiar la evaluación de las políticas públicas ambientales, así como de las posibles innovaciones institucionales colectivas intermedias de provisión ambiental21 y de los instrumentos o incentivos de mercado (económicos) y otros, para la internalización de las externalidades con perspectiva de largo plazo22

19 Pese a la necesidad de una correcta aplicación de los instrumentos de mercado para internalizar las externalidades ambientales, éstos por sí mismos no son suficientes para garantizar la conservación ambiental. Ésta requiere, además, cambios institucionales, entre los que la información y la educación son básicos para modificar los comportamientos individuales y sociales de producción y consumo.

. De acuerdo con

20 Los aspectos distributivos o de equidad de las políticas figuran entre ellos. La política fiscal puede y debe abordarlos. 21 Entre los agentes individuales y la agencia central; con mecanismos de coordinación horizontal entre los agentes individuales y mecanismos de coordinación vertical entre la agencia central y la institución que integra a los agentes individuales, y entre estos últimos y aquélla (por ejemplo, una cooperativa). 22 Existe una amplia línea de investigación teórica y empírica, para la adaptación de las políticas agroambientales en la UE en términos de eficiencia. En este sentido, se investiga , por ejemplo, la oportunidad de un sistema de subastas frente a pagos compensatorios fijos, e incluso pagos compensatorios extra a cooperativas en vez de a agricultores individuales (véase p.e. Hagerdon, 2002).

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Hodge (2004), un aspecto clave para la evaluación de los esquemas agroambientales de la PAC es determinar los acuerdos institucionales e incentivos respectivos que mejor se adaptan a la provisión de beneficios ambientales específicos.

B Políticas públicas para la innovación ambiental en las empresas

B1 Estándares o normas La política pública de regulación ambiental conocida como enfoque

convencional de estándares o normas, consiste en establecer por vía legal una tasa máxima de emisiones permitidas, unos niveles mínimos de calidad en el medio afectado o bien la especificación de las tecnologías23, técnicas o prácticas (estándares de tecnología) que los contaminadores potenciales deben adoptar (Field, 1994). Este enfoque se apoya en una serie de mecanismos de control y penalización de las violaciones de la norma24. Los estándares de emisión se expresan en términos de niveles de emisión (o concentración, etc.) de determinados contaminantes procedentes de distintas fuentes que no deben excederse y, a diferencia de los estándares tecnológicos hacen referencia a resultados u objetivos finales que se quieren conseguir sin especificar cómo; un estándar de resultado p.e. es la exigencia a los agricultores de que reduzcan el uso de un pesticida o fertilizante particular por debajo de algún nivel. Con los estándares, los poderes públicos pretenden forzar / impedir comportamientos ambientales socialmente aceptables / rechazables. Estas normas de obligado cumplimiento implican un alto grado de intervención política y baja interacción entre grupos privados, como sucede, por ejemplo, con la Directiva Europea de Nitratos25

Los estándares de emisión son la forma más frecuente de regulación ambiental por la aparente sencillez y flexibilidad de su aplicación directa. No obstante, los economistas desconfían de este instrumento por las dificultades que plantea alcanzar un resultado económicamente eficiente; es muy poco probable que este enfoque asegure el nivel óptimo de externalidad (contaminación). La efectividad del estándar está asociada a la existencia y seguridad de afrontar una penalización pues, en caso contrario, el único incentivo del contaminador para respetar el nivel de actividad causante de contaminación que exige el estándar es algún tipo de conciencia social o ética.

.

Pearce et al. (1995) muestran las condiciones teóricas de un estándar óptimo en competencia perfecta: debe definirse para el nivel de actividad contaminante socialmente óptimo (que no se puede transgredir), y requiere la certeza absoluta de afrontar una penalización equivalente al coste marginal externo (daño marginal) correspondiente al nivel óptimo de contaminación. Para establecer estas condiciones, se precisa una información detallada sobre las funciones de beneficio privado marginal neto26

Desde el punto de vista práctico, además de la determinación de la tasa de contaminación aceptable a la que sería posible aproximarse tras un procedimiento costoso de prueba y error, uno de los problemas que se plantean con los estándares es si su aplicación va a ser uniforme en todas las situaciones o desigual, según las

(o de coste marginal de reducción) y de coste marginal externo (o “función de daño”), que no es fácil de obtener para la agencia reguladora.

23 El componente central de la estrategia de reducción de la contaminación de la Unión Europea es un nivel de emisiones “uniforme” basado en la Mejor Tecnología de Control Disponible (MTCD). 24 Este enfoque se conoce también como mando y control, traducción del inglés command and control. 25 Directiva del Consejo 91 /676 sobre protección de las aguas contra contaminación por nitratos de la agricultura. DOL 375, 31 dic. 1991. COM (97) 473 final, Bruselas. 26 Si el único modo de reducir la contaminación es reducir el “output”.

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circunstancias ambientales (climáticas p.e.) de cada situación que determinan daños ambientales diferentes. Las repercusiones para la política son claras a este respecto. Cuanto más se intenta diseñar una política aplicable a diferentes situaciones, más eficiente será en términos de sus impactos ambientales, pero más costosa en cuanto a la obtención de la información requerida para establecer estándares distintos y para exigir su cumplimiento una vez establecidos. De forma similar, la tendencia práctica de las autoridades reguladoras a aplicar los mismos estándares a distintas fuentes de contaminación (empresas, individuos e incluso gobiernos) plantea problemas de coste eficiencia. Sólo en el caso improbable de que todos los contaminadores tengan los mismos costes marginales de reducción de la contaminación, estándares iguales serán económicamente eficientes27

Otro aspecto importante para la evaluación de las políticas de control ambiental es su eficiencia dinámica en cuanto a su potencial de crear incentivos apropiados para la adopción de innovaciones técnicas o de gestión reductoras de emisiones contaminantes. A este respecto, mientras el contaminador se desenvuelve dentro del margen de actividad permitido por el estándar de emisión, la seguridad de que no va ser penalizado anula cualquier incentivo que pudiera tener para buscar formas menos costosas de reducción de contaminación que podrían ser socialmente deseables. Los estándares de tecnología tampoco crean tal incentivo, e incluso pueden inducir a los contaminadores a evitar tal búsqueda para soslayar el riesgo de ser sancionados por incumplimiento de la norma.

; cuanto mayores sean las diferencias en costes marginales de reducción de la contaminación entre distintas fuentes, peor será el resultado del enfoque de estándares uniformes. Así, la aparente justicia de aplicar estándares iguales impide que distintas fuentes de un contaminante sean controladas en grado diferente (con estándares diferentes) según la función de coste de reducción de contaminación de cada fuente. Esta dificultad para las autoridades reguladoras es prácticamente insoslayable, a menos que pueda lograrse información de manera informal, por la interacción de las autoridades locales de control de la contaminación y las fuentes locales de contaminación (Field, 1994). Baumol y Oates (1988) han mostrado que el mismo nivel de contaminación requerido por el estándar (si no se acompaña de un impuesto) puede conseguirse, a menor coste total, mediante el establecimiento de impuestos. Algunas de estas injusticias e ineficiencias del control mediante regulación se pueden mitigar en la práctica, aplicando esquemas intermedios como las regulaciones dirigidas a “industrias” más que a empresas individuales. Pero estas fórmulas de compromiso, en su mayor parte, sirven más para camuflar las dificultades inherentes a los esquemas de regulación que a reducirlas (Dales, 2002).

B2 Impuesto sobre emisiones El impuesto sobre emisiones es otro enfoque centralizado de política ambiental

que actúa poniendo un precio a los servicios de asimilación (sumidero) del medio ambiente que, durante mucho tiempo, han sido utilizados gratuita y abusivamente. Desde el punto de vista teórico, los impuestos a las emisiones basados en el impuesto pigouviano28

27 Para reducir las emisiones de un contaminante procedente de distintas fuentes de forma menos costosa (o para conseguir la mayor reducción de emisiones a un coste dado) se deben reducir las emisiones de cada fuente de acuerdo al Principio Equimarginal (Field, 1994).

y cobrados por unidad del nivel de actividad económica (output) que aumenta la emisión de contaminante, son susceptibles de alcanzar un óptimo social, en un escenario competitivo, si se establecen en cuantía equivalente al daño social (coste

28 El impuesto pigouviano, concebido para igualar el coste privado al coste social.

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externo) marginal en el nivel óptimo de contaminación, y varían con la dimensión del daño causado (Pearce et al., 1995). Ello requiere determinar una función de daño que relacione el daño social con el nivel de contaminación y otra función de coste de reducción del nivel de contaminación; en este caso, el impuesto óptimo es igual al daño marginal en el nivel óptimo de contaminación, donde coincide con el coste marginal de reducción).

En la práctica, ambas estimaciones son muy difíciles de obtener y, de hecho, con el impuesto sobre emisiones, lo que se pretende es alcanzar niveles de contaminación aceptables y no óptimos29

Esta solución responde a una redefinición de derechos de propiedad, según la cual, el contaminador no tiene derecho a usar el medio ambiente para el vertido de residuos y, por consiguiente, el impuesto es el precio por el uso de la propiedad de otros, representada por el Gobierno. Estos derechos de propiedad pueden ser establecidos legalmente aunque, a menudo, son una mezcla de interpretación legal y práctica tradicional (Pearce et al., 1995). Se supone que estos impuestos conocidos en la literatura como instrumentos precio porque internalizan la externalidad ambiental, actúan como un incentivo para la reducción de la contaminación, tanto mediante la adopción de tecnologías reductoras de emisiones, como si la fuente de emisión (empresa) ajusta su nivel de contaminación alterando el nivel de actividad que la produce; en cualquier caso, para un contaminador racional, minimizador de costes y en competencia, el impuesto introduce un elemento de eficiencia dinámica: como el contaminador sigue tributando incluso en el caso de contaminación óptima, tiene un incentivo constante para reducir sus emisiones a largo plazo y, por tanto, el daño ambiental. En principio, el incentivo es adecuado porque se basa en las emisiones acumuladas. Frente a un tipo impositivo establecido por la autoridad, el contaminador individual reduce las emisiones hasta que sus costes marginales de reducción se igualan al tipo del impuesto. En este punto, la empresa contaminante tiene un coste total relacionado con el daño ambiental, que se compone de los costes propios de reducción más los pagos del impuesto (Field, 1994). Al comparar el esquema de impuestos con el del estándar, este último resulta menos costoso para la empresa contaminante porque, con los mismos costes de reducción de emisiones la empresa sigue usando gratis el medio ambiente. Por esta razón, los contaminadores prefieren el esquema de estándares. Al margen de esta alternativa, cuanto más alto es el tipo del impuesto, –en situaciones competitivas– mayor es el incentivo de las empresas para reducir la contaminación; aunque la reducción de las emisiones en respuesta al impuesto será mayor cuanto más bajos sean los costes marginales de reducción de la contaminación.

. Para establecerlo, suele utilizarse un procedimiento de prueba y error, largo, complejo, y excesivamente costoso porque los errores, si se producen son errores reales.

En el mundo real, donde existen muchas fuentes de emisión contaminante con distintas funciones de coste marginal de reducción, el impuesto sobre emisiones permite resultados económicamente eficientes; la aplicación del mismo tipo impositivo induce a todas las fuentes a ajustar sus emisiones hasta que sus costes marginales de reducción igualan al impuesto; así, automáticamente, los costes marginales de reducción son iguales para todas las fuentes. Este resultado se consigue aunque la agencia administrativa central no conozca los costes marginales de reducción de ninguna fuente. Por el contrario, con el sistema de estándares, para satisfacer la eficiencia se requiere

29 En la publicación del Problema del Coste Social, Coase mantenía que no podía asumirse que un sistema de impuestos produjera una asignación óptima de recursos, por mucho que se deseara, dadas las dificultades prácticas de recabar la información necesaria para tal esquema (Coase, 1994b)

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que los costes marginales de reducción sean conocidos por la agencia de control30

La complejidad que supone generalizar el uso del impuesto y sus exigencias de control y recaudación está corroborada por su escasa implantación pese al creciente reconocimiento de sus propiedades de eficiencia y potencial recaudatorio

. Otra de las ventajas teóricas de los impuestos para resolver la externalidad frente a los los estándares establecidos sin impuestos, es que tienden a ser un método menos costoso para lograr un estándar dado (Baumol y Oates, 1988). Pero la eficiencia del impuesto uniforme sobre emisiones, suponiendo que su tipo impositivo estuviera correctamente calculado, queda en entredicho en situaciones del mundo real donde las mismas emisiones de distintas fuentes producen daños ambientales diferentes. Esto sucede cuando las capacidades asimilativas de los puntos de recepción de emisiones son distintas debido a sus condiciones naturales (clima, altitud, viento, etc). Porque el impuesto único aborda el problema de las diferencias en costes marginales de reducción, pero no el de los diferentes daños ambientales causados por las mismas emisiones de distintas fuentes (Pearce y Turner, 1995). Las propuestas de zonificar la aplicación del sistema de impuestos acomodando el tipo impositivo a las características de los puntos de recepción y, en definitiva, a la cuantía del daño, siendo ambientalmente eficientes, plantean problemas de aplicación difícilmente abordables a costes razonables. La aplicación de un tipo impositivo uniforme a todas las emisiones de una fuente ha sido criticada también por razones de justicia-equidad dado que, con frecuencia, podría conducir a situaciones en las que el pago total de impuestos por las empresas excedería sustancialmente los daños permitidos por debajo del nivel eficiente de emisiones.

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B3 Subvenciones a la reducción de emisiones

. Junto a la incertidumbre relativa a la magnitud del daño social y del coste de reducción de la contaminación necesarios para establecer el tipo impositivo, y las dificultades de su ajuste a los cambios en el crecimiento económico y la inflación, la frecuente presencia en el mundo real de situaciones de competencia imperfecta también plantea dudas sobre la robustez de este enfoque pigouviano (Baumol y Oates, 1988). Los impuestos son apropiados en condiciones de competencia imperfecta si la magnitud del daño es grande en relación con los costes privados de la empresa; no obstante, carecen del efecto deseado mientras no se corrija la imperfección del monopolio (Pearce y Turner, 1995). Las características del esquema de impuestos: requiere conocer qué se grava y cuánto se emite, lo hacen practicable sólo para fuentes de emisión identificables. Emisiones difusas, como las filtraciones de fertilizantes y pesticidas inorgánicos en agricultura, no pueden ser objeto del impuesto de emisiones. En su lugar, puede establecerse un impuesto sobre esta clase de insumos contaminantes de forma que, precios más altos, reflejando que una proporción de estos productos llegará a las aguas subterráneas o de superficie, pueden constituir un incentivo adecuado para su utilización más cuidadosa en beneficio del medio ambiente.

Una alternativa al esquema de impuestos podría ser el establecimiento de una

subvención que significase un premio para los contaminadores que reducen emisiones a partir de un nivel previamente fijado. El modelo teórico que analiza esta posibilidad en

30 La superioridad del estándar respecto al impuesto es clara en el caso de un contaminante, tan dañino, que deba prohibirse. En este caso, los costes del daño derivado del uso del contaminante serían incalculables. 31 Precisamente este potencial recaudatorio es causa de sospecha y rechazo por parte de los contaminadores.

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un escenario competitivo a corto y largo plazo (Pearce y Turner, 1995), no deja dudas sobre las razones que sustentan la oposición de los economistas a tal esquema. El modelo contempla por un lado, el comportamiento individual de la empresa contaminadora, y por otro, el del sector de actividad.

Desde la perspectiva de la empresa contaminadora individual, cuando ésta decide contaminar una unidad más aumentando su actividad (output), incurre en un coste de oportunidad puesto que renuncia a percibir la subvención que habría cobrado en caso de tomar la decisión contraria. En principio, esta empresa individual que conoce sus propios costes marginales de reducción, tiene un incentivo para reducir sus emisiones similar al que tendría con el impuesto. Se desplazaría al nivel eficiente de emisiones con el que alcanzaría el ingreso máximo en concepto de subvenciones después de restar los costes totales de reducción. A corto plazo, la posición financiera de la empresa subvencionada es mejor que la correspondiente al esquema de impuestos (de cuantía equivalente a la subvención) porque la subvención reduce el coste medio del output; esta circunstancia actúa como incentivo a la entrada de nuevas empresas en el sector. A largo plazo, mientras con los impuestos desciende la actividad del sector y con ella la contaminación, con las subvenciones crece el output sectorial y también las emisiones; aunque la contaminación por empresa ha descendido, el número de empresas ha aumentado. Una subvención introduce el riesgo de alterar las condiciones de acceso y salida al sector contaminador y puede provocar un aumento de la contaminación (Pearce y Turner, 1995). En lo que se refiere a otros aspectos de la aplicación del sistema de subvenciones, Field (1994) sugiere similitudes con el esquema de impuestos. Señala expresamente las incertidumbres relativas al establecimiento de los niveles de la base de referencia para medir las reducciones. Todos los contaminadores estarían interesados en que fuera lo más alta posible. Así, en la fase de planificación del sistema de subvenciones podría haber incentivos perversos al aumento de las emisiones con objeto de inducir un nivel elevado de la base de referencia.

Pese a la inconveniencia teórica del uso de subvenciones para el control de la contaminación, algunos autores (Dales, 2002) contemplan la posibilidad de acudir a un instrumento de esta naturaleza con carácter puntual en algún caso de contaminación difusa difícil de corregir; éste sería el de un agricultor que precisa la construcción de terraplenes en su explotación para frenar el avance de filtraciones contaminantes.

Una situación en la que las subvenciones pueden ser más efectivas es la que responde al sistema llamado de depósito–reembolso. Éste consiste en la combinación de un impuesto y una subvención aplicable en situaciones muy generalizadas, en las que la compra y el consumo (uso) de productos con efectos ambientales perjudiciales están muy diseminadas, lo cual dificulta o impide el control por la autoridad central. Para lograr un comportamiento ambientalmente correcto, los consumidores o usuarios reciben una subvención en el momento en que depositan los residuos en un punto fijado o autorizado por la autoridad ambiental. La subvención se financia con el importe de un impuesto llamado depósito que se paga en el momento de la compra32

32 Este sistema de depósito y reembolso fue introducido en Dinamarca para envases vacíos de bebidas y reconocido como legal por el Tribunal Europeo de Justicia en 1986 (Barnes et al., 1999).

. Este sistema favorece el reciclaje de algunos residuos y la eliminación controlada de otros, porque la subvención se concibe para estimular la competencia en el sistema de recuperación de residuos e incentivar a los usuarios a reducir o evitar el daño ambiental. Field sugiere la posibilidad de adaptar el sistema de depósito–reembolso a algunos contaminadores industriales convencionales.

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B4 Permisos (derechos) de contaminación negociables Cuando Dales en 1968 propuso el esquema descentralizado de control de

contaminación conocido como Permisos de Contaminación Negociables (PCN), pretendía evitar dos problemas importantes inherentes a la aplicación del sistema de control mediante impuestos, considerado el más eficiente entre los esquemas existentes. Por un lado, los posibles errores de cálculo y las incertidumbres relativas al ajuste del tipo impositivo al nivel y los cambios en los costes de reducción de emisiones, podrían erosionar la efectividad del impuesto como “incentivo” a la reducción de contaminación; por otro, el esquema debía acomodarse a los requerimientos del crecimiento económico (nuevos contaminadores) y a la posible inflación que modifica el valor real de los impuestos. El programa de permisos de contaminación negociables evita ambos problemas porque, en el mercado, los ajustes son automáticos.

La propuesta de PCN consiste básicamente en la creación, por la autoridad ambiental competente, de un cierto número de permisos o derechos a contaminar hasta una cuantía determinada según el estándar de emisión aceptable (podría pensarse en un derecho por cada unidad de contaminación, por ejemplo), para un periodo de tiempo establecido y su asignación, a un precio dado, entre las fuentes de emisión autorizadas al respecto, con algún criterio “justo” que tenga en cuenta sus necesidades de emisión33. Teóricamente, la autoridad ambiental podría crear el número de derechos correspondiente al nivel óptimo de contaminación (Pearce y Turner, 1995). Estos derechos a contaminar, que son derechos completos al uso de los sistemas naturales para arrojar vertidos (Dales, 2002), son transferibles, se pueden comprar y vender en un mercado de permisos creado a tal efecto34

33 Los permisos o derechos a contaminar se consideran “soluciones cantidad” frente a “soluciones precio” (impuestos).

. Aunque la autoridad reguladora puede reservarse una pequeña proporción de permisos para intervenir extraordinariamente en el mercado, el número total de permisos mantenidos por las fuentes de emisión establece el límite más alto de contaminación permitido. Tras la asignación de los permisos entre las fuentes de emisiones uniformes que suelen tener costes marginales de reducción diferentes, cada fuente tendrá que ajustar sus emisiones a las autorizadas en los permisos, a menos que pueda ponerse de acuerdo con otras fuentes para intercambiarse los permisos comprando y vendiendo (Field, 1994). En un mercado único de permisos, en el que todos los participantes interactúan libremente y conocen los términos (precios y otras circunstancias) de las transacciones, surgirá automáticamente un flujo de intercambios en el que las fuentes con mayores costes marginales de reducción preferirán comprar permisos a un precio inferior a sus costes de reducción y no limitar su contaminación; las fuentes con menores costes marginales de reducción preferirán reducir su contaminación y vender los permisos sobrantes a un precio superior a sus costes marginales de reducción. Todas las fuentes se benefician de estos intercambios (ganancias del comercio) porque pueden ahorrar o ingresar la diferencia de los costes de reducción que les permite la compra o la venta de permisos, respectivamente. Los intercambios (y las ganancias del comercio) continuarán hasta que se igualen los costes marginales de reducción de todas las fuentes. Como el número de permisos comercializados no ha cambiado, el estándar de contaminación se sigue satisfaciendo a un coste mínimo, como sucede en el sistema de impuestos. Tras las fluctuaciones iniciales de los precios, las fuerzas normales de la competencia estabilizarán el precio de los permisos en torno a lo que teóricamente sería el precio

34 En el mercado de derechos pueden participar individuos, empresas, ONGs e incluso naciones (gobiernos).

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óptimo, que es igual al coste externo marginal y al coste marginal de reducción en el óptimo de contaminación.

Si las autoridades mantienen el mismo estándar (cantidad) de contaminación, y al sector de actividad bajo control se incorporan nuevos participantes o los actuales desean ampliar su actividad, el precio de los permisos subirá por el aumento de la demanda. En este caso, las fuentes con costes de reducción más altos tendrán incentivo para invertir en tecnología de reducción de la contaminación y comprarán menos permisos, o venderán los sobrantes a los recién llegados; los nuevos participantes con altos costes de reducción comprarán permisos o invertirán en reducción; algunas fuentes abandonan la actividad; con pequeñas oscilaciones a corto plazo, el juego de la oferta y la demanda vuelve a establecer el precio de los permisos, con tendencia probable al alza reflejando que, con el crecimiento económico, el servicio sumidero del medio ambiente es más escaso (Dales, 2002).

La flexibilidad del esquema de permisos es evidente cuando las autoridades reguladoras consideran conveniente modificar el estándar ambiental (aumentarlo o reducirlo) por razones económicas o ambientales; podrían intervenir en el mercado ofreciendo más permisos o retirando los que consideren oportuno. En principio, un mercado de permisos negociables en un mercado competitivo, ofrece oportunidades a quienes no contaminan e incluso a quienes combaten la contaminación; los grupos ecologistas podrían comprar permisos y retirarlos del mercado. Esta solución sería eficiente porque revelaría la intensidad de su preferencia por la reducción de la contaminación en la expresión de su disposición a pagar en el mercado, pero no está exenta de problemas (Pearce y Turner, 1995).

Como se ha visto, la política ambiental de permisos de contaminación negociables tiene un fuerte potencial generador de incentivos dinámicos para la adopción de innovaciones de reducción de emisiones menos costosas. Field (1994) muestra que, teóricamente, el precio de mercado del permiso crea el mismo incentivo que un impuesto equivalente sobre las emisiones. No reduciendo su contaminación, las empresas (u otras fuentes) están renunciando a los mayores ingresos que podrían obtener vendiendo alguno de sus permisos. Pero, frente al rechazo natural que suscita entre los contaminadores el cobro de un impuesto, los permisos de contaminación negociables son bien acogidos porque distribuyen nuevos derechos de propiedad, valiosos porque son escasos, sobre el uso de los servicios ambientales de asimilación de residuos. Otra de las ventajas teóricas atribuidas al sistema de permisos es que ahorra gran parte de la actividad centralizada de seguimiento, control y ajuste que requieren los esquemas alternativos de limitación de emisiones, resultando más barato.

Pero las ventajas teóricas del sistema de PCN no impiden que éste tenga que adaptarse a las complejidades ambientales y económicas del mundo real, con merma de su aparente sencillez. Tal como se planteaba con el esquema de impuestos, la localización espacial de las fuentes de emisión puede originar daños ambientales diferentes según la capacidad asimilativas de los puntos de recepción de las emisiones. En estos casos, muy frecuentes, aunque el número de permisos distribuidos en el mercado se mantenga constante y se controle efectivamente el total de las emisiones, existe el peligro de que los intercambios de mercado produzcan acumulación de permisos en los puntos de recepción con menor capacidad de asimilación (puntos calientes) donde los daños son mayores. La zonificación, estableciendo áreas de mercado similares en cuanto a localización e impacto ambiental de las emisiones, junto con el establecimiento de reglas de intercambio adecuadas a cada zona, es una posibilidad del sistema de permisos. Así, la modalidad conocida como Sistema de Permiso Ambiental está basada en permisos definidos en relación al punto de recepción

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de emisiones; en cada punto de recepción se crea un mercado de permisos para el que se establece un estándar de calidad y el precio de los permisos se define por sus impactos ambientales; el sistema es complejo y difícilmente practicable, porque cada contaminador puede encontrarse con distintos mercados para distintos puntos de recepción. Más sencillo, pero ambientalmente menos eficiente es el Sistema de Permiso de Emisiones; en esta modalidad, los permisos se conceden a las fuentes de emisión de una zona ignorando sus efectos en los puntos de recepción; en esta zona, el contaminador sólo tiene un mercado y un solo precio para el permiso a contaminar. La fragmentación del mercado que acarrea la consideración de las condiciones ecológicas de la sustentabilidad, puede traducirse en una reducción sustancial de competencia entre compradores y vendedores con el peligro de “control” de mercado por algún participante o grupo de participantes con poder. La conciliación de las exigencias económicas y ambientales puede no ser fácil y tendrá que abordarse en cada caso.

Recientemente, el sistema de permisos de contaminación negociables goza de gran aceptación entre los responsables de las políticas de control ambiental. En su ámbito de competencia permanecen la decisión sobre el nivel del estándar ambiental, el establecimiento de las reglas del mercado y la creación de las instituciones propias de un mercado organizado de derechos. A los contaminadores corresponde decidir el modo más eficiente de reducir las emisiones. El ámbito de aplicación del esquema se extiende desde las negociaciones globales para control de las emisiones de CO2 que influyen en el cambio climático, hasta las locales para la protección de sistemas naturales afectados por vertidos de contaminadores localizados geográficamente. En particular, en USA se han creado permisos para emisiones “difusas” de fósforo y nitrógeno procedentes de la agricultura que contaminan aguas de superficie y subterráneas. En la Unión Europea, a comienzos de 2005 ha entrado en vigor el Mercado de Derechos de Emisión de Gases con Efecto Invernadero y en la reforma de la PAC de 2003 se introduce el sistema de pago único basado en derechos de ayuda incorporados en activos financieros (bonos) ligados a la producción de externalidades ambientales positivas negociables en un mercado financiero de derechos, cuyo desarrollo está aún lejos de producirse.

Para terminar, queremos recordar que éstos no son los únicos instrumentos susceptibles de ser usados para mitigar la contaminación ambiental. A modo de ejemplo citamos aquí los mecanismos de etiquetado y trazabilidad incluidos en la política ambiental de la UE a propuesta de los economistas, para reforzar los principios de transparencia y soberanía de los consumidores en los mercados. La trazabilidad ha adquirido importancia particular en relación con el uso de organismos modificados genéticamente en la producción de alimentos. A veces en forma de acuerdos voluntarios, con ella se trata de informar a los consumidores sobre la existencia o no de tales organismos en todas y cada una de las fases del ciclo de vida de los alimentos que como se indicó, con la globalización tiene lugar en gran medida en cadenas de oferta de alimentos controladas por grandes corporaciones globales, integradas verticalmente cuyo primer eslabón está formado por la agricultura

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