Asistencia Técnica Crecimiento Verde en Uruguay Instrumentos de Política para Control de la Contaminación del Agua y la Emisión de GEI por Fuentes Difusas Provenientes de la Actividad Agropecuaria Revisión de Experiencias Internacionales y Lineamientos para su Diseño para el Control de Nutrientes en la Cuenca del Río Santa Lucía (Uruguay) Este reporte es parte de una serie de cinco productos analíticos generados en el marco de la Asistencia Técnica Crecimiento Verde en Uruguay, del Banco Mundial: Crecimiento Verde: Hacia una estrategia para Uruguay (Español/ Inglés) Oportunidades de Mercado para Reposicionamiento e Innovación Verde. Análisis de la demanda de sostenibilidad en las industrias del turismo, lácteos, soja y carne vacu- na (Español/ Inglés) Modelaje de calidad de agua y actualización del plan de acción para calidad de agua en la cuenca del río Santa Lucía (Español) Cuentas de capital natural del Uruguay: una aproximación inicial y consideraciones para la institucionalización (Español) Instrumentos de política para control de la contaminación del agua y la emisión de GEI por fuentes difusas provenientes de la actividad agropecuaria. Revisión de expe- riencias internacionales y lineamientos para su diseño para el control de nutrientes en la cuenca del río Santa Lucía (Uruguay) (Español) INSTRUMENTOS DE POLÍTICA PARA CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN DEL AGUA Y LA EMISIÓN DE GEI POR FUENTES DIFUSAS PROVENIENTES DE LA ACTIVIDAD AGROPECUARIA REVISIÓN DE EXPERIENCIAS INTERNACIONALES Y LINEAMIENTOS PARA SU DISEÑO PARA EL CONTROL DE NUTRIENTES EN LA CUENCA DEL RÍO SANTA LUCÍA (URUGUAY) Práctica de Ambiente y Recursos Naturales para la región Latinoamérica y el Caribe Banco Mundial 21 de junio de 2018 © 2018 Banco Internacional de Reconstrucción y Desarrollo / Banco Mundial 1818 H Street NW, Washington, DC 20433 Teléfono: 202-473-1000; Internet: www.worldbank.org Algunos derechos reservados El presente documento ha sido realizado por el personal del Banco Mundial, con aportaciones externas. 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La licencia Creative Commons Reconocimiento permite copiar, distribuir, comunicar y adaptar la presente obra, incluso para fines comerciales, con las siguientes condiciones: Atribuciones— La obra debe citarse de la siguiente manera: Piaggio, M., Alpízar, F., Guzmán, M., Ruta, G. 2018. " Instrumentos de política para control de la contaminación del agua y la emisión de GEI por fuentes difusas provenientes de la actividad agropecuaria. Revisión de experiencias internacionales y lineamientos para su diseño para el control de nutrientes en la cuenca del río Santa Lucía (Uruguay)." Reporte técnico generado en el marco de la Asistencia Técnica de Crecimiento Verde en Uruguay. Banco Mundial, Washington, DC. Licencia: Creative Commons Reconocimiento CC BY 3.0 IGO Traducciones— En caso de traducirse la presente obra, la cita de la fuente deberá ir acompañada de la siguiente nota de exención de responsabilidad: “La presente traducción no es obra del Banco Mundial y no deberá considerarse traducción oficial de este. El Banco Mundial no responderá por el contenido ni los errores de la traducción”. Adaptaciones— En caso de que se haga una adaptación de la presente publicación, la cita de la fuente deberá ir acompañada de la siguiente nota de exención de responsabilidad: “Esta es una adaptación de un documento original del Banco Mundial. Las opiniones y los puntos de vista expresados en esta adaptación son exclusiva responsabilidad de su autor o de sus autores y no son avalados por el Banco Mundial”. 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CONTENIDO Agradecimientos .................................................................................................................................................... 1 Resumen Ejecutivo................................................................................................................................................. 2 Executive Summary (English version) .................................................................................................................... 4 Resumen Ampliado ............................................................................................................................................... 6 Parte I: Revisión de las experiencias internacionales para el control de la contaminación de fuentes difusas, asociada a uso de pesticidas, nutrientes, y gases de efecto invernadero (GEI), provenientes de la actividad agropecuaria ....... 6 Parte II: Oportunidades para el diseño de instrumentos de política para el control de la contaminación por exceso de nutrientes provenientes de fuentes difusas relacionadas a la actividad agropecuaria en la cuenca del Río Santa Lucía en Uruguay ............................................................................................................................................................................................. 12 Referencias ............................................................................................................................................................................................. 22 Introducción ......................................................................................................................................................... 24 PARTE I. Revisión de las experiencias internacionales para el control de la contaminación de fuentes difusas, asociada a uso de pesticidas, nutrientes, y GEI, provenientes de la actividad agropecuaria ............................... 26 1. Actividad agropecuaria y contaminación ambiental ............................................................................................................... 26 2. La contaminación de la actividad agropecuaria como problema económico e instrumentos de política para control de la contaminación ............................................................................................................................................................................. 31 2.1. La generación de externalidades como consecuencia de las decisiones privadas de producción.................. 32 2.2. Instrumentos de política para el control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria ............. 36 3. Control de la contaminación difusa agropecuaria en la práctica ........................................................................................ 56 3.1. Marcos normativo ............................................................................................................................................................... 57 3.2. Impuestos o subsidios sobre las emisiones esperadas o insumos/prácticas........................................................... 59 3.3. Mercados ............................................................................................................................................................................. 67 3.4. Regulación ............................................................................................................................................................................ 74 3.5. Programas de acuerdos voluntarios............................................................................................................................... 76 4. Conclusiones ....................................................................................................................................................................................... 92 Referencias ............................................................................................................................................................................................. 97 Anexo A. ...............................................................................................................................................................................................101 PARTE II. Oportunidades para el diseño de instrumentos de política para el control de la contaminación por exceso de nutrientes provenientes de fuentes difusas relacionadas a la actividad agropecuaria en la cuenca del Río Santa Lucía (Uruguay) ................................................................................................................................. 109 5. Caracterización de las fuentes de contaminación difusas relacionadas a la actividad agropecuaria en la cuenca del río Santa Lucía .....................................................................................................................................................................................110 6. Instrumentos de política para control de la contaminación difusa en Uruguay ...............................................................114 6.1. Legislación general relacionada al ambiente ...........................................................................................................114 6.2. Regulación ..........................................................................................................................................................................115 6.3. Mecanismos voluntarios ...................................................................................................................................................117 6.4. Otros mecanismos relevantes.........................................................................................................................................119 7. Elementos para el diseño de instrumentos de política factibles de ser implementados en Uruguay ..........................121 i 8. Recomendaciones para ayudar al diseño de instrumentos de política para control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria en Uruguay .............................................................................................................................................. 123 Referencias ...........................................................................................................................................................................................131 Anexo B. ................................................................................................................................................................................................ 136 Anexo C. Actividades para la sesión de instrumentos de política para control de contaminación proveniente de la actividad agropecuaria ....................................................................................................................................................................137 Actividad 1: Percepción y priorización de problemas ambientales .............................................................................137 Actividad 2: Mesas de trabajo para identificación de elementos a considerar para el diseño de instrumentos de política que sean factibles de ser aplicados en el caso uruguayo. .............................................................................. 139 Anexo D. Resultados de la Actividad 2 del Taller del día 12 de junio de 2017 ................................................................143 Dinámica 1: Determinantes institucionales para la factibilidad de instrumentos basados en mercados existentes o la creación de nuevos mercados........................................................................................................................................143 Dinámica 2: Análisis de barreras institucionales para el desarrollo de instrumentos económicos para incentivar / desincentivar cambios en las prácticas productivas..........................................................................................................148 ii FIGURAS Figura 1. Marco para el diseño de políticas desde un modelo integrado. ............................................................................. 15 Figura 2. Marco conceptual de relaciones productivas insertadas en un sistema socio-ecológico. ................................... 25 Figura 3. Ingreso marginal, costo marginal privado, costo marginal social, y daño marginal. .......................................... 33 Figura 4. Desplazamientos entre retornos netos privados, calidad del agua, y cambio tecnológico. .............................. 34 Figura 5. Impuesto eficiente a las emisiones. .................................................................................................................................. 41 Figura 6. Evolución del excedente promedio de fósforo/ha., nitrógeno/ha., PBI agrícola, y línea de tiempo de los Planes de acción e instrumentos de política para control de contaminación por el uso de fertilizantes en Dinamarca. .................................................................................................................................................................................................................. 62 Figura 7. Evolución del excedente promedio de fósforo/ha., nitrógeno/ha., PBI agrícola, y línea de tiempo de los Planes de acción e instrumentos de política para control de contaminación por el uso de fertilizantes en los Países Bajos. ....................................................................................................................................................................................................... 63 Figura 8. Huella de carbono promedio de predios asociados al Origin Green Program.................................................... 91 Figura 9. Cuenca del Río Santa Lucía. ...........................................................................................................................................110 Figura 10. Marco para el diseño de políticas desde un modelo integrado. ........................................................................124 Figura C. 1. Árbol de factibilidad de instrumentos basados en incentivos económicos. .....................................................140 TABLAS Tabla 1. Instrumentos para el control contaminación difusa de origen agropecuario............................................................. 7 Tabla 2. Principales impactos de la agricultura en el medio ambiente. .................................................................................. 29 Tabla 3. Instrumentos para el control contaminación difusa de origen agropecuario.......................................................... 37 Tabla 4. Criterios de evaluación de los instrumentos. .................................................................................................................. 40 Tabla 5. Evaluación de los instrumentos de mercado basados en emisiones esperadas y basados en insumos o prácticas y en concentración ambiental. .......................................................................................................................................... 43 Tabla 6. Estándares basados en emisiones esperadas y en niveles de insumos y prácticas............................................... 51 Tabla 7. Resumen de impuestos y subsidios según base sobre la que se aplica. .................................................................. 61 Tabla 8. Programas de mercados de calidad del agua que involucran fuentes no puntuales. ......................................... 72 Tabla 9. Pagos por conservación relacionados con calidad del agua y GEI (parte 1). ...................................................... 82 Tabla 10. Pagos por conservación relacionados con calidad del agua y GEI (parte 2). ................................................... 83 Tabla 11. Pagos por conservación relacionados con calidad del agua y GEI (parte 3). ................................................... 84 Tabla 12. Pagos por conservación relacionados con calidad del agua y GEI (parte 4). ................................................... 85 Tabla 13. Pagos por conservación relacionados con calidad del agua y GEI (parte 5). ................................................... 86 Tabla 14. Algunos programas de etiquetados en países seleccionados. ................................................................................ 90 Tabla 15. Número de explotaciones comerciales y superficie según principal fuente de ingreso en la cuenca del RSL. ................................................................................................................................................................................................................111 Tabla 16. Aprovechamiento de la tierra en la cuenca del RSL 2011. ...................................................................................112 iii Tabla 17. Instrumentos de política para control de contaminación difusa de la actividad agropecuaria en Uruguay. ................................................................................................................................................................................................................115 Tabla 18. Caracterización de Impuestos a la Renta y Enajenación de Bienes Agropecuarios para los productores agropecuarios......................................................................................................................................................................................120 Tabla A. 1. Impuestos para control de contaminación no puntual. .......................................................................................... 101 Tabla A. 2. Estándares para control de contaminación difusa de la actividad agropecuaria. ......................................103 Tabla B. 3. Lista de entrevistas realizadas. .................................................................................................................................. 136 Tabla B. 4. Cuestionario para el desarrollo de la consulta de priorización y percepción de problemas ambientales. ................................................................................................................................................................................................................138 Tabla C. 5. Prácticas e insumos sobre los que se podría implementar instrumentos de política para incrementar o disminuir su utilización o práctica. ...................................................................................................................................................142 Tabla D. 6. Integrantes de los grupos de trabajo.......................................................................................................................143 Tabla D. 7. Puntos discutidos en cada uno de los grupos de trabajo respecto a la Dinámica 1. ....................................144 Tabla D. 8. Resumen de las discusiones en los grupos de trabajo respecto a la Dinámica 2. ..........................................148 CUADROS Cuadro 1. Contaminación puntual vs contaminación no puntual (difusa). ................................................................................ 27 Cuadro 2. Fallas institucionales, de política, y de mercado. ...................................................................................................... 31 Cuadro 3. Impuestos, Subsidios, Regulaciones y Derechos. ......................................................................................................... 42 Cuadro 4. Lecciones sobre el contexto socioeconómico, político y dinámico de los pagos por servicios ecosistémicos como instrumentos basados en incentivos. ....................................................................................................................................... 55 Cuadro 5. Yahara Pride Farms, acuerdos voluntarios que incrementan la calidad del agua. ........................................... 77 Cuadro 6. 4 Nutrient Stewardship. ................................................................................................................................................... 88 Cuadro 7. Origin Green Program para el control de GEI en la ganadería en Irlanda. ..................................................... 90 iv ACRÓNIMOS ANP Áreas Nacionales Protegidas BMP Best Management Practices CAA Clean Air Act CAD Dólares canadienses CAP Common Agriculture Policy CAT Trade Allowence Tradings CHR Central Husbary Register CIFOR Center for International Forestry Research COMAP Comisión de Aplicación de la Ley de Inversiones CONAFOR Comisión Nacional Forestal CPFU Code of Practice for Fertilizer Use CRP Conservation Reserve Program CSP Conservation Stewardship Program CWA Clean Water Act CZMA Coastal Zone Management Act DACC Proyecto de Desarrollo y Adaptación al Cambio Climático DGI Dirección General Impositiva DINAMA Dirección Nacional de Medio Ambiente DINAGUA Dirección Nacional de Aguas DKK Coronas danesas EE.UU. Estados Unidos de América EC Comisión Europea EPA Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos EQIP Environmental Quality Incentives Program ERC Emission reduction credits EUR Euros FAO Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura FIFRA Federal Insecticide, Fungicide, and Rodenticide Act FONAFIFO Fondo Nacional de Financiamiento Forestal FONAG Fondo para el Agua FONAMA Fondo Nacional de Medio Ambiente GAF Grassland Area Farmers GEI Gases de Efecto Invernadero GHGRP Greenhouse Gas Reporting Program IMEBA Impuesto a la Enajenación de Bienes Agropecuarios IRAE Impuesto a las Rentas de las Actividades Económicas IVA Impuesto al Valor Agregado JICA Japanese International Cooperation Agency LA Load of allocations v LFS Levy free surpluses MEF Ministerio de Economía y Finanzas MGAP Ministerio de Ganadería, Agricultura y Pesca MINAS Mineral Accounting System MOS Margin of Safety MVOTMA Ministerio de Vivienda, Ordenamiento Territorial y Medio Ambiente NAAQS National Ambient Air Quality Standards ND Nitrates Directive NECD National Emissions Ceilings NOAA National Oceanic and Atmospheric Administration NOK Coronas noruegas NPDES National Pollutant Discharge Elimination System NVZ Nitrate Vulnerable Zones NWQA National Water Quality Assessment NWQI National Water Quality Initiative OECD Organization for Economic Co-operation and Development OPYPA Oficina de Programación y Política Agropecuaria del MGAP OSE Obras Sanitarias del Estado PES Payments for Environmental Services PLI Pesticide Load Indicator PLS Planes de Lechería Sostenible PUMS Planes de Uso y Manejo del Suelo RBMP River Basin Management Plans RMA Resource Management Act RSL Río Santa Lucía SAD Standard Aerial Dose SDWA Safe Drinking Water Act SEK Coronas suecas SEMARNAT Secretaría del Medio Ambiente y Recursos Naturales de México SNAACC Secretaria Nacional de Ambiente, Agua y Cambio Climático TEP Tradeable emissions permits TMDL Total Maximum Daily Loads UdelaR Universidad de la República USDA United States Department of Agriculture VAT Value added tax WFD Water Framework Directive WLA Waste load allocations WQT Water Quality Trading WRI World Resources Institute WRP Wetlands Reserve Program vi AGRADECIMIENTOS El presente informe fue elaborado por Matías Piaggio, Francisco Alpízar, Marisol Guzmán y Gianni Ruta en el marco de la consultoría Review of the international experience in the design and use of economic instruments for environmental management from non-point sources, with an emphasis on non-point nutrient pollution in water bodies, pesticides pollution and greenhouse gas emissions from agriculture, and recommendations for its design and implementation in Uruguay, en el marco de la Asistencia Técnica del Banco Mundial Crecimiento Verde en Uruguay. Los tres primeros autores representaron a EfD (Environment for Development) -CATIE (Centro Agronómico Tropical de Investigación y Enseñanza), y Gianni Ruta al Banco Mundial. El presente documento fue sometido a un proceso de revisión por pares: los Prof. Suzy Kerr (Victoria University y Motu Economic and Public Policy Research, Nueva Zelanda), Prof. Miguel Carriquiry (Universidad de la República, Uruguay), Prof. Francisco Rosas (Universidad ORT, Uruguay), y PhD David Fleming (Motu Economic and Public Policy Research). Se agradece inmensamente a los revisores por sus comentarios y sugerencias para mejorar el análisis desarrollado a lo largo del documento. También se agradecen las contribuciones efectuadas por Paul Martin y Melissa Castera Errea. Por último, también se agradecen enormemente las sugerencias y recomendaciones proporcionadas por los revisores del Banco Mundial: Martin Raiser, Etienne Raffi Kechichian, Svetlana Edmeades, Marianne Fay y Catalina Ramirez. 1 RESUMEN EJECUTIVO En los últimos años, Uruguay no ha sido ajeno a las consecuencias de la contaminación difusa proveniente de la actividad agropecuaria. Los instrumentos de políticas pueden ser diseñados para cambiar el comportamiento de los individuos que generan emisiones contaminantes. La contaminación agropecuaria a través de fuentes difusas es originada por múltiples agentes, depende de variables climáticas, del ambiente, y los impactos pueden ser acumulativos. Todo esto hace que las emisiones de los productores agropecuarios sean muy difíciles (o extremadamente costoso) de monitorear, y de cuantificar individualmente. En Uruguay, el control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria se ha abordado en general a partir de programas de asistencia técnica voluntarios para promover prácticas productivas más limpias. Sin embargo, desde 2013 se generalizó la regulación del manejo de la cobertura de suelo, a través de la presentación de Planes de Uso y Manejo del Suelo (PUMS), incluyendo tierras bajo prácticas de riego y cultivos extensivos. A su vez, a partir del 2013 se introduce el Plan de Acción para la protección del agua en la cuenca del río Santa Lucía, el cual incluye medidas con fijación de estándares o regulaciones relacionadas con la contaminación de fuentes difusas de la actividad agropecuaria. Los objetivos de este trabajo son: i) analizar los instrumentos de política actuales relacionadas a la agricultura y su desempeño ambiental; y ii) delinear recomendaciones a explorar por tomadores de decisión respecto a nuevos instrumentos de políticas o modificaciones a instrumentos de políticas actuales. Para ello, se presenta una clasificación de los instrumentos de política para el control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria desde el punto de vista de la eficiencia económica, y se analiza las experiencias internacionales respecto su implementación. Este trabajo se hace a partir de los elementos recogidos en las entrevistas con hacedores de políticas y actividades de intercambio, junto con una extensa revisión bibliográfica. No se pretende traer una receta a ser aplicada de forma tácita, sino traer elementos que promuevan el diálogo y que ayuden a mejorar los instrumentos ya existentes. En general, los instrumentos de política pueden clasificarse en cuatro grandes categoríasi: i) instrumentos basados en los mercados existentes (ej. impuestos o subsidios sobre las emisiones o insumos correlacionados con las mismas), ii) la creación de mercados (ej. a través de la creación de créditos de emisión transables, o permisos transables), iii) regulación (ej. estándares y prohibiciones), y iv) acuerdos voluntarios incorporando la participación de la ciudadanía (ej. pagos por conservación, información, etc.). A partir del análisis de las experiencias internacionales, se identifican diferentes mecanismos para cuantificar la contaminación por la actividad agropecuaria: i) aproximaciones a las emisiones, como ser estimaciones de la pérdida de suelo y el traslado de fertilizantes a los cuerpos de agua, ii) indicadores específicos del desempeño del productor, como ser la cantidad de insumos contaminantes, y iii) concentraciones en el ambiente, es decir, medidas agregadas a nivel de la escala relevante (por ejemplo, cuenca hidrográfica). Respecto a los instrumentos de política basados en mercados ya existentes, en la Unión Europea existen algunos casos en que se intenta desarrollar la base impositiva a partir del daño potencial de los fertilizantes y pesticidas, y de las emisiones esperadas a partir de registros de uso de los mismos. Los Países Bajos cargaron un impuesto al excedente de fósforo y nitrógeno en el suelo, estableciendo umbrales y una tarifa escalonada. Por otro lado, Noruega aplica impuestos específicos al uso de pesticidas calculado en función del grado de toxicidad del producto, y del daño potencial de su aplicación para cada lugar. Similarmente, Dinamarca aplica impuestos a los principios activos contenidos en los fertilizantes, siendo el único país que mantiene vigente los impuestos al uso de fertilizantes. Varios países de la Unión Europea han removido la aplicación de impuestos al uso de fertilizantes. Eso es consecuencia principalmente de la presión del sector agropecuario, y de la falta de efectividad de los mismos para disminuir su uso. Esto puede ser consecuencia de la falta de sustitutos a esos insumos. Así, una conclusión del estudio es la importancia de acompañar políticas de impuestos con alternativas para sustituir los insumos o prácticas que se quieren desalentar, a modo de incrementar los incentivos de los productores hacia prácticas menos nocivas que no afecten su beneficio económico. 2 Finalmente, se analizan mercados de emisiones para la mejora de la calidad del agua existentes a nivel mundial. La experiencia activa – y prometedora - que implementa un mercado de calidad de agua para control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria es el caso del Lago Taupo, en Nueva Zelanda, y es analizado en profundidad en el reporte. A partir de analizar de forma conjunta la batería de instrumentos existentes en el país y considerando las experiencias internacionales, el reporte presenta una serie de recomendaciones a implementar en Uruguay: 1. Establecer un marco de modelación integrado para el diseño de políticas para promover articulación de información multidisciplinaria. 2. Profundizar el análisis de las opciones de mitigación de emisiones disponibles para los productores uruguayos. 3. Fijar metas realistas, y acordar de forma participativa las causas y las posibles soluciones para las cuales se diseñarán las políticas. 4. Revisar los esquemas tributarios existentes, y redirigirlos de forma tal que continúen promoviendo la producción, pero ayudando a alcanzar objetivos de calidad ambiental. El reporte presenta oportunidades a ser exploradas para redireccionar estos tributos, a modo de mitigar la exportación de nutrientes por fuentes difusas de la actividad agropecuaria. 5. Diseñar nuevos instrumentos de política que complementen los instrumentos ya existentes, ayudándolos a ganar eficiencia. Ejemplo de estos son los esquemas de depósito como complemento de un programa existente, o los mercados de aplicación de fertilizantes. Por otro lado, se podría analizar desarrollar esquemas de incentivos para la regeneración y conservación de áreas riparias. 6. Entender en detalle los procesos de toma de decisiones de uso del suelo, de aplicación de fertilizantes, y la reacción de los productores a los diferentes incentivos, tanto económicos como no económicos. 7. Entender las barreras a la adopción de tecnologías y participación en programas de política, incluyendo los costos de transacción, barreras al acceso de información, la ausencia o la estructura de los mercados, entre otros. 3 EXECUTIVE SUMMARY (ENGLISH VERSION) In recent years, Uruguay has been subjected to the consequences of diffuse pollution from the agriculture sector. Policy instruments can be designed to change the behavior of actors that generate polluting emissions. Agricultural pollution from diffuse sources is caused by multiple agents, depends on climatic and environmental variables, and the impacts can be cumulative. As a consequence, it is very difficult (or extremely expensive) to quantify and monitor individual emissions from agricultural producers. In Uruguay, the control of diffuse pollution from agricultural activities has been approached, in general terms, through voluntary technical assistance programs that promote cleaner production practices. However, since 2013 the regulation of land cover management has been extended nationwide. This regulation involves the submission of Land Use and Management Plans (PUMS) from farmers with land under irrigation practices and extensive crops. In addition, as of 2013, the Action Plan for water protection in the Santa Lucia River basin is established, which includes setting standards and regulations to reduce agricultural pollution from diffuse sources. The objectives of this study are: i) to analyze current policy instruments related to agriculture and its environmental performance; and ii) generate recommendations on new policy instruments or modifications to current policy instruments to be explored by decision makers. For this purpose, the study presents a classification of policy instruments for the control of diffuse pollution from agricultural sources from the point of view of economic efficiency, and a review of international experiences in the implementation of these instruments. This work is based on the results collected through interviews with policymakers and discussion activities, and on an extensive literature review. It does not intend to propose a definitive solution, but rather to generate elements to promote dialogue and to help improve existing instruments. In general, policy instruments can be classified into four broad categories1: i) instruments based on existing markets (e.g. taxes or subsidies on emissions or inputs correlated with them), ii) the creation of markets (e.g. through the creation of tradable emission credits, or tradable permits), iii) regulation (e.g. standards and prohibitions), and iv) voluntary agreements incorporating citizen participation (e.g. payments for conservation, information, etc.). Based on the analysis of international experiences, different mechanisms are identified to quantify pollution from agricultural activities: i) emissions proxies, such as estimates of soil loss and of fertilizers in water bodies, ii) specific indicators of producer contribution, such as the amount of polluting inputs; and iii) concentrations in the environment, that is, aggregated measures at a relevant scale (e.g. river basin). Regarding policy instruments based on existing markets, in the European Union there are some cases in which the tax base is determined by the potential hazard of fertilizers and pesticides, and by the expected estimated from fertilizers and pesticides use records. Netherlands charged a tax on the excess of phosphorus and nitrogen in the soil, establishing thresholds and a block tariff system. On the other hand, Norway applies taxes on the use of pesticides, and are estimated according to product toxicity and to their potential damage for each site. Similarly, Denmark applies taxes to fertilizers’ active principles, being the only country that still maintains taxes on the use of fertilizers. Several European Union countries removed the application of taxes on the use of fertilizers. This is mainly due to lobbying from the agricultural sector, and taxes’ ineffectiveness to reduce the use of fertilizers. The latter may be a consequence of the lack of substitutes for these inputs. Thus, one of the conclusions of the study is the importance of designing tax policies along with alternatives to replace the inputs or practices that are intended to be discouraged, in order to effectively move producers towards less harmful practices that do not affect their economic benefit. 1Sterner, T., & Coria, J. (2012). Policy Instruments for Environmental and Natural Resource Management . Journal of Chemical Information and Modeling (2nd ed., Vol. 53). New York: RFF Press. https://doi.org/10.1017/CBO9781107415324.004 4 Finally, this study analyses emissions markets related to the improvement of water quality. The active - and promising - case that involves a water quality market to control diffuse pollution from agriculture, is the case of Lake Taupo, in New Zealand. This case is thoroughly studied. From a joint analysis of the portfolio of existing instruments in Uruguay and international experiences, the report presents a series of recommendations to be implemented in Uruguay: 1. Establish a comprehensive modeling framework for the design of policies to promote the articulation of multidisciplinary information. 2. Deepen the analysis of the emission mitigation options available to Uruguayan producers. 3. Set realistic goals and agree in a participatory way on the causes and possible solutions for which the policies will be designed. 4. Review existing tax schemes and redirect them in such a way that they continue promoting production while helping to achieve environmental quality objectives. The report presents opportunities to be explored to redirect these taxes to mitigate nutrients yields from diffuse sources of agriculture. 5. Design new policy instruments that complement existing instruments, helping them to gain efficiency. Two examples of these are deposit schemes to complement an existing program, and fertilizer use markets. In addition, the implementation of incentive schemes for the restoration and conservation of riparian areas could be explored. 6. Understand in detail farmers’ decision-making process regarding land use, fertilizers use, and the response of producers to different incentives, both economic and non-economic. 7. Understand barriers to technology adoption and participation in policy programs, including transaction costs, barriers to information access, absence and structure of markets, among others. 5 RESUMEN AMPLIADO La actividad agropecuaria es una de las principales actividades económicas en el mundo, debido a que provee alimentos, divisas a los países exportadores, y es el medio de subsistencia y empleo de millones de hogares (FAO 2015). Como consecuencia de la actividad agropecuaria, se generan impactos involuntarios que pueden deteriorar la calidad del ambiente, principalmente relacionado a los suelos, cuerpos de agua y emisiones de gases de efecto invernadero. Esto se produce por que las decisiones privadas de producción no consideran el impacto sobre el resto de la sociedad. Por ende, es deseable desarrollar políticas para mejorar el bienestar social en general, buscando incrementar tanto la calidad ambiental como los beneficios económicos de los productores agropecuarios. Sin embargo, en general esta contaminación proviene de fuentes difusas, es originada por múltiples agentes, son muy difíciles (o extremadamente costoso) de monitorear, al tiempo que las consecuencias presentan alta variabilidad en tiempo y espacio. Esta realidad representa aspectos particulares a la hora de diseñar instrumentos para el control de la contaminación de esta actividad. La primera parte del presente documento presenta un marco para ordenar los instrumentos de política para control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria desde el punto de vista de la eficiencia económica, y sistematiza las experiencias internacionales respecto a la aplicación de instrumentos de política para control de la contaminación como consecuencia de estas actividades. Si bien hace especial énfasis en los instrumentos de política basados en incentivos económicos de cumplimiento obligatorio, como ser impuestos, subsidios, y creación de mercados, se plantea un marco general y se repasa también el rol de las políticas de regulación, educación, pagos por conservación y acuerdos ambientales, e información y certificación. La segunda parte del documento resume los instrumentos de política para control de nutrientes provenientes de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria en la cuenca del Río Santa Lucía, Uruguay, y analiza los posibles instrumentos que son factibles de implementarse para complementar los instrumentos de política ya existentes. PARTE I: REVISIÓN DE LAS EXPERIENCIAS INTERNACIONALES PARA EL CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN DE FUENTES DIFUSAS , ASOCIADA A USO DE PESTICIDAS, NUTRIENTES, Y GASES DE EFECTO INVERNADERO (GEI), PROVENIENTES DE LA ACTIVIDAD AGROPECUARIA En general, los instrumentos de política pueden clasificarse en cuatro grandes categorías (Tabla 1): i) instrumentos basados en los mercados existentes (ej. impuestos o subsidios sobre las emisiones o insumos correlacionados con las mismas), ii) la creación de mercados (ej., a través de la creación de créditos de emisión transables, o permisos transables), iii) regulación (ej. estándares, prohibiciones, zonificación), y iv) acuerdos voluntarios incorporando la participación de la ciudadanía (ej. programas de educación, pagos por conservación, información, etc.). La primera categoría es denominada ‘utilizando los mercados existentes’. Esto comprende tasas e impuestos sobre las emisiones, los insumos, o la producción, tasas e impuestos a los usuarios, bonos relacionados al desempeño, sistemas de depósito y devolución, la creación de subsidios específicos, o parcialmente, la reducción de subsidios perversos. También en esta categoría se contemplan los reembolsos a los pagos de emisiones, y los créditos subsidiados. 6 Tabla 1. Instrumentos para el control contaminación difusa de origen agropecuario. Medida sobre la que se carga Mecanismo Insumos / Prácticas Proxy emisiones Concentración ambiental  A la compra de fertilizantes o  Cargas de nutrientes pesticidas. (modelado,específicas a  Impuestos sobre Utilizando mercados Impuestos y/o  A las aplicaciones de abono. cada parcela o uniformes)  Aplicaciones en exceso de la concentración Subsidios  Compartir costos u otros subsidios a la nutrientes ambiental compra de insumos o prácticas que reducen contaminación.  Respecto a pérdida neta  Subsidios por cambio cultivo. del suelo (estimada)  Transacciones de créditos de emisiones (estimadas) mercados Creando Mercados  Insumos  Esquemas de límites e intercambio de emisiones (estimadas)  Registros pesticidas.  Restricciones basadas en cargas de nutrientes  Restricción a la aplicación de Estándares (modeladas) fertilizantes.  Regulación a la aplicación Regulación  Uso obligatorio de prácticas control excesiva de nutrientes contaminación.  Responsabilidad Responsabilidad  Negligencia estricta / legal Negligencia participación  Contratos cambio uso suelo. Mecanismos Contratos / Bonos  Contratos para la adopción de con prácticas conservación nutrientes (Fuente: Elaboración propia en base a Ribaudo et al., 1999, Shortle y Horan, 2001, y Sterner y Coria, 2012) La segunda categoría, se denomina ‘creando mercados’ y consiste en el diseño de mecanismos que definan derechos de propiedad. La asignación de derechos de propiedad no significa la privatización del ambiente, sino que muchas veces una gestión sostenible se alcanza a través de la gestión comunal, o pública. Derechos de propiedad bien definidos y costos de transacción bajos permiten a las partes involucradas alcanzar una solución eficiente a posibles daños ambientales que una parte le cause a la otra (Coase 1960). Sin embargo, la solución puede ser diferente según a que parte se le asignen los derechos, con implicancias tanto a nivel de bienestar social como de justicia (CORE 2016). La categoría de `regulaciones ambientales’ incluye estándares, prohibiciones, permisos o cuotas (no negociables), y regulaciones que refieren al momento y ubicación donde se realizan las actividades (zonificación). Las licencias y las reglas de responsabilidad legal también pertenecen a esta categoría, vinculándola a las disciplinas relacionadas con el derecho y el cumplimiento de las políticas. Finalmente, la categoría ‘involucrando a la ciudadanía’ incluye mecanismos tales como la diseminación de información, etiquetado, y la participación de la ciudadanía en la gestión de los recursos y el ambiente. En general, estos mecanismos implican una participación voluntaria de la ciudadanía. Los programas de educación y asistencia técnica han sido el abordaje que más se ha desarrollado en general para el control de la contaminación difusa en la actividad agropecuaria. A su vez, han ganado gran popularidad en los últimos años los pagos para la conservación, así como auditorías y certificaciones ambientales (principalmente al nivel de empresas), que se puede usar en conjunto con las políticas de etiquetado provisión de información. Todas las categorías anteriores buscan cambiar el comportamiento de los agentes, pero a través de diferentes fundamentos. Mientras que las dos primeras se basan en cambiar los precios relativos que afrontan los agentes a la 7 hora de tomar sus decisiones de producción y mitigación de emisiones, las regulaciones se basan en prohibiciones y el control. La regulación se encuentra, en general, secundada por multas, al tiempo que los mecanismos a través de los precios relativos necesitan verse respaldados por instrumentos normativos. Esto indica que, en realidad, no hay un solo mecanismo funcionando en cada uno de los grupos instrumentos, sino que unos necesitan de los otros. A su vez, mientras que estos tres grupos de instrumentos son mecanismos que logran alcanzar una cierta meta ambiental asegurando el cumplimiento de la misma (si son bien diseñados e implementados), el alcanzar un objetivo ambiental a partir de los instrumentos que buscan involucrar a la ciudadanía depende fuertemente de la participación voluntaria de los agentes. Así, la efectividad de los instrumentos de participación voluntaria ha sido cuestionada cuando se afronta el problema de cambiar el comportamiento de productores que buscan obtener la mayor ganancia monetaria (Ribaudo et al., 1999). Sin embargo, estos instrumentos muchas veces son utilizados de forma conjunta con los de las otras categorías. A su vez, existen diversos esquemas, bajos ciertos acuerdos institucionales y políticos, en que instrumentos del tipo de acuerdo voluntarios pueden ser exitosos para la gestión de recursos naturales. Los casos más estudiados refieren esquemas de co-gestión para la explotación de recursos de uso común en pesquerías de pequeña escala, a partir de las contribuciones de Ostrom (1990). La Tabla 1 presenta aquellos instrumentos que son más utilizados para el control de la contaminación difusa proveniente de la actividad agropecuaria. Sin embargo, a la hora de diseñar instrumentos de política para control de la contaminación difusa proveniente de la actividad agropecuaria, surgen dos aspectos fundamentales a resolver previo a pensar que instrumento utilizar (Shortle et al., 2012): i) ¿a quién controlar?, y ii) ¿Qué controlar? La contaminación como consecuencia de la actividad agropecuaria en general proviene de fuentes difusas y es originada por múltiples agentes. A su vez, depende fuertemente de la ubicación geográfica, de las características del clima, suelo, y topográficas, y del hecho de que los impactos pueden ser acumulativos. Todo esto hace que las emisiones de los productores agropecuarios sean muy difíciles (o extremadamente costoso) de monitorear, y que en general, sólo se puedan observar a nivel agregado, confundiéndose también con otras posibles fuentes de emisiones de origen no agropecuario (como ser fuentes puntuales o urbanas). Por un lado, no conocer quiénes son los responsables, y su grado de responsabilidad, crea dificultades para el diseño de políticas para el control de la contaminación difusa. Esto puede ser resuelto de una manera u otra a partir de análisis de diagnóstico, e involucramiento de los agentes involucrados relevantes, así como mecanismos de monitoreo y relevamiento de información. A su vez, este punto necesita una discusión respecto a los derechos de propiedad en relación a la calidad del recurso degradado, y elaborar un consenso respecto a lo que cada instrumento representa en relación a este aspecto. Por otro lado, la dificultad de medición de las emisiones difusas hace que el diseño de políticas ha de basarse en medidas alternativas a la medición directa de las emisiones. En general, las más empleadas son: i) aproximaciones a las emisiones, como ser estimaciones de la pérdida de suelo y el traslado de fertilizantes a los cuerpos de aguas superficiales y subterráneas, ii) indicadores específicos del desempeño del productor, como ser la cantidad de insumos contaminantes (fertilizantes o pesticidas), u otros insumos o prácticas correlacionadas con el flujo de contaminación, y iii) concentraciones en el ambiente, es decir, medidas agregadas a nivel de la escala relevante (por ejemplo, cuenca hidrográfica). Al elegir un instrumento de política para alcanzar una meta ambiental, es deseable que este sea costo-efectivo, es decir, lograr la mayor efectividad, al menor costo posible. Así, el instrumento elegido dependerá de la meta que se defina. Muchas veces, es imposible diseñar el instrumento perfecto, porque es difícil observar de donde provienen las emisiones, y cuál es con exactitud el daño que causa. Ante esto, surge la necesidad de realizar políticas sobre medidas que sean cuantificables, como ser la estimación mediante modelos para cada unidad de producción, o los insumos o prácticas desarrolladas en cada unidad de producción, y que realmente reduzcan el problema de la contaminación, a pesar de que el daño exacto siga siendo desconocido. Esto permite enfocar las políticas solamente sobre aquellas unidades de producción cuyas prácticas productivas o usos de insumos estén realmente generando una externalidad negativa. Sin embargo, tener claro como difieren los instrumentos que son factible de diseñarse respecto al instrumento que es ideal, aunque no factible, es muy útil como punto de referencia, para poder entender que tanto los instrumentos que elegimos diseñar se alejan de los mejores desde el punto de vista de la sociedad. Adicionalmente, los costos de la implementación de los instrumentos de política se suelen distribuir de manera diferenciada entre los que contaminan y el resto de la sociedad. Así, es que es relevante preguntarse si los instrumentos están logrando alcanzar una disminución en la contaminación de forma costo-efectiva. 8 Si bien las estrategias de regulación muchas veces han sido efectivas para lograr reducciones en la contaminación, desde el punto de vista teórico han sido criticadas debido a la pérdida de eficiencia que representan respecto a los instrumentos basados en cambios en los precios relativos. Además, presentan mayor dificultad para ser implementados (debido a la necesidad de monitoreo y de información), y la poca flexibilidad para permitir tomar ventaja de la heterogeneidad en las emisiones provenientes de diferentes fuentes (es decir, no permite tomar ventaja de las diferencias en los costos marginales de mitigación entre fuentes). Sin embargo, no se debe olvidar que existen situaciones en las que la regulación es preferida. Un claro caso es aquel en que los costos esperados del uso de un insumo o un proceso exceden los beneficios para cualquier nivel en que estos sean empleados (Shortle y Horan, 2001). A su vez, en general los instrumentos de regulación son fundamentales para apoyar el cumplimiento de otros instrumentos. Otros aspectos importantes a tener en cuenta a la hora de diseñar un instrumento son los costos para su implementación y administración, y la flexibilidad, tanto para productores como para el regulador frente cambios que haga que necesiten tener ajustes. En este punto, es importante resaltar que no existe un solo instrumento de política adecuado. El instrumento a elegir depende de las condiciones políticas, institucionales, y de mercado del lugar donde se necesite resolver un problema ambiental, así como de las características de los productores. Por ejemplo, no es lo mismo crear incentivos económicos a productores que buscan maximizar sus ganancias monetarias que a productores que realizan actividades agropecuarias para su subsistencia, tanto respecto al cumplimiento de la meta ambiental, como de los efectos sobre los productores. Por otro lado, en general es deseable combinar instrumentos. Por ejemplo, la legislación ha de dar marco regulatorio a los instrumentos basados en incentivos, al mismo tiempo que las regulaciones muchas veces están acompañadas por sanciones monetarias a través de multas. También es posible implementar instrumentos que desalientan las prácticas y uso de insumos contaminantes conjuntamente con otros que promuevan las mejores prácticas e insumos menos nocivos. Las combinaciones de instrumentos fortalecen el cumplimiento y la coherencia de los instrumentos para buscar un objetivo común. A su vez, es muy relevante remarcar que aquellos instrumentos que cargan la responsabilidad al que genera la contaminación, también pueden afectar la rentabilidad y competitividad de los productores agropecuarios. Esto puede llevar a quiebras, o decisiones de dejar de producir, en algunos productores. Si bien, desde el punto de vista de la sociedad no es deseable mantener productores que no son eficientes, en el proceso seguramente habrá ganadores y perdedores. A su vez, instrumentos que restrinjan la producción en áreas agropecuarias importantes pueden elevar costos y precios de alimentos, afectando también al consumidor urbano de bajos recursos. Esto es menos relevante cuando se regula actividades cuyo destino principal es la exportación. En 2008, la OECD informó que en sus países miembros se implementaban 346 instrumentos de política para disminuir la contaminación de fuentes difusas a los cursos de agua (198 para contaminación de nutrientes, 119 de pesticidas, y 29 para ambos tipos de contaminantes) (OECD 2008). La gran mayoría de estos instrumentos son de tipo regulatorio, al tiempo que instrumentos asociados a la información o a los pagos voluntarios por conservación también son ampliamente empleados. Similares resultados hemos encontrado a lo largo de nuestro trabajo a la hora de extender y actualizar la revisión de la OECD principalmente a Latinoamérica. Son claramente muy pocas las experiencias en que se han implementado instrumentos basados en mercados existentes o creación de nuevos mercados. El amplio uso de los instrumentos de cumplimiento voluntario deja en evidencia un claro predominio de una visión que cede los derechos de emisión a quiénes generan las mismas, con un rol del Estado que intenta disminuir las consecuencias de degradación ambiental haciéndose cargo él mismo de los costos que esto conlleva. Si bien esto marca una postura respecto a los derechos de propiedad, y que desde el punto de vista económico no es eficiente debido a que no necesariamente se disminuyen las emisiones que causan mayor daño al menor costo, puede que en realidad sea la aproximación óptima, si otros escenarios no son factibles desde el punto de vista político. En lo que respecta a instrumentos de política basados en mercados ya existentes, la mayoría de los casos en que estos son empleados, son aplicados a través de impuestos a insumos cuyo contenido de sustancias contaminantes este correlacionada con las emisiones, aplicados a una tasa uniforme para todos los productores. Esta aproximación se ha seguido principalmente en la Unión Europea a partir de la implementación de la Directiva de Nitratos (ND) en 1991. Sin embargo, existen dos casos en que se intenta desarrollar la base impositiva a partir del daño potencial y las 9 emisiones esperadas. Por un lado, los Países Bajos cargaron un impuesto al excedente de fósforo y nitrógeno en el suelo, estableciendo umbrales y una tarifa escalonada. Por otro lado, Noruega aplica impuestos específicos al uso de pesticidas calculado en función del grado de toxicidad del producto, y del daño potencial de su aplicación para cada lugar. Los impuestos uniformes, que son menos costo-efectivos debido a que se aplican sin discriminar el potencial daño ambiental de su aplicación en diferentes lugares, tienen la ventaja de que son claramente entendidos por los productores e incorporados en su función de costos de producción. Sin embargo, no será una solución eficiente, ya que el daño no depende sólo del insumo, sino también de las prácticas productivas, el cultivo, la localización, y el momento de la aplicación. Por otro lado, si bien los instrumentos basados en emisiones esperadas son más eficientes, el éxito de su implementación está sujeto a la vasta comprensión por parte de los productores agropecuarios de cómo sus acciones afectan las emisiones esperadas. En ese sentido, la aproximación holandesa, a través del excedente de nutrientes en el suelo, es un elemento que puede asegurar la mayor eficiencia. Sin embargo, esta experiencia se ha removido, por diferentes tipos de fallas, tanto por no alcanzar los objetivos de calidad ambiental, como por acciones específicas que llevaron al reclamo de los productores (Wright, 2006). La aplicación basada en la medición se verá cada vez más fortalecida, dada la creciente oferta de herramientas tecnológicas que disminuyan los costos de transacción de este tipo de medidas, en conjunto con la implementación de registros y planes de uso de fertilizantes. A su vez, complementar este tipo de medidas con pagos de suma fija para ayudar a la salida de lugares de producción cuyo daño marginal es mayor a los beneficios es deseable, junto con ayudas a la implementación de mejores prácticas. Esto ayuda a promover el cuidado de las zonas más vulnerables, por ejemplo, a través de acuerdos voluntarios de conservación, o programas de mejora tecnológica. Estos podrían ser financiados con el mismo impuesto, principalmente si los impuestos son uniformes a todos los productores. A su vez, para que el diseño de impuestos basado en insumos sea eficiente, éste debe de regular todos los insumos en función de su principio activo. Esto incrementa la complejidad y disminuye la flexibilidad para el regulador, ya que, frente a cambios en las condiciones de mercado, debe de ajustar muchos parámetros. Si lo basara en emisiones esperadas, debería de ajustar sólo un parámetro. A modo de ganar simplicidad en el diseño de los impuestos basados en subsidios, por lo general se diseñan respecto a unos pocos principios activos que son sencillos de observar. Esto viene a desmedro de nuevamente, perder eficiencia en el control de la contaminación ambiental. Mientras que los impuestos al uso de pesticidas se mantienen activos en muchos países, en la actualidad Dinamarca es el único país del mundo que mantiene impuestos a los principios activos contenidos en los fertilizantes. Algunos países los han removido argumentando que afectan la competitividad del sector agropecuario nacional, al unirse a la Unión Europea en 1994, como el caso de Austria y Finlandia. A diferencia de éstos, Suecia lo mantuvo hasta 2010, cuando al argumento de la competitividad se unió el argumento de que la producción de carne había disminuido de forma tal que el impuesto ya no tenía sentido ya que la actividad agropecuaria ya no era una gran amenaza a la calidad del agua. Distinto es el caso de los Países Bajos, donde el esquema era complejo, y se dieron condiciones de excepciones y coyunturas que llevaron al agotamiento del esquema del MINAS (Wright, 2006). Adicionalmente, un elemento que dificulta la efectividad del instrumento es el hecho de que la demanda de fertilizantes no varía demasiado frente a cambios en el precio de los mismos (lo que en términos económicos se denomina una baja elasticidad de precio). Esto es en general, consecuencia de que son insumos imprescindibles para los que existen pocos sustitutos. Esto hace que los impuestos sobre fertilizantes y pesticidas pueda no ser una herramienta efectiva (Skevas et al., 2013). Sin embargo, se han identificado algunas elasticidades altas en lo que respecta a algunos pesticidas en Suecia y Dinamarca cuando se analiza la elasticidad de precios en productos específicos. Esto puede estar asociado a la heterogeneidad entre productos, así como al surgimiento de nuevos elementos sustitutos. Esto indica la importancia de acompañar políticas de impuestos con alternativas para sustituir los insumos o prácticas que se quieren desalentar. Un impuesto uniforme a todos los productos que se aplica a productores con baja elasticidad-precio puede más bien servir como fuente de recaudación para desarrollar y ayudar a adoptar formas de producción más limpia (Skevas et al., 2013). Por otro lado, no es muy popular el uso de subsidios de cumplimiento obligatorio para la promoción de mejores prácticas o de uso de insumos menos contaminantes. Por ejemplo, Corea del Sur subsidia los fertilizantes orgánicos. Pero no es algo que se distinga de forma generalizada. Alternativamente, existen exoneraciones impositivas a aquellos 10 productores que cumplan con ciertos requisitos de presentación de planes de manejo de fertilizantes y pesticidas en Noruega y Dinamarca. Esta herramienta podría profundizarse, a modo de incrementar los incentivos de los productores hacia prácticas menos nocivas que no afecten su beneficio económico. Adicionalmente, si bien no es un instrumento de política en sí, muchos países han transitado el camino de remover los subsidios a fertilizantes y pesticidas, principalmente en la Unión Europea. Esto es un aspecto controversial, ya que esta herramienta es en general un elemento para la promoción de la competitividad del sector. Esta práctica aún se aplica incluso en algunos países de la Unión Europea, como ser Polonia, Portugal, Eslovenia, Chipre y España. La remoción de este tipo de subsidios sería de por sí un muy buen primer paso para mejorar la calidad del ambiente cambiando los incentivos económicos de los productores agropecuarios. En lo que respecta a la creación de mercados de emisión, Selman y Greenhalgh (2012) presenta una vasta revisión de los mercados para mejora de calidad del agua existentes a nivel mundial. Los mercados de emisiones buscan distribuir el derecho a generar emisiones. Así, las empresas cuyo costo de mitigación de emisiones es menor, pueden vender el derecho de generar emisiones a otras empresas dónde el costo de mitigación es mayor, a cambio de no generar las emisiones ellos mismos. En general, los mercados de emisiones apuntan a disminuir las emisiones de fuentes de contaminación puntual. A veces, las entidades generadoras de fuentes de contaminación puntual pueden compensar sus emisiones a través de financias mejoras en las prácticas agropecuarias que disminuyan las emisiones de esta actividad. Esto es debido a que en general, a partir de cierto nivel de mitigación, disminuir las emisiones del sector agrícola es más costo-efectivo que disminuir de las fuentes puntuales. Existe sólo una experiencia activa que implementa un mercado de calidad de agua para control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria: el caso del Lago Taupo, en Nueva Zelanda. A su vez, si bien hay otros casos que ya no se encuentran activos, como el caso de transferencias de derechos de producción de abono en los Países Bajos, y el caso de los distritos de riego para pasturas en California, EE.UU, éstos pueden brindar elementos interesantes. El caso del Lago Taupo, en Nueva Zelanda, es el único que podría considerarse un caso de mercado de emisiones de fuentes difusas puro. Para ello, el gobierno regional de Waikato ha establecido desde 2010 un límite a la concentración ambiental de nitrógeno en los niveles actuales, buscando una disminución del 20 por ciento al 2020. A su vez, se ha creado un Fondo de protección ambiental con fondos públicos con el fin de adquirir gradualmente derechos de emisión (y así retirarlos), así como financiar acciones de protección ambiental. Se han asignado derechos explícitos a los productores de generar una cierta carga de contaminantes, en función de su desempeño en años anteriores. Así, quiénes requieran de incrementar sus descargas de nitrógeno por encima de su cuota, tendrán que adquirir cuotas a otros productores. Las emisiones son calculadas según el Plan de Manejo de nitrógeno que cada productor presenta, y los derechos se asignan en base al promedio de pérdidas de nitrógeno entre 2000 y 2005. Este punto ha resultado controversial entre los actores involucrados, ya que aquellos terratenientes que en la actualidad tienen bosque pero desean convertir su suelo a actividades productivas deberán de adquirir permisos, al tiempo que los que ya están produciendo los recibirán de forma directa. Entre 2009 a Junio de 2014 se habían realizado 23 transferencias al Fondo de protección, por un total de 151.066 Kg. de nitrógeno, al tiempo que se habían realizado 12 transacciones entre productores, para un total de 17.634 Kg. de nitrógeno. Este es un número considerable de transacciones, lo que representa un esquema exitoso, al tiempo de que el hecho de que el fondo haya logrado retirar hasta 20 por ciento de los permisos originales, hace pensar que se podrá llegar a la meta planteada (Kerr et al. 2015). Sin embargo, no es posible evaluar aún la efectividad del instrumento para mejorar la calidad del agua, debido a que los tiempos de residencia del agua en el Lago Taupo y los de residencia de los nutrientes en los acuíferos subterráneos son muy extensos respecto al período de implementación que lleva el instrumento. Una alternativa a este esquema es el que se implantó en los Países Bajos, entre 1994 y 1997. En este caso, lo que se transaban no eran permisos de emisiones, sino permisos a la producción de abono. Las cuotas podían ser transadas únicamente entre regiones con déficit a regiones con exceso de nutrientes en el suelo. De esta forma, se muestra cómo es posible crear un mercado a través de un insumo correlacionado con la calidad del curso de agua, teniendo en cuenta la característica biofísica del suelo. Menos útil a los fines de este documento es la experiencia de California. Esto es porque el problema en esa región es principalmente la contaminación por selenio (presente de forma natural 11 en los suelos de esa región, que se vertía a los cuerpos de agua al drenar el exceso de agua generado por el uso de riego). El exceso de agua es drenado en forma conjunta por los productores de cada uno de los siete distritos de riego presentes en la zona, a través de canales. Esto hace que sea posible la medición de las emisiones de cada uno de ellos, y por ende, tratarse como una fuente de emisiones puntuales. Al estar agregada las emisiones de los productores de cada distrito, los permisos de emisión se asignaban a cada distrito, y era a este nivel al cual podían transarse. En síntesis, existen cuatro elementos que son claves para la correcta implementación de este tipo de instrumentos: La existencia de un consenso a nivel político, y capacidad institucional para poder implementar instrumentos que alcancen el bienestar social. Esto trasciende a cualquier tipo de instrumento de política, siendo un requerimiento general.  Desarrollar los instrumentos conjuntamente con los involucrados, y tener la capacidad de implementarlos de forma gradual e irlos adaptando a medida que se vaya aprendiendo de la experiencia. Se ha visto que muchos esquemas han fracasado por el fuerte lobby de los afectados. En ese sentido, trabajar en conjunto con los involucrados, y de forma adaptativa, se vuelve importante.  Si se decide aplicar instrumentos basados en mercados, es fundamental que los productores agropecuarios comprendan la relación entre sus acciones, el estado del ecosistema, y los objetivos de política. Eso implica un proceso de trabajo en conjunto, a modo de alcanzar consensos y brindar información a los productores.  Si se implementan impuestos a las emisiones o a los insumos, es importante brindar de forma conjunta prácticas o insumos sustitutos. Los insumos y prácticas gravadas muchas veces son imprescindibles e insustituibles, por lo que el productor no cambia su comportamiento a pesar de sufrir un alza en el precio o los costos. No hay que olvidar que estos instrumentos buscan cambiar las decisiones de producción a través de cambios en los precios relativos. Para ello, necesitamos una alternativa que se haga más atractiva respecto a la que se desea desalentar. Si no existe alternativa, la alternativa será dejar de producir, lo que es a priori, algo no deseado. A su vez, creará resistencia por parte de los productores, al tiempo que posiblemente, simplemente no dejen de realizar su actividad, para lo cual esos insumos son imprescindibles. Por último, los instrumentos de política han de ser combinados, a modo de fortalecerse entre ellos, brindando señales que los lleven hacia un mismo objetivo, y que brinden tanto incentivos que desaliente las prácticas y uso de insumos nocivos como incentivos que promuevas la adopción de prácticas, tecnologías es insumos menos nocivos. Un primer paso que podría ser muy relevante es combinar la exigencia de fertilización basada en medición de balances de nutrientes en el suelo con la remoción de subsidios al uso de fertilizantes y pesticidas nocivos. En la misma línea, es importante que los diferentes incentivos que afrontan los productores den las mismas señales hacia el cumplimiento de los objetivos de calidad ambiental. Así, sustituir los subsidios a insumos contaminantes por subsidios a otro tipo de prácticas que ayuden al cumplimiento de la meta, no afectando la competitividad del sector, sería un primer paso muy importante. PARTE II: OPORTUNIDADES PARA EL DISEÑO DE INSTRUMENTOS DE POLÍTICA PARA EL CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN POR EXCESO DE NUTRIENTES PROVENIENTES DE FUENTES DIFUSAS RELACIONADAS A LA ACTIVIDAD AGROPECUARIA EN LA CUENCA DEL RÍO SANTA LUCÍA EN URUGUAY En los últimos años han tomado gran visibilidad pública los episodios de floraciones algales que se reflejan en el deterioro de la calidad del agua potable en diferentes cursos de agua en Uruguay. El evento de mayor visibilidad se dio en el año 2013, cuando el agua del grifo de los hogares de Montevideo comenzó a salir con mal olor y sabor como consecuencia de la presencia de floraciones algales en el Río Santa Lucía (RSL).2 A pesar de ello, la norma de calidad del agua para consumo humano siempre fue alcanzada por parte de la empresa proveedora. 2“OSE continúa trabajando para solucionar mal olor y sabor del agua” (09 de marzo de 2013). LaRed21; “Informes de la DINAMA ratifican contaminación en el río Santa Lucía” (04 de abril de 2013). El Observador; “Científicos alertan alto riesgo de que vuelvan algas al Santa Lucía” (04 de enero de 2014). El País; “OSE confirma focos de agua no potable en Maldonado” (09 de mayo de 2015). El País. 12 Los episodios de floraciones algales son consecuencia de diversos factores. Entre ellos, un factor relevante es la existencia de elevados niveles de nutrientes en las aguas de la Cuenca del Santa Lucía. Este es un problema creciente, para el cual se encuentra evidencia al menos desde 1988 (Failde et al., 2015). Otros estudios brindan información en el mismo sentido, como los reportes elaborados en conjunto entre DINAMA y JICA (MVOTMA-JICA, 2010) y la Universidad de la República (UdelaR, 2013). En la cuenca del RSL conviven diversas actividades agropecuarias, industriales, y poblaciones, las que en su conjunto vuelcan nutrientes a los cursos de agua a través de diferentes tipos de fuentes de contaminación. En particular, la cuenca se caracteriza por tener una alta concentración de actividades agropecuarias representando las actividades pecuarias 84 por ciento de la superficie total y 58 por ciento del total de las explotaciones. Las fuentes difusas relacionadas con la actividad agropecuaria son la principal fuente de emisiones de nutrientes (MVOTMA-JICA, 2010, UdelaR, 2013, DINAMA 3). En esta parte del trabajo se analizan posibles instrumentos de política que pueden desarrollarse para complementar los instrumentos de política ya existentes. Para ello, primero presentamos las políticas ya existentes, para luego abordar posibles instrumentos que pueden utilizarse para complementar las iniciativas que ya se encuentran en marcha. En Uruguay, el control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria se ha abordado en general a partir de programas de asistencia técnica voluntarios para promover prácticas productivas más limpias. Sin embargo, desde 2013 se generalizó la exigencia de la presentación de Planes de Uso y Manejo del Suelo (PUMS) que antiguamente sólo presentaban los productores que implementaban prácticas de riego, a todos los cultivos extensivos. En la actualidad, los PUMS deben de ser presentado, además de por los productores que utilizan sistemas de riego, por explotaciones agropecuarias o el tenedor de cualquier título que siembren más de 50 ha. de agricultura de secano. El PUMS es elaborado por un ingeniero agrónomo, y ha de determinar una rotación, o sucesión de cultivos a realizar en una unidad de producción, que no genere pérdidas de suelo por erosión estimadas por encima de la tolerancia para ese suelo. El umbral se determina a partir de utilizar la Ecuación Universal de Pérdida de Suelo. Así, la elaboración del plan implica: i) Realizar la cartografía de suelos en la unidad productiva, ii) asignar capacidad de uso a las distintas unidades de mapeo, a partir de la inferencia de propiedades complejas como drenaje, fertilidad, riesgo de sequía, riesgo de erosión, etc., iii) agrupar estas unidades por capacidad de uso similar, definiendo así el “mapa de capacidad de uso del suelo” de la unidad de producción, y iv) plantear diferentes rotaciones para las unidades productivas en las categorías I a IV, y evaluar su sostenibilidad a través de estimaciones de pérdidas de suelo por erosión.4 De esta manera, los PUMS permiten seleccionar el sistema productivo que tenga una estimación de pérdida de suelo, igual o menor de la tolerancia para ese suelo. De este modo, los PUMS se consolidan como un instrumento que si bien no regula directamente los estándares de emisiones, regula el manejo de la cobertura del suelo, directamente relacionada con la cantidad de emisiones. Sin embargo, se ha de recalcar en este caso, que los PUMS no han sido diseñados de forma tal que disminuya las exportaciones de contaminantes a cursos hídricos, sino la erosión. Esto hace que no existe un tratamiento diferencial entre la erosión de productores que va a parar a cursos de agua y la de los que no. A su vez, a partir del 2013 se introduce el Plan de Acción para la protección del agua en la cuenca del RSL. El plan de acción consta de 11 medidas, de las cuales algunas pueden interpretarse como fijación de estándares o regulaciones relacionadas con la contaminación de fuentes difusas de la actividad agropecuaria.5 La Medida 3 exige en forma obligatoria a todos los padrones rurales el control de la aplicación de nutrientes, mediante la presentación en el área de los Planes de Uso, Manejo y Conservación de Suelos, y exige realizar las aplicaciones de fertilizantes en base a análisis de suelos para evitar que la concentración de fósforo supere las 31ppm de fósforo (a través del método de medición Bray1). A su vez, la Medida 7 restringe el acceso directo del ganado a abrevar en los cursos de la cuenca que están en la zona A (declarada prioritaria como zona de abastecimiento de agua para consumo humano) y tomando un perímetro alrededor de los embalses, de manera que el acceso al agua se de manera indirecta por 3 DINAMA, comunicación personal de Ing. Quim. Marisol Mallo, responsable de la Asesoría de Planificación y Gestión de Residuos y Sustancias de DINAMA. 4 El MGAP utiliza la clasificación de capacidad de uso del suelo elaborada por USDA adaptadas al hemisferio sur por Durán y García-Préchac (2007) donde las áreas son clasificadas en hasta VII categorías tal que I a IV son cultivables, y las V a VIII son No cultivables. 5 http://mvotma.gub.uy/plan-de-accion-para-la-proteccion-del-agua-en-la-cuenca-del-santa-lucia.html 13 medio de toma de agua. Por otro lado, ante la Medida 5, que exige el tratamiento y manejo obligatorio de efluentes a todos los Tambos ubicados en toda la cuenca hidrográfica del Río Santa Lucía, el Ministerio de Ganadería, Agricultura y Pesca (MGAP) decide a partir de 2017 extender la obligatoriedad de presentación de Planes de Uso a los sistemas lecheros en la Cuenca del Río Santa Lucía (Planes de Lechería Sostenible – PLS). Los objetivos y el procedimiento de presentación de los PLS son similares a los PUMS. Adicionalmente, la elaboración de los PLS implica elaborar un programa de Manejo de la fertilización química y orgánica, como medida para controlar el nivel de fosforo en el suelo. De esta manera, este instrumento es el que de forma más clara busca alcanzar un estándar de prácticas que logren ayudar a alcanzar un objetivo ambiental. Para ello, se analiza de forma conjunta la batería de instrumentos existentes, considerando sus ventajas y desventajas, en conjunto con las experiencias internacionales para su aplicación, y lo que es factible de llevar adelante en Uruguay a partir de los elementos recogidos en las entrevistas con hacedores de políticas y en el Taller del 12 de Junio de 2017. Este trabajo no pretende traer una receta a ser aplicada de forma tácita, sino traer elementos que ayuden a mejorar los instrumentos ya existentes, a partir de las lecciones aprendidas en otros países y regiones. Es importante recalcar en este punto, que es necesario un diseñar una batería de políticas que se apliquen de forma conjunta, a modo no sólo de castigar el uso de insumos y prácticas nocivas, sino que también promuevan los más amigables. En este sentido, se enumeran a continuación una serie de recomendaciones que pueden servir de guía para ayudar a complementar los instrumentos de política ya existentes. 1. Establecer un marco de modelación integrado para el diseño de políticas Un marco de modelación integrado propone articular información de diferentes naturalezas con métodos de análisis de diferentes disciplinas para alcanzar el objetivo de mejora de calidad del ambiente. Esto implica entender que el problema de deterioro de la calidad del ambiente es consecuencia (involuntaria) de decisiones humanas, en este caso, relacionadas a la actividad agropecuaria, que se desarrollan contenidas en un sistema social y natural (la Figura 1 en la Introducción presenta este marco conceptual). La Figura 2 en el Resumen Ejecutivo presenta una propuesta de modelación integrada a partir del caso del lago Erie, en Ohio (EE.UU.).6 El marco integrado implica, por un lado, entender cómo los productores toman sus decisiones de producción, cuáles son las barreras a la adopción de prácticas y tecnologías más amigables, y de qué manera responden a cambios en los incentivos económicos y no económicos. Por otro lugar, es importante comprender de qué manera esas decisiones se ven reflejadas en la exportación de nutrientes a los cursos de agua por escorrentía (o cualquier otro contaminante a otro ambiente donde este se deposite), y cómo éste se acumula en el mismo. Para esto, es necesario contar con el conocimiento y las herramientas de otras disciplinas, relacionados principalmente a la modelación hidrográfica y geográfica del uso del suelo. A su vez, es necesario tener una buena estimación de cómo la exportación de nutrientes (u otros contaminantes) crea cambios en la calidad del ecosistema. Para este paso es relevante contar con el conocimiento de disciplinas tales como la ecología terrestre y acuática. Además, es imprescindible el conocimiento agronómico para entender los posibles impactos de las medidas en la productividad. Si bien toda esta interacción está basada en diferentes modelos estadísticos o biofísicos, y contienen ciertos grados de incertidumbre, es mejor que no contar con ninguna idea a priori, y sirve como marco de referencia. Desde este marco, podemos pensar cómo la implementación de diferentes instrumentos de política influyen en los procesos de toma de decisiones de los productores, y estimar los cambios en la calidad del ecosistema a partir de cambios en estas decisiones. 14 Figura 1. Marco para el diseño de políticas desde un modelo integrado. (Fuente: elaboración propia basado en Irwin, 2016)6 A su vez, a la hora de evaluar diferentes instrumentos de política, es importante evaluar los costos de implementación de los mismos (tanto de monitoreo, administración, como a quiénes son objeto del instrumento), y los beneficios (monetarios y no monetarios) para la población en general como consecuencia del incremento en la calidad del ambiente. Es imprescindible guiar los procesos de toma de decisiones a partir de analizar los costos y beneficios de las diferentes acciones a modo de poder priorizar aquellas que brinden mayor resultado respecto a los costos y dificultad de implementación. El análisis de costos y beneficios en conjunto con el modelo integrado permite priorizar los instrumentos de política en función del beneficio neto para la sociedad, y la mejora en el ecosistema. Adicionalmente, permite considerar los efectos adversos de diferentes políticas y prácticas, y así evitarlos. Por ejemplo, muchas veces una forma de disminuir la carga de nitrógeno en los abonos es dejándolo escapar al aire, lo que incrementa las emisiones de Gases de Efecto Invernadero (GEI). Es importante en este esquema evaluar la complementariedad y competencia entre los instrumentos en relación a diferentes variables de objetivo ambiental. Por ejemplo, mientras la promoción de mantenimiento de humedales para mitigar la exportación de nutrientes a los cursos de agua, el mismo instrumento puede estar empeorando el desempeño respecto a otra variable de objetivo ambiental, como ser el incremento de emisiones de gases de efecto invernadero como consecuencia de mantener un humedal (Kerr & Kennedy, 2009). Este aspecto ha de ser analizado de forma cautelosa a la hora de diseñar instrumentos de política. 2. Analizar en profundidad las opciones de mitigación de emisiones disponibles para los productores uruguayos En parte de este reporte se resumió las posibles prácticas a promover para mitigación de la exportación de nutrientes a los cursos de agua desde el punto de vista de los entrevistados y los participantes del taller. Estos se resumen 6Presentación de Prof. Elena Irwin en la conferencia pública del Instituto SARAS2 “Seeking sustainable pathways for land use in Latin-America”, 1º de Marzo de 2016, Maldonado, Uruguay. 15 principalmente en: i) fomentar prácticas de fertilización integrada en el suelo, y ii) promover áreas riparias cerca de los cursos de agua. Sin embargo, la posible batería de opciones a promover es mucho más amplia, desde por ejemplo, promover cambios en el uso del suelo de ganadería a actividad hortícola, hasta el uso de inhibidores, diferentes sistemas de ración y manejo de efluentes, o mejoras genéticas en el ganado. Esta fuera del alcance del presente reporte profundizar en estos aspectos. Sin embargo, han de ser analizados en detalle para el caso de estudio. 3. Fijar metas realistas, y acordar de forma participativa las causas y las posibles soluciones para las cuales se diseñarán las políticas Fue claro a partir de las entrevistas realizadas con diferentes hacedores de políticas que no existe un consenso respecto a las causas que provocan la exportación de nutrientes de fuentes difusas relacionadas a la actividad agropecuaria a las fuentes de agua. Mientras que el MGAP hace énfasis, y diseña políticas de forma activa para el control de la erosión del suelo, desde la DINAMA y parte de la academia se insiste en que el problema no es sólo la dosificación del fertilizante, sino también la estratificación, lo que daría un rol importante a la exportación de los nutrientes a través de la dilución de el fósforo en agua debido su alta concentración en las capas más superficiales del suelo. El diseñar políticas para ayudar a mitigar la exportación de nutrientes por una u otra vía puede implicar promover o no diferentes prácticas o uso de insumos. Para elegir que prácticas o insumos promover, de manera de cambiar los precios relativos entre nocivas y no nocivas, es necesario primero llegar a ese consenso. Sin embargo, a pesar de esa diferencia de énfasis en el origen de las emisiones, ambas visiones parecen coincidir en las soluciones. Por lo que esto, debería de analizarse a fondo, y tratar de solventar esa barrera. Por otro lado, un elemento clave para el éxito es que los productores objeto de la política comprendan cabalmente la relación entre sus acciones y los cambios en la calidad de los ecosistemas. Para eso, es necesario involucrar a los productores durante el proceso de diseño de la política, brindarles información, y alcanzar consensos. A su vez, es necesario que el proceso se realice de forma adaptativa. No siempre se lograrán los objetivos al primer intento, o con el primer diseño de la política, dado la complejidad tanto en las decisiones de producción, como en los ecosistemas. Así, es importante evaluar constantemente los instrumentos de política, e irlos ajustando a medida que se vaya viendo sus resultados. 4. Revisar los esquemas tributarios existentes, y redirigirlos de forma tal que continúen promoviendo la producción pero ayudando a alcanzar objetivos de calidad ambiental La Tabla 18 de la sección 6.4 presentó diferentes exoneraciones tributarias respecto a insumos y prácticas relacionadas con la exportación de nutrientes a los cursos de agua. Esto permitió identificar oportunidades sobre las cuales re-direccionar estos tributos, a modo de mitigar la exportación de nutrientes por fuentes difusas de la actividad agropecuaria. Es decir, podrían diseñarse las exoneraciones existentes, a modo de que promuevan prácticas que disminuyan la exportación de nutrientes. Al tratarse de exoneraciones, si se quiere alcanzar una meta de calidad ambiental, ésta ha de fijarse previamente, y luego se ha de re-diseñar las exoneraciones a las diferentes prácticas e insumos de manera de que alcancen esa meta. Este aspecto incorpora complejidad, y disminuye la factibilidad para su aplicación en el muy corto plazo. Sin embargo, comenzar por la remoción de exoneraciones a prácticas nocivas, y redirigirlas a la promoción de prácticas más amigables sería un primer paso muy importante, más allá del cumplimiento de la meta en sí. En una segunda instancia, se puede comenzar a pensar en ajustes a éstos, a modo de alcanzar una meta de calidad ambiental dada. Sin embargo, se ha de tener claro que al tratarse de exoneraciones, por ejemplo, al impuesto a la renta de las actividades económicas, o descontar el impuesto del valor agregado, su alcance es limitado, ya que el beneficio que los productores obtienen de cambiar a prácticas e insumos más amigables viene dado por la base de estos impuestos. En general, existe consenso en que promover la fertilización integrada en el suelo puede disminuir las exportaciones de nutrientes a cursos de agua. Failde et al. (2015) también mencionan la no fertilización, y complementar la alimentación de los animales con forraje. En ese sentido, algunas ideas que pueden ser implementadas en el corto plazo a partir de las entrevistas realizadas son: 16 i. Exonerar el impuesto al valor agregado (IVA) de servicios agrícolas solamente a las aplicaciones de fertilizantes integrados en el suelo, y no a las aplicaciones superficiales (o poner tasas diferenciadas). Esto produciría efecto solamente en aquellos productores contribuyentes de IMEBA. ii. Exoneración del IVA en la adquisición de fertilizantes registrados diferenciada respecto al daño potencial de los diferentes insumos y su forma de aplicación. Es importante considerar los componentes activos, y como diferentes formas del mismo componente activo pueden tener mayor o menor grado de exportación a cursos de agua, a la hora de realizar esta diferenciación. También podría discriminarse esta exoneración en relación a la adquisición de complemento alimenticio cuando no se fertiliza. Nuevamente, esto tendría solamente efecto sobre los productores que aportan IMEBA. iii. Derogación de la devolución a la compra de fertilizantes fosfatados a los productores IMEBA y del cómputo del 40 por ciento de la compra de éstos a los productores IRAE. Podría pensarse en re-dirigir este beneficio hacia la promoción de prácticas de fertilización y/o del establecimiento en general que ayuden a incrementar la producción pero con menor exportación de nutrientes. Lo mismo puede pensarse respecto a la complementación en la alimentación. Sin embargo, mientras que la incidencia del cómputo como inversiones para los productores IRAE no es conocida, el alcance de la remoción de las devoluciones por gastos en fertilizantes fosfatados a los productores IRAE es limitada, dado que este instrumento casi no se utiliza. 7 Entre 2009 y 2017 el monto de adquisiciones de este tipo de fertilizantes por parte de los productores IRAE que se presentó al trámite de devolución fue de $UY 292.426.062, lo que representó un crédito fiscal del 12 por ciento de la adquisición de $UY 35.091.136, y una renuncia fiscal por la exoneración de IVA (22 por ciento) de $UY 64.333.734.8 iv. Incentivar la aplicación de fertilizante en suelo explícitamente a través del componente producción más limpia (P+L) de la Ley de Promoción de inversiones. En la actualidad, esto se encuentra dentro del componente ‘externalidades’, el que según miembros de la COMAP, no ha sido casi explotado. Podría pensarse en incorporar adquisición de este tipo de maquinaria en proyectos de desarrollo agropecuario, o incentivar la inversión en la adquisición de la maquinaria necesaria para la prestación de estos servicios a través de las asociaciones y cámaras de servicios agropecuarios. Trabajar a través de exoneraciones tributarias uniformes para todos los productores tiene implicancias respecto a diferentes aspectos relacionados con los objetivos de política del instrumento. Por un lado, presenta varias ventajas. En particular, es factible de ser implementado, dado que ya existen esquemas tributarios que pueden ser reformulados. Esto implica que la administración de éstos se dé a través de los mecanismos ya existentes a través de la DGI. A su vez, la información requerida no sería diferente de la que se requiere en la actualidad. Los productores sólo necesitan información respecto a sus insumos y prácticas. En todo caso, la DGI necesitaría una re-clasificación de insumos y prácticas que computen diferentes niveles de exoneraciones. Adicionalmente, sería un instrumento que brindaría flexibilidad, tanto al productor como al gestor. Los productores tienen flexibilidad a definir que prácticas e insumos implementar, en función de las condiciones del mercado. A su vez, el agente regulador puede cambiar las exoneraciones con cierta flexibilidad. Sin embargo, esto último no siempre es tan sencillo de hacer de forma ágil. A su vez, se estarían cambiando también las ‘reglas de juego’, lo que puede no ser deseables por la incertidumbre que genera y dado que hay inversiones y cambios de sistemas/tecnologías de por medio. Por otro lado, la principal desventaja de este mecanismo está asociada a que es un instrumento del tipo ‘segundo mejor’. Esto es, que se aplica de manera uniforme a todos los productores, y por lo tanto, puede alcanzar resultados no eficientes en el proceso de producción, ya que está dirigiéndose también a unidades de producción que tal vez no estén causando ningún efecto nocivo, y podrían tener mayor rendimiento con otras prácticas que son desincentivadas. Se ha de resaltar además, que la efectividad de cambios en los instrumentos existentes a partir de derogar exoneraciones estará condicionado al grado de reacción de la demanda de fertilizantes por parte de los productores respecto al precio. Al tiempo que un incremento en el IVA de los fertilizantes puede motivar a los productores IMEBA a usar más eficientemente el insumo, probablemente poco logrará la derogación de la devolución del 12 por ciento de las compras a estos productores, dada la baja cantidad de productores que solicitan este reintegro. Respecto a los 7 Ing. Agr. Adrián Tambler, subdirector de OPYPA, comunicación personal durante la reunión con su división en la misión de Junio de 2017. 8 Comunicación personal de la Cra. Ana Laura Calleja, de la DGI. 17 productores IRAE, aplicar tasas diferenciadas según el posible daño ambiental a la parte de la compra de fertilizantes que pueden computar como inversión en la declaración a la renta podría ser una opción adicional. Sin embargo, es fundamental ofrecer a los productores alternativas para sustituir aquellos insumos y prácticas que se quieren desalentar. Si los productores no tienen alternativas que se les vuelvan viables, simplemente no reaccionarán a los cambios en los precios relativos, e incluso, incrementarán la conflictividad ya que su alternativa se volverá el disminuir la producción. A su vez, la efectividad de este mecanismo puede ser muy baja para alcanzar el resultado deseado, dado que son muy pocos los contribuyentes IRAE que solicitan esa devolución. En caso de que estos cambios tributarios uniformes no logren cambiar el comportamiento, será fundamental intentar utilizar parte de la recaudación de, por ejemplo, un incremento en el IVA de servicios agropecuarios para fertilización superficial, o fertilizantes en general, para desarrollar sustitutos y ayudar a la adopción de los mismos. En el mismo sentido, es importante acompañar medidas como las ii) y iii) con medidas como la i). Finalmente, este es un ejercicio realizado de forma primaria, a partir de entrevistas y el trabajo de Ferla (2017). Es importante analizar en detalle todo el esquema de tributos y exoneraciones a los que se enfrentan los diferentes tipos de productores, así como incorporar al análisis estos aspectos respecto a otros agentes de la cadena productiva, de comercialización de insumos, y prestadores de servicios agropecuarios. A modo de evaluación de las implicancias que podría tener una reconversión de las prácticas productivas, Failde et al. (2015) calculan que reducir las exportaciones aplicando fósforo incorporado al suelo tendría un costo de USD 140 /ha/año en total (UDS 65 en que ya se incurre por el costo del fertilizante y USD 75 adicionales por el proceso de incorporación). Por otra parte, calculan que el precio del suplemento y la dotación de vaca masa en la cuenca, no fertilizar y suplementar el ganado lechero costaría entre USD 8,30 y 9,90 /ha/año, dependiendo de si se proporcionan 5 o 6 grs. P/animal/día, respectivamente. 9 Si se compensará a los productores agropecuarios para que se cambiaran a estas dos prácticas que disminuyen la exportación de fósforo a cursos de agua, representaría para el Estado un costo fiscal directo de USD 3,4: en un escenario en el que una alta proporción del área no recibe compensación, llegando a los USD 7,7: en un escenario en que 50 por ciento del área recibe la mayor compensación posible por hectárea. 5. Diseñar nuevos instrumentos de política que complementen los instrumentos ya existentes, ayudándolos a ganar eficiencia Como se mostró antes, ya existen diversas políticas que buscan regular las prácticas e insumos en búsqueda de mejorar la calidad del agua en la cuenca del Río Santa Lucía. Aquí brindamos algunas ideas para el diseño de instrumentos de política que puedan ayudar a complementar las políticas existentes, en post de incrementar la eficiencia de los instrumentos, brindando mayor flexibilidad a los productores agropecuarios para tomar las medidas de mitigación tomando en cuenta su rentabilidad privada. 5.1 Complementando los Planes de Lechería Sostenible Unos de los instrumentos vigentes que resalta son los Planes de Lechería Sostenible (PLS), los que incluyen un plan de fertilización para los productores lecheros en la cuenca del RSL. Contar con planes de fertilización, permite llevar una contabilización de la cantidad de nutrientes que entran y salen en cada unidad de producción. Este plan de contabilización es la base de muchos instrumentos de política que buscan alcanzar la asignación más eficiente de los recursos. En este esquema, se desarrollan a continuación dos posibles instrumentos que pueden alcanzar soluciones eficientes. 5.1.1 Esquema de depósito – devolución por entradas y salidas de nutrientes en las unidades productivas Uno de los grandes desafíos a la hora de implementar correcciones a las decisiones privadas de producción es conocer información respecto a los procesos de producción que es privada, es decir, sólo los productores conocen. En un esquema como éste, donde es posible conocer las entradas al sistema a través de, por ejemplo, planes de fertilización, 9 Vaca masa es la suma de vacas en ordeñe más vacas secas. 18 establecer un sistema de depósito – devolución llevaría a dar incentivos a los productores para revelar sus decisiones, y alcanzar la solución más eficiente. Un esquema de depósito – devolución es un esquema similar al que se da con los de botellas de vidrio, donde el consumidor paga un monto fijo cuando adquiere el envase, el que le es retornado cuando lo devuelve a través de un agente previamente fijado. Holterman (1976) y Hansen (1999) han propuesto este esquema para exportaciones de nitrógeno y fósforo, respectivamente, proveniente de fuentes difusas relacionadas con la actividad agropecuaria. En este contexto, los productores agropecuarios pagarían un impuesto sobre los insumos (fertilizantes y complementos alimenticios para el ganado), y recibirían una devolución en función de sus salidas, calculadas a partir de los alimentos que produzcan y salgan del establecimiento. Así, los productores sólo pagarían en función de la pérdida de nutrientes a lo largo del proceso productivo. Las ventajas de un sistema como éste, es que crea incentivos para evitar las pérdidas de nutrientes durante el proceso productivo (DEC, 2016):  Incentiva a los productores a comercializar y aplicar abono orgánico, en lugar de adquirir fertilizantes químicos  Utilizaría información relacionada la medición de la cantidad de nutrientes en suelo que ya se recogerá tanto a través de los planes de fertilización, como a través del Plan de acción del Santa Lucía, el que prevé la fertilización basada en medición de forma obligatoria  Puede diferenciarse por regiones, o por sectores productivos Sin embargo, también presenta algunas desventajas. Por un lado, implica altos costos administrativos, aunque no está claro que sean mayores que en los que ya se incurre para la administración de los PLS. Por otro lado, se debería de analizar en detalle la interacción con los cultivos que fijan nutrientes en el suelo. Esta medida en general se ha promovido, pero sus efectos sobre este tipo de contabilización puede que no permitan la salida de nutrientes, disminuyendo así el reembolso. En caso de que aún bajo un esquema como este se sigan manteniendo unidades productivas que no son eficientes en la actividad, se debería de complementar con un esquema de subsidios a acciones para control de la exportación de nutrientes (por erosión o dilución) que sea comprobable. Este punto lo tratamos en más detalle en la sección 3.2. 5.1.2 Mercados de aplicación de fertilizantes El hecho de que los PLS brinden información de un programa de fertilización e información de la cantidad de nutrientes en el suelo, abre la puerta a pensar un esquema de transacciones de aplicación de nutrientes, como en el caso del Lago Taupo, en Nueva Zelanda. Este mecanismo sería muy ventajoso en el caso de que diferentes productores de ganado para leche se enfrenten a medidas de mitigación heterogéneas. De esa manera, un mercado de emisiones permitiría que aquellos productores que afrontan mayores costos marginales de mitigación compensen sus exportaciones de nutrientes a través de financiar la mitigación a través de productores con menores costos marginales de mitigación. Sería recomendable seguir, al igual que Nueva Zelanda, un esquema de cap-and-trade, a modo de poder dejar fijo el nivel total de emisiones. Establecer un esquema como este puede ser más complejo que la propuesta anterior, según las opiniones volcadas en el taller, tanto por su complejidad administrativa como respecto a la comprensión del problema por parte de los productores. A su vez, se ha de considerar la complejidad en la estimación de emisiones de fósforo, respecto a las emisiones de nitrógeno, que es lo que es transado en Nueva Zelanda. Esto ha de ser analizado en detalle si el instrumento se considera factible en una primera instancia. Otro punto fundamental a analizar es cómo llevar adelante el proceso de asignación de permisos de emisión. En general, asignar los derechos de forma proporcional a su uso histórico (grandfathering) es una de las formas más viables. Esto ha de considerarse con cuidado, dado que en caso de que los productores anticipen que se va a implementar este sistema, y que esta será la forma de asignación inicial, puede llegar a provocar extender áreas a ciertos usos, o intensificar la acumulación de fósforo, con el fin de obtener una mayor parte de la cuota. 19 Adicionalmente, es recomendable que al igual que en el caso de Nueva Zelanda, se cree un fondo para la conservación, con el fin de financiar medidas de mitigación, y retirar permisos del mercado a fin de disminuir las emisiones. Esto se trata con mayor detalle en la sección 3.2. 5.2 Incentivos a la regeneración y conservación de áreas riparias Hoy en día, existen diversos programas gubernamentales, enfocadas a productores familiares, basados en la participación voluntaria, que brindan principalmente asistencia técnica, pero también financiera, para la implementación de prácticas productivas amigables con el ambiente, y disminuir la vulnerabilidad al cambio climático. En este sentido, se podría pensar en complementar los programas existentes a través de programas de acuerdos ambientales. Por un lado, se podría pensar un programa de acuerdos para financiar o co-financiar la implementación de regeneración de áreas buffer. Esto es diferente a un programa de pagos por servicios ambientales, ya que se estaría financiando la asistencia técnica y otros gastos que sean necesarios para regenerar las áreas buffer, pero no la compensación al productor agropecuario por el costo-de oportunidad de no poder producir en esa unidad productiva. Si bien esto puede disminuir los incentivos por parte de los productores a participar, no parece haber aceptación por parte de la DINAMA a llevar adelante un esquema en que se compense al productor por el costo – oportunidad de no desarrollar actividades en un área específica. A su vez, si bien existen productores pequeños en Uruguay, éstos son relativamente grandes respecto al resto de Latinoamérica, donde los programas por servicios ambientales se han considerado muy exitosos, no sólo por el ayudar al cumplimiento de objetivos ambientales, sino también porque brindan una oportunidad de re-distribución del ingreso hacia parte de la población rural, la que generalmente es más carenciada, así como reducir brechas en otros aspectos, como ser acceso a educación y salud, a cambio de cuidar del ambiente. Sin embargo, aun así, existen en Uruguay productores lecheros pequeños que gozan de márgenes de ganancia muy bajos, y que son muy vulnerables a shocks económicos. Prueba de eso es la gran cantidad de cierre de tambos que se ha dado en los últimos años.10 En caso de implementarse medidas de este tipo, se recomienda asignar los pagos a través de un esquema de co- financiamiento, y a través de un esquema de subastas. Esto permite comenzar financiando a aquellos productores que presentan una mayor disposición a colaborar con fondos propios, incrementando la eficiencia del programa. Por otro lado, en la actualidad ya existe el programa DACC, que provee subsidios a la mejora de manejo de efluentes de tambos. Si bien esto es una fuente puntual, está estrechamente relacionado con la exportación de nutrientes a los cursos de agua. Sin embargo, el programa DACC ha contado, hasta la fecha, con la participación de aproximadamente 30 por ciento de los productores elegibles.11 En ese sentido, podría complementarse un esquema de acuerdos ambientales con exoneraciones fiscales para aquellos productores que participen del programa. Esto también podría aplicarse al programa DACC para incrementar la cantidad de tambos que participan del mismo, u a otros programas. A su vez, existe en la actualidad el Fondo Nacional de Medio Ambiente (FONAMA). Éste podría ser fortalecido, y servir de base para este tipo de programas. 6. Entender en detalle los procesos de toma de decisiones de uso del suelo, de aplicación de fertilizantes, y la reacción de los productores a los diferentes incentivos Hasta ahora hemos hablado de un esquema general para el diseño de políticas, y de algunas recomendaciones de políticas concretas. Sin embargo, para el buen diseño de instrumentos es necesario entender cómo los productores realizan sus decisiones respecto al uso del suelo, a la cantidad de fertilizante que aplican, y que tan sensibles son a los diferentes incentivos que afrontan. A su vez, es importante considerar determinantes económicos y no económicos en el análisis, así como la aversión al riesgo de los productores. 10http://www.lecheriauy.com/mercados-y-estadisticas/en-cinco-anos-cerraron-339-tambos-en-uruguay/ 11Ing. Agr. Jorge Marzaroli, Gerente Ejecutivo Programa DACC, comunicación personal en una reunión durante la misión de la presente asistencia técnica en Junio 2017. 20 Productores de diferente naturaleza reaccionan de diferente forma. Incluso, incentivos diseñados de forma que no consideren la heterogeneidad de los productores pueden llegar a desplazar comportamientos altruistas y conservacionistas ya existentes. A su vez, productores muy adversos al riesgo serán muy reacios a fijar sus incentivos respecto a medidas que dependen de otros productores y de la variabilidad natural. A su vez, algunos autores argumentan si bien el uso de insumos, como ser fertilizantes, incrementa el rendimiento de los cultivos, existe incertidumbre respecto a cuál será el rendimiento. Es implica que la variabilidad en los rendimientos es mayor cuando se incrementa el uso de estos insumos. Así, si la incertidumbre de los productores está dominada por la variabilidad en el rendimiento, deberíamos de observar una disminución en el uso de estos fertilizantes. Sin embargo, esto no se suele observar. Esto se explica por el hecho de que los productores, si bien pueden ser adversos al riesgo, prefieren no correr el riesgo de perderse el alcanzar un rendimiento alto en caso de que se den las mejores condiciones climáticas (Babcock, 1992). Esto se puede abordar a través de análisis econométricos o de optimización (Plantinga, 2016). Para el primero se requiere información de encuestas. Dependiendo de las encuestas ya realizadas disponibles, puede que no sea necesario recopilar información primaria nueva. Esta es una línea que es deseable profundizar si se quiere entender bien la motivación y la reacción a los incentivos. El segundo es factible hacerlo a nivel agregado, y a partir de información secundaria. Sin embargo, ese análisis pierde la heterogeneidad en los tipos de productores. A su vez, sin recolección de información primaria sería difícil profundizar en las motivaciones no económicas relacionadas a las decisiones de uso del suelo y de elección de tecnologías de producción. Este tipo de modelos permitiría analizar cómo cambios en los incentivos de los productores se reflejarían en cambios en el uso del suelo, y por ende, a través del modelo integrado, en la calidad del ecosistema. 7. Entender las barreras a la adopción de tecnologías y participación en programas de política Los productores no sólo deciden qué actividad desarrollar, sino que también deciden de que manera hacerlo. Por un lado, la adopción de tecnologías de producción menos nociva puede simplemente ser consecuencia de la disminución en el retorno de la actividad. Sin embargo, existen otras barreras que pueden jugar un importante rol (Jaffe, 2017), relacionados a los costos de transacción, a la información, el costo de ajustarse a la nueva tecnología, la ausencia o la estructura de los mercados, a la generación de externalidades que los productores no se apropian (por ejemplo, arrendatarios, o externalidades positivas sobre los productores vecinos), o elementos relacionados al comportamiento, como la tendencia a mantenerse en las prácticas que suelen emplear, la aversión al riesgo, el rol de la incertidumbre, el efecto de los pares, u otras motivaciones no económicas. Esto podría analizarse en detalle a través de análisis econométrico basado en información primaria que ha de ser recopilada a través de encuestas. Esto permite analizar no sólo diferentes aspectos, económicos y no económicos, de cómo los productores desarrollan sus actividades en la actualidad, sino también de que tan propensos son a elegir esquemas alternativos. Esto permite evaluar algunos instrumentos o la preferencia por adopción de prácticas que aún no han sido implementadas a través de análisis de preferencias declaradas. 21 REFERENCIAS Coase, R. (1960). The Problem of Social Cost. Journal of Law and Economics 3: 1–44. CORE (2016) The Economy, The CORE Project, Intitute of Economic Thinking, http://www.core-econ.org/ Babcock, B.A. (1992) “The Effects of Uncertainty on Optimal Nitrogen Applications”, Applied Economic Perspectives and Policy, Volume 14, Issue 2, Pages 271–280, https://doi.org/10.2307/1349506 DEC. (2016). Taxes on nutrients - nitrogen. Danish Ecological Counsil. (November), 1–7. Failde, A., Perdomo, C., & Rosas, F. (2015). Control y Reduccion de la contaminación en cursos de agua: Estudio aplicado a la Cuenca del Río Santa Lucía Informe Final. FAO. (2015). FAO Statistical Pocketbook 2015. Food and Agriculture Organization of the United Nations. https://doi.org/978-92-5-108802-9 Ferla, F. (2017). 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WIT Transactions on Ecology and the Environment, 98, 107–117. https://doi.org/10.2495/EEIA060111 23 INTRODUCCIÓN La actividad agropecuaria es una de las principales actividades económicas, debido a que provee alimentos, divisas a los países exportadores, y es el medio de subsistencia de millones de hogares. Según la Organización Mundial para la Alimentación y la Agricultura (FAO), 42 por ciento de la población mundial depende directamente de las actividades agropecuarias para generar ingresos y alimentos (FAO, 2015). Las relaciones productivas, en general, son desarrolladas por sociedades humanas. A su vez, todas las interacciones sociales (económicas y no económicas) se dan a lugar dentro de la biósfera (Figura 1). Así, la sostenibilidad socio- ecológica y el bienestar de la población requieren que tanto las actividades productivas, así como otras actividades humanas, no excedan la capacidad de los ecosistemas para proveer servicios. A su vez, éstos están restringidos por los sistemas de soporte a la vida del planeta (Chapin et al., 2009). Sin embargo, las decisiones de producción tomadas de forma individual (privada) muchas veces no son óptimas desde el punto de vista de la sociedad. Esto se da por fallas institucionales, políticas, o de mercado. Es importante tener en cuenta este marco conceptual, donde las dimensiones económicas, social, y natural están contenidas unas dentro de la otra. Esto evidencia explícitamente, como el desempeño de cada una de ellas esta indefectiblemente interrelacionado sin excepción alguna. Esto sucede también respecto a la producción agropecuaria. Tanto la ganadería como los cultivos demandan la manipulación de recursos naturales como la tierra, el agua, material genético, plantas y fauna (interrelación entre los círculos en la Figura 1). El proceso productivo necesariamente genera efectos involuntarios y no deseados (externalidades), que afectan a la sociedad a través de impactos en el ambiente, que a veces son positivos y otras veces negativos. Por un lado, la utilización de insumos productivos puede tener consecuencias en el ambiente, como es el caso de las filtraciones de nitratos y pesticidas, la contaminación de bacterias por los desechos de los animales, la sedimentación inducida por la erosión de vías fluviales. Además, la actividad agropecuaria es uno de los principales contribuyentes de emisiones de metano (CH4) que representa cerca del 14 por ciento de las emisiones de gases de efecto invernadero antropogénicos globales (IPCC, 2007). En general, los problemas de contaminación proveniente de la actividad agropecuaria están caracterizados por provenir de fuentes difusas y originadas por múltiples agentes, ser muy difíciles (o extremadamente costoso) de monitorear (sólo se observa a nivel agregado), sus impactos son acumulativos, al tiempo que las consecuencias presentan alta variabilidad en tiempo y espacio, ej. clima, suelos, topografía. Esta realidad representa aspectos y desafíos particulares a la hora de diseñar instrumentos para el control de la contaminación de esta actividad. En general, la contaminación se genera como consecuencia de los procesos productivos. Sin embargo, muchas veces se genera un exceso de contaminación respecto al óptimo desde el punto de vista de la sociedad, como consecuencia de una mala asignación de los recursos privados. Para ello, es necesario desarrollar políticas a modo de alcanza el mejor nivel de bienestar para la sociedad en general. Sin embargo, en casos como la contaminación difusa de la actividad agropecuaria, es casi imposible determinar la relación entre las emisiones y los daños. Por ende, en general se diseñan políticas para alcanzar objetivo de calidad ambiental determinado al menor costo, como ser alcanzar un nivel de concentración ambiental determinado, o disminuir el uso de insumos contaminantes, considerando aspectos relacionados a los costos de implementación, la factibilidad institucional, y las restricciones de información. Así, el desarrollo de políticas agropecuarias requiere del conocimiento de diferentes disciplinas, a modo de contemplar las características biofísicas, sociales, económicas e institucionales. 24 Figura 2. Marco conceptual de relaciones productivas insertadas en un sistema socio- ecológico. Relaciones productivas Sociedad Biósfera (Fuente: elaboración propia basada en Chapin et al., 2009) Las políticas buscan cambiar el comportamiento de los individuos, ya sea a través de cambios en los incentivos económicos, en la regulación, en la información, mecanismos de participación, o cualquier otro medio. En general, las políticas de diferentes índoles son complementarias, y nos sustitutas (Hatton et al., 2004). A su vez, la efectividad de las políticas depende de las condiciones institucionales y políticas en general (Sterner y Coria, 2012). El presente documento buscar brindar elementos a partir de las experiencias internacionales para informar el proceso de diseño de políticas para el control de la contaminación de la actividad agropecuaria en la cuenca del Río Santa Lucía, en Uruguay. Para ello, el documento se divide en dos partes. La Parte I presenta una revisión de las experiencias internacionales para el control de la contaminación de fuentes difusas, asociada a uso de pesticidas, nutrientes, y GEI, provenientes de la actividad agropecuaria. En esta parte, el capítulo 2 resume en términos generales los principales problemas ambientales asociados a la actividad agropecuaria, en particular respecto a la contaminación del agua y la emisión de gases de efecto invernadero. El capítulo 3 presenta el problema de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria como consecuencia de las decisiones de los productores desde la perspectiva de la economía, así como el universo de instrumentos de política para el control de la contaminación ambiental, con énfasis en el uso de instrumentos para control de la contaminación proveniente de la actividad agropecuaria. El capítulo 4 describe en detalle las diferentes experiencias internacionales en este aspecto. Finalmente, el capítulo 5 presenta las principales conclusiones de la revisión de experiencias internacionales. La Parte II del documento analiza las oportunidades para el diseño de instrumentos de política para el control de la contaminación por exceso de nutrientes provenientes de fuentes difusas relacionadas a la actividad agropecuaria en la cuenca del río Santa Lucía (Uruguay). Esta parte se concentra exclusivamente en las emisiones de nutrientes por fuentes difusas en la actividad agropecuaria, a solicitud de la contraparte. El capítulo 6 presenta una breve caracterización de las actividades agropecuarias y las fuentes de contaminación difusa asociadas a esta actividad en esta cuenca. El capítulo 7 analiza los instrumentos de política para control de la contaminación difusa relacionada al exceso de nutrientes asociada a la actividad agropecuaria vigente en Uruguay a la luz del marco conceptual desarrollado en la Parte I del documento. Finalmente, el capítulo 8 introduce algunos lineamientos para ayudar a fortalecer las políticas de control de la contaminación de la actividad agropecuaria en la cuenca del río Santa Lucía, en Uruguay. 25 PARTE I. REVISIÓN DE LAS EXPERIENCIAS INTERNACIONALES PARA EL CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN DE FUENTES DIFUSAS, ASOCIADA A USO DE PESTICIDAS, NUTRIENTES, Y GEI, PROVENIENTES DE LA ACTIVIDAD AGROPECUARIA 1. ACTIVIDAD AGROPECUARIA Y CONTAMINACIÓN AMBIENTAL Las actividades agropecuarias son esenciales para la producción de alimentos y fibras que brindan bienestar a la población, se producen además deterioros del ambiente. Cuando las condiciones de producción no son buenas, como ser la carencia de nutrientes en los suelos, o cuando se desea potenciar el rendimiento y/o reponer los nutrientes extraídos, es necesario complementar su potencial de producción a través de la aplicación de nutrientes. Esto genera, conjuntamente con los beneficios de la producción agropecuaria, impactos involuntarios, directos e indirectos, no deseados en el ambiente. Los impactos negativos tienen consecuencia tanto a escalas locales o regionales, como globales. Los principales problemas están relacionados a la erosión del suelo, la contaminación de cursos de agua, y las emisiones de gases de efecto invernadero (GEI). Al tiempo que la primera representa problemas tanto públicos como privados, debido a la pérdida de productividad asociada a la erosión y la sedimentación de cursos de agua, los otros dos son generalmente, problemas que se pueden caracterizar como externalidad.12 La escorrentía de la actividad agrícola traslada sales, nutrientes (nitrógeno y fósforo), patógenos, pesticidas, sedimentos y otros químicos y contaminantes a los cuerpos de agua (Shortle et al., 2001).13 Éstos generalmente se trasladan a los cuerpos de agua a pesar de que no es la intención del productor agropecuario que esto suceda. La exportación de contaminantes puede, en casos extremos, deteriorar la calidad del agua, no permitiendo el uso de los cursos de agua para actividades comerciales ni recreativas. El deterioro de la calidad del agua es principalmente una amenaza a la disponibilidad de agua potable para consumo humano, pero también para el uso de los cursos como fuente de abrevadero para el ganado, espacios para la recreación, y hábitat de diferentes especies. Por otro lado, la actividad agropecuaria puede deteriorar otros aspectos de la salud humana, principalmente trabajadores y poblaciones cercanas como consecuencia de las prácticas de fumigación. Finalmente, en los últimos años la actividad agropecuaria ha atraído la atención de las políticas públicas enfocadas a disminuir los problemas ambientales como consecuencia de las emisiones de gases de efecto invernadero (GEI), provenientes principalmente de la fermentación entérica (metano producido por el ganado), del uso de fertilizantes, y del cambio en el uso del suelo que conlleva una pérdida en la capacidad de remoción de los mismos. En general, la contaminación proveniente de la actividad agropecuaria es considerada de origen difuso (ver Cuadro 1). Existen excepciones que pueden tratarse como fuentes de contaminación puntual, como ser la generación de efluentes en tambos y feed-lots. Esto se tratará al final de la sección. La característica de fuente difusa hace que el traslado de este tipo de contaminantes a los cuerpos de agua y al aire dependa fuertemente de las características climáticas, así como de los tipos de suelo y la topografía. En estos casos, es imposible realizar un monitoreo individual de la contaminación. La Tabla 2 resume los principales contaminantes que deterioran los cursos de agua asociados a las diferentes actividades. Los nutrientes, principalmente nitrógeno, potasio, y fósforo, aunque existen naturalmente en los suelos, son agregados a los cultivos a través de fertilizantes manufacturados y abono animal para incrementar el rendimiento, o para potenciar el rendimiento y/o reponer los nutrientes extraído. Los nutrientes pueden entrar a los cuerpos de agua a través de cuatro vías: i) escorrentía, es el transporte de contaminantes que no se adhieren al suelo a través de la superficie del mismo como consecuencia de las lluvias, el derretimiento de nieves, o el agua de riego, ii) los nutrientes pueden trasladarse directamente a las aguas subterráneas a través de drenajes, rocas porosas o fracturadas, o pozos mal construidos, o a las aguas superficiales a través de la erosión del suelo en el caso de nutrientes que se adhieren a las partículas de suelo, iii) lixiviado a través del suelo como consecuencia de la percolación del agua de lluvia, del 12 Son efectos secundarios, no intencionados y no compensados, de la producción o consumo de ciertos bienes sobre otra empresa o individuo. La contaminación del agua suele analizarse como externalidad, pero puede llegar a considerarse el caso que quién genera la contaminación también se vea afectado por el deterioro de la misma. 13 En el siguiente apartado seguiremos de cerca el planteo del problema como lo desarrollan Shortle et al. (2001), complementándolo con diversos otros aportes en la literatura. 26 derretimiento de nieves, o del agua de riego, y iv) a través de las deposiciones atmosféricas (por ejemplo, la lluvia). Los nutrientes de mayor interés respecto a la calidad del agua son el nitrógeno y el fósforo. Cuadro 1. Contaminación puntual vs contaminación no puntual (difusa). Contaminación de fuentes puntuales Es la contaminación proveniente de una fuente única e identificable. Los ejemplos más claros son los efluentes de tambos o corrales de engorde (feed-lot), cañería, un drenaje, o una chimenea. Contaminación no puntual (difusa) La contaminación no puntual (o difusa) es aquella cuyos impactos se dan en grandes áreas y no es posible atribuirlo a una única fuente de emisión. El nitrógeno, en su forma de nitrato, es fácilmente soluble y trasladado a los cuerpos de agua a través de cualquiera de los mecanismos. El fosfato es solamente soluble de forma moderada, y no muy móvil en los suelos en comparación al nitrato. Sin embargo, la erosión puede trasladar considerables cantidades de fosfato adsorbido por los sedimentos a los cuerpos de agua superficiales. Si los suelos han sido sobre-fertilizados, las tasas pérdida de fósforo disuelto en la escorrentía se incrementarán debido a la acumulación de fosfatos en el suelo. Hay situaciones en la que la exportación del nutriente, principalmente fósforo, puede darse también en un contexto en que no existe sobre- fertilización. Esto sucede cuando la aplicación del fósforo es superficial y no integrada al suelo; al quedar el nutriente en la superficie, tiene una propensión significativamente más alta de exportarse anexado a las partículas de suelo que se erosionan, o de disolverse debido a su mayor concentración. El incremento de nutrientes en aguas no muy caudalosas estimula el crecimiento de algas, a través de un proceso conocido como eutrofización. Esto representa efectos dramáticos para la ecología acuática, a través no sólo del surgimiento de floraciones algales que agotan el oxígeno disponible para los peces y otro tipo de vida acuática, sino también a través del bloqueo de la luz solar que la vegetación requiere. Esto impacta a diferentes niveles de las cadenas alimenticias, al tiempo que son procesos no lineales, y cuya reversión puede implicar un proceso de histéresis. Mazzeo et al. (2010) presentan una detallada caracterización de cómo se da este proceso en la cuenca de la Laguna del Sauce (Maldonado, Uruguay). A su vez, el uso de fertilizantes nitrogenados en la agricultura representa emisiones de óxido nitroso (N2O) a la atmósfera (FAO, 2014). El N2O es producido a través de procesos microbianos de nitrificación y desnitrificación que se dan en el lugar donde se realiza la aplicación (emisiones directas) y posteriormente como consecuencia de la volatilización / re-disposición y procesos de lixiviación (emisiones indirectas).14 Los pesticidas son utilizados para proteger los cultivos de forma extendida desde la introducción de los pesticidas sintéticos en la década de 1940’s. Los pesticidas permiten proteger los cultivos de forma más efectiva y menos costosa que técnicas más tradicionales, como el control de malezas a mano o con maquinaria. Al igual que los nutrientes, existen diversos canales a través de los cuales los pesticidas pueden afectar la calidad de los cuerpos de agua. Esto depende de diversos factores, como ser las propiedades químicas y físicas del mismo, los métodos de aplicación, las características del suelo, y el clima. A su vez, los pesticidas pueden alojarse directamente en los cursos de agua a través de la aplicación para el control de malezas acuáticas, el efecto del viento, o la aplicación aérea. Las disposiciones de residuos de pesticidas en los sistemas de aguas superficiales pueden afectar la calidad del agua y a los organismos acuáticos, dañando las pesquerías comerciales y recreativas. Pueden presentarse efectos crónicos en las especies acuáticas y sus predadores como consecuencia de la exposición a niveles bajos de pesticidas durante períodos prolongados. De esta manera, el efecto de los pesticidas puede ‘bio-magnificarse’ a través de la ‘bio- acumulación’, y trasladarse a otros eslabones de las cadenas alimenticias, incluyendo la de los humanos. A su vez, los 14Los GEI se pueden convertir en unidades de Potencial de Calentamiento Global (Global Warming Potential – GWP), la cual se mide en términos de kg de CO2, que corresponden a distintos horizontes de tiempo. Específicamente, en un horizonte de 100 años, la emisión de 1 kg de N 2O equivale a 298 kg de CO2, mientras que 1 kg de CH4 equivale a 25 kg de CO2 (IPCC, 2007). 27 herbicidas y plaguicidas pueden afectar a las plantas e insectos de los cuales las aves y otros tipos de vida silvestre se alimentan. Finalmente, pueden darse también efectos en la salud humana, tanto a través de la exposición de los trabajadores durante la aplicación, como de su disposición en cuerpos de agua. 28 Tabla 2. Principales impactos de la agricultura en el medio ambiente. Problema Descripción/ manifestación del Causas Perjudicados ambiental problema Trabajadores de la industria de pesca. Escorrentía de nitratos de fertilizantes. Consumidores de peces y mariscos. Trabajadores en industrias de recreación en el Crecimiento de algas. Escorrentía de nitratos agua. Eutrofización por estiércol animal. Usuarios del agua para recreación Muerte de peces y vida marina Agua para consumo humano Fosfatos de fertilizantes, vía Productores agropecuarios cuyo ganado abreva erosión del suelo. en cursos de agua Trabajadores de la industria de pesca. Muerte de peces y vida marina Consumidores de peces y mariscos. Llena los ríos, puertos, bahías y otros Trabajadores en industrias de recreación en el Sedimentación y cuerpos de agua agua. Erosión del suelo turbiedad Bloquea las plantas de tratamiento Usuarios del agua para recreación. de agua Usuarios residenciales e industriales del agua Víctimas de inundaciones Escorrentía y filtración de nitratos de fertilizantes Contaminación del Nitratos en el agua superficial y Escorrentía y filtración agua para consumo, subterránea Público en general en áreas contaminadas de nitratos recreación, y Pesticidas en el agua superficial y provenientes del provisión de subterránea estiércol alimentos Fosfato de fertilizantes, vía erosión del suelo Emisiones de Metano directas Fermentación entérica Emisiones de metano y óxido nitroso Descomposición del directas estiércol Emisiones de metano directas por Descomposición de proceso de descomposición materia orgánica de anaeróbica de materia orgánica cultivos de arroz Emisiones de óxido nitroso directas del nitrógeno sintético que se agrega Fertilizantes sintéticos a los suelos Emisiones de óxido nitroso directas GEI por el estiércol aplicado, Aplicación del estiércol provenientes de adiciones de a la tierra nitrógeno Emisiones de Gases Emisiones de óxido nitroso directas de Efecto por el estiércol dejado, provenientes Estiércol dejado en las Global Invernadero de adiciones de nitrógeno. pasturas Emisiones directas o indirectas de óxido nitroso por procesos de nitrificación y de-nitrificación Residuos de cultivos bacteria Emisiones directas o indirectas de óxido nitroso principalmente de los drenajes de pastizales y cultivos de Cultivos orgánicos caña de azúcar. Emisiones directas de metano y óxido nitroso por la quema de la biomasa vegetal (paisaje de Sabana) Emisiones directas de metano y óxido Quema de cultivos nitroso por la combustión de la quema de residuos de cultivos (Fuente: elaboración propia con información de FAO, 2014 y Shortle y Horan, 2001) 29 La sedimentación y turbiedad se produce a través del traslado de partículas del suelo a los cuerpos de agua, que se intensifican como consecuencia de la labranza del suelo y el cultivo, dejando el suelo sin cobertura vegetal que incrementa la erosión del mismo. Los sedimentos causan diversos tipos de daños, como ser la reducción de la vida útil de los reservorios, obstruir canales de riego y de navegación, e incrementar los costos de dragado. A su vez, incrementan la probabilidad y seriedad de los episodios de inundación a través de incrementar el nivel de los arroyos y humedales. Por otro lado, el sedimento suspendido en los cuerpos de agua incrementa la turbiedad de la misma, incrementando los costos de tratamiento del agua para consumo humano y uso industrial. El sedimento también puede afectar el hábitat de la vida acuática, reduciendo la diversidad y afectando a la pesca recreacional y comercial. El riego de los terrenos agrícolas genera escorrentía en algunas partes y ésta regresa a los cuerpos de agua, llevando consigo los nutrientes y pesticidas que se aplican a los cultivos o cerca de zonas de ganadería. Más allá de los problemas mencionados anteriormente, el desvío de los flujos para la riego es un causante importante de los problemas ambientales relacionados al agua en general (J. S. Shortle & Abler, 2001). Por otro lado, si bien la agricultura bajo riego está sujeta los efectos antes mencionados, el uso de nutrientes y herbicidas y pesticidas es mejor aprovechado por el cultivo cuando se realiza bajo esta práctica. Esto puede generar menor nivel de contaminación en términos relativos a la cantidad producida, al tiempo que también puede darse una reducción en términos absolutos. Las emisiones de GEI provienen de distintas actividades agropecuarias. Por un lado, la fermentación entérica emite gas metano (CH4) producido en el sistema digestivo de animales rumiantes, y en algunos casos no rumiantes. Otra fuente de GEI, específicamente de metano y óxido nitroso, son los procesos de descomposición del estiércol de ganado bovino y ovino, caballos, aves y cerdos. Además, la aplicación de estiércol con componentes de nitrato como fertilizante orgánico en las plantaciones genera también emisiones de GEI. El cultivo de arroz emana metano por la descomposición anaeróbica de materia orgánica. Aunado a lo anterior, está la utilización de fertilizantes sintéticos, emisiones por residuos de los cultivos, la quema (tanto de sabana, de residuos de cultivos, o de caña de azúcar), utilización de fuentes de energía como quema de combustibles o generación eléctrica y abono de terrenos con materia orgánica se asocian a la emisión de GEI (FAO, 2014). La contaminación generada como consecuencia de las actividades agropecuaria tiene efectos distintos si se da dentro o fuera del predio. Además de los problemas mencionados anteriormente, muchas prácticas o actividades pueden afectar dentro de las mismas granjas o zonas cultivadas. En este caso, la agricultura se convierte tanto en una causa como una víctima de la contaminación. Esta situación se da cuando el vertimiento de residuos contaminantes y sedimentos afecta la misma agua que se utiliza para la producción, cuando hay erosión de los terrenos por las actividades ganaderas o agrícolas, salinización o encapsulamiento del agua como consecuencia de las prácticas de irrigación dentro del predio. Además, el uso de pesticidas y fertilizantes crea un riesgo importante para los trabajadores y las familias que trabajan en estas actividades y consumen productos producidos en los establecimientos (Ongley, 1996; J. S. Shortle & Abler, 2001). La separación de los efectos dentro y fuera del predio es importante puesto que para la identificación del problema y su potencial solución es necesario considerar si es un problema social (colectivo) o individual (privado). Si el problema se da a nivel del establecimiento, los costos de solucionar el problema deberán ser asumidos por el mismo productor, y se capitalizan en el valor del establecimiento o su producción. En estos casos, exceptuando problemas de información, poder de mercado, y de derechos de propiedad, la asignación seria óptima. Si la contaminación afecta a individuos fuera del predio se convierte en una externalidad, y afecta a la sociedad, por lo que será necesaria la intervención para mitigar el problema (J. S. Shortle & Horan, 2001). Dependiendo de las situaciones, los productores también pueden llegar a tener que afrontar estos costos de remediación o de disminución de la producción. Finalmente, también existen emisiones provenientes de fuentes puntuales relacionadas con fases de producción que se llevan adelante en establecimientos que se encuentran en los predios agropecuarios. Estos son generalmente fases del proceso productivo, como ser tambos, establecimientos porcinos o de aves, o feedlots. Este tipo de contaminación puede tratarse como contaminación puntual, y por ende, el uso de instrumentos de política para su mitigación difiere de la contaminación no puntual. Por ejemplo, es posible incentivar el uso de tecnologías de final de tubería, o mejores 30 prácticas en la disposición de residuos. Este tipo de contaminación no será abordada a lo largo del presente documento. 2. LA CONTAMINACIÓN DE LA ACTIVIDAD AGROPECUARIA COMO PROBLEMA ECONÓMICO E INSTRUMENTOS DE POLÍTICA PARA CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN Desde la perspectiva económica, la contaminación de fuentes difusas se puede identificar como una externalidad. Al tener un origen difuso, genera una gran problemática para actividades de monitoreo y seguimiento. Las emisiones de contaminantes se dan a niveles ineficientes como consecuencia de que los productores no consideran el daño ambiental al resto de la sociedad en sus decisiones de producción. Por lo tanto, esta externalidad es un costo para todas las personas que se ven afectadas de alguna manera por la contaminación del agua o del aire (Ribaudo, Horan & Smith, 1999). Este capítulo presenta en primer lugar la relación entre las decisiones de producción privadas y la generación de externalidades negativas. En segundo lugar, se presentan un conjunto de metas relacionadas a los objetivos de política a la hora de diseñar instrumentos para el control de la contaminación. El concepto de generación de contaminación como externalidad, es un tipo de falla de mercado que intentamos solucionar a través de instrumentos de política. Desde la perspectiva económica, los mercados son eficientes para asignar recursos bajo ciertas condiciones. Falla de mercado, refiere a un término técnico que en economía es empleado para denominar situaciones en que las condiciones de libre mercado no se cumplen. Estos son situaciones muy frecuentes en temas relacionados a la relación entre economía y ambiente. A su vez, es de mencionar que las externalidades no son el único tipo de falla de mercado, ni de fallas en general, que ha de atenderse a la hora del diseño de políticas. El Cuadro 2 resume las principales fallas institucionales, de mercado, y de políticas a considerar a la hora de diseñar instrumentos de política para control de la contaminación ambiental. En este punto, se vuelve fundamental una profunda discusión del rol del estado, la capacidad de los sistemas de gobernanza para asegurar una explotación sostenible de los recursos naturales, el rol de los derechos de propiedad, los valores de los individuos en la sociedad. Estos puntos que trasciende al presente documento pueden ser profundizados en Sterner y Coria (2012). Cuadro 2. Fallas institucionales, de política, y de mercado. Fallas institucionales Las fallas institucionales suelen referir a fallas no de mercado. Principalmente están relacionadas al sistema de gobernanza, de fortaleza y los intereses del gobierno para hacer cumplir los acuerdos, y a los derechos de propiedad. Fallas políticas No siempre las políticas son óptimas para toda la sociedad. Sin embargo, es importante distinguir entre, políticas corruptas y malas políticas. Una política corrupta es aquella que se dice realizarse en pos del interés de la nación, pero en realidad sirve al interés de un solo grupo de interés. Una mala política es aquella que intenta representar una mejora para la sociedad, pero causa problemas por un mal entendimiento de la situación. Esto ocurre en casos en que, por ejemplo, el balance entre los beneficios sociales en la productividad no es suficiente para compensar los costos sociales de la contaminación ambiental. Ejemplo de esto último son los subsidios al uso de insumos que mejoran la productividad, pero causan problemas ambientales. Fallas de mercado Estas hacen referencia a situaciones en las que el mercado libre no produce resultados óptimos en términos de bienestar. Externalidades Son efectos secundarios, no intencionados y no compensados, de la producción o consumo de ciertos bienes sobre otra empresa o individuo. 31 Bienes públicos Son bienes cuya característica principal es que son nos rivales y no excluibles. El principal problema es la sub- provisión, dado que el mercado no provee suficiente al ser muy difícil excluir a los que no contribuyen. Recursos de uso común Son bienes rivales pero no excluible. El principal problema es que los individuos tienen a elegir un nivel de consumo individual que afecta de forma negativa a la disponibilidad de recurso para el resto de la sociedad. Información asimétrica Generar información adecuada es costoso, y esta es necesaria para crear políticas igualitarias eficientes y justas. La información completa es esencial para producir políticas o instrumentos de mercado que sea equitativo, eficiente y justo. Incertidumbre La incertidumbre de los costos y la cantidad de tiempo requerida para identificar los efectos en el ambiente son una problemática para establecer los verdaderos efectos de la producción o consumo del bien. (Fuente: elaboración propia con información de Sterner y Coria, 2012) 2.1. LA GENERACIÓN DE EXTER NALIDADES COMO CONSECUENCIA DE LAS DECISIONES PRIVADAS DE PRODUCCIÓN Desde el punto de vista social, se entiende que una economía alcanza una asignación de recursos para la producción de bienes eficiente cuando el precio es igual al costo de producir una unidad adicional (costo marginal). Por eficiencia se entiende una situación en la que no es posible mejorar la situación de un individuo sin empeorar la posición de ningún otro (eficiencia en el sentido de Pareto). Esto se da bajo los supuestos de competencia perfecta.15 Bajo esos supuestos, si el precio es inferior que el costo marginal de producir una unidad adicional, la sociedad estará mejor en su conjunto si adquiere una unidad más del producto. A su vez, si el precio es superior al costo marginal de producir una unidad adicional, las empresas incrementaran su ganancia si incrementan su nivel de producción. Este proceso de ‘regateo’ seguirá hasta aquel punto en que el costo marginal de producir una unidad adicional sea igual al ingreso marginal que esa unidad le brinda a la empresa. El producir una unidad adicional, causaría que el costo de esa unidad extra sea mayor que el beneficio. Lo mismo sucede respecto a los consumidores. Esta situación se ve reflejada en la cantidad de producción Q0 en la Figura 3. Sin embargo, como se mencionó en la sección anterior, a veces los supuestos de competencia perfecta no se cumplen. Si un incremento en la cantidad producida afecta a individuos fuera del mercado (es decir, no se refleja en los precios), es lo que llamamos una externalidad (Marshall, 1890). En ese caso, el nivel de producción eficiente desde el punto de vista privado difiere del óptimo desde el punto de vista social. En esos casos, las decisiones de producción privada tenderán a sobre producir aquellos bienes que causan una externalidad negativa, al tiempo que sub-producen los bienes que causan una externalidad positiva (Perman et al., 2003). En este escenario, los precios pierden relevancia para juzgar la eficiencia social, ya que los precios relativos no se corresponden con los costos marginales relativos. Los primeros trabajos sistematizando la generación de contaminación ambiental como una externalidad fueron desarrollados por Pigou (1920). Para ilustrar el concepto de externalidad, supongamos que existe una actividad productiva, por ejemplo un tambo, que devuelve sus efluentes al curso de agua sin tratamiento. Esto puede generalizarse a cualquiera de los otros contaminantes relevantes para el presente documento. Por otro lado, la sociedad toma agua de ese curso de agua para consumo humano, y los costos de tratamiento del agua se incrementan como consecuencia de la mayor 15Supuestos de economía en competencia perfecta: i) existe un mercado para cada uno de los bienes que son producidos y consumidos, ii) todos los mercados son perfectamente competitivos, iii) todos los agentes involucrados en la transacción tienen información perfecta, iv) derechos de propiedad privados son asignados de forma completa respecto a todos los recursos y bienes, v) no existen externalidades, vi) todos los bienes y servicios son bienes privados (no existen bienes públicos), vii) las funciones de utilidad y de producción se “comportan bien”. 32 contaminación del agua. Los costos de tratamiento del agua incrementales por cada unidad adicional producida por el tambo se reflejan en la curva de daño marginal (DMg) Panel A en la Figura 3. Como el tambo no paga por los vertidos que realiza al curso de agua, el costo que causa a la sociedad por el tratamiento adicional del agua por unidad que produce no se refleja en el precio. Así, el tambo decidirá producir una cantidad Q0, donde el ingreso marginal (IMg) y el costo marginal de privado (CMg privado), la que le brinda la máxima ganancia. De esta manera, los costos marginales para la sociedad de incrementar la producción del tambo en una unidad vienen dados por la suma de los costos marginales privados de producción y el daño marginal en que debe incurrir la sociedad como consecuencia de las emisiones de efluentes del tambo (CMg social = CMg privado + DMg). Considerando los costos tanto de producción como al resto de la sociedad, el nivel de producción eficiente, desde el punto de vista social, se daría en la cantidad Q1. Mientras el tambo no tenga en cuenta los costos adicionales para la purificación del agua, su nivel de producción será superior al nivel eficiente desde el punto de vista social ( Q0> Q1). Figura 3. Ingreso marginal, costo marginal privado, costo marginal social, y daño marginal. Así, vemos que al disminuir la producción de la empresa de Q0 a Q1, la empresa deja de percibir ingresos equivalentes al área abc, al tiempo que el ahorro de la sociedad por la disminución de costos adicionales en el tratamiento del agua es igual al área acbd. Si la sociedad y el tambo valora de igual manera las pérdidas monetaria, la ganancia para la sociedad por reducir la cantidad producida por el tambo es igual al área abd. La intensidad de estos efectos esta relacionada con la intensidad del daño, la elasticidad de las curvas de demanda, y las de costo marginal. Es decir, dependiente de que tan vertialces u horizontales sean las curvas, la necesidad de disminución de la producción para alcanzar el nivel óptimo desde el punto de vista social varía. A su vez, es importante señalar que al nivel óptimo de producción desde el punto de vista social, Q1, el daño ambiental no es cero. La sociedad sigue afrontando un costo por incremento en el tratamiento del agua igual al segmento eg. Es decir, como eliminar la contaminación por completo implica terminar con toda actividad productiva, por lo que la sociedad esta dispuesta a tolerar un nivel de contaminación tal que el beneficio que obtiene es mayor que los costos de remediaión. El terminar totalmente con las actividades económicas que generan contaminación será lo mejor para la sociedad sólo en casos en que la curva de DMg es muy vertical. Es decir, en los casos en que los daños generados a lo sociedad a medida que se incrementa la producción crecen muy rápido. Este es el caso, por ejemplo, de la disposición de residuos peligrosos, como ser residuos nucelares. A su vez, la necesidad de disminución de la producción por parte de las empresas para alcanzar un nivel de producción eficiente desde el punto de vista social representa, a priori, un desplazamiento entre los retornos (rentabilidad) y calidad del agua (Figura 4). Todos los puntos sobre la curva representan combinaciones de tecnología e insumos. En este caso se asume que el costo de generar mejor calidad del agua implica necesariamente una reducción en la 33 rentabilidad del tambo. Esto hace referencia a casos en los que por ejemplo para mejorar la calidad del agua sea necesario cambiar de una tecnología o prácticas tradicionales a otras más avanzadas o costosas, que implican ya sea un costo de inversión o el uso de insumos de mejor calidad y más caros. Todas las empresas se situarán sobre la curva ag, ya que si una empresa se sitúa dentro de la frontera, estaría produciendo de manera ineficientes. Es decir, una empresa en un punto como d podría mejorar su proceso productivo tal que, manteniendo el mismo nivel de calidad de agua, incrementará sus retornos netos, en un punto como f. Figura 4. Desplazamientos entre retornos netos privados, calidad del agua, y cambio tecnológico. Bajo el supuesto de que el objetivo del productor es maximizar las ganancias, el productor va a situarse en un nivel de producción como el punto Q0 de la Figura 3, que representa en el Panel A la Figura 4 un nivel de calidad del agua C0, relacionado a aquel nivel de rentabilidad neta máxima que el productor puede generar dada la tecnología disponible (punto a). Así, es evidente en el Panel A de la Figura 4 que un incremento en la calidad del agua a un nivel como C1, asociado a una disminución en el nivel de producción como Q1 en la Figura 3 representaría una disminución en las ganancias del productor. Nuevamente, vemos en la Figura 4 que la sociedad está dispuesta a tolerar un nivel de contaminación eg, debido a que eliminar toda la contaminación implicaría no desarrollar actividades productivas. Para el productor, cualquier movimiento que lo aleje de a es una pérdida en la ganancia, por lo que no hay razón para que el voluntariamente se mueva hacia una combinación que genere un nivel de calidad del agua como C1. En el caso en que el mismo productor, o las familias que trabajan en su establecimiento, se vean afectados por la contaminación del agua, entonces sí tendría un incentivo para moverse sobre la curva, hacia una combinación que genere menor nivel de emisiones, en el caso de que por ejemplo la calidad del agua para su consumo se haya visto afectada. Esto podría llevarlo, por ejemplo, a un punto como c en la sobre la frontera de tecnologías. No obstante, el objetivo de las políticas e instrumentos que se analizan en este documento es generar un movimiento hacia un nivel de calidad del agua como C1. Para ello pueden desarrollarse diferentes instrumentos, que lleven a diferentes soluciones. Por ejemplo, es posible alcanzar C1 a través de disminuir la producción, cargando todo el peso en el productor, o por ejemplo, alcanzar C1 a través de brindar subsidios desde el resto de la sociedad que compensen al productor por la renta que pierden, y situarnos en un punto como i, donde la sociedad en su conjunto está en las mismas condiciones, pero con una mejor calidad ambiental. Esta compensación ha de ser igual al área abc en el Panel 34 B de la Figura 3. Sin embargo, otra forma de alcanzar un nivel de calidad del agua C1 en un punto como i es a través de expandir la frontera de tecnológica de producción, por ejemplo, a la línea gh en el Panel B de la Figura 4. Esto permitiría incrementar la calidad ambiental manteniendo una rentabilidad neta privada alta, sin cargar la responsabilidad al productor. Este tipo de medidas, es por ejemplo, desarrollar nuevas técnicas de tratamiento de efluentes, que no afecten la rentabilidad. Este tipo de medidas es lo que sostienen los conceptos detrás de la idea de crecimiento verde. Por otro lado, las cosas no son tan sencillas cuando nos referimos a contaminación como consecuencia la actividad agropecuaria proveniente de fuentes difusas y originada por múltiples agentes. A su vez, ésta depende fuertemente de la ubicación geográfica, de las características del clima, suelo, topográficas, y del hecho de que los impactos pueden ser acumulativos. Todo esto hace que las emisiones de los productores agropecuarios sean muy difíciles (o extremadamente costoso) de monitorear, y que en general, sólo se puedan observar a nivel agregado, confundiéndose también con otras posibles fuentes de emisiones de origen no agropecuario (como ser fuentes puntuales o urbanas). Así, antes de pasar a la descripción detallada de los instrumentos más adecuados para el control de la contaminación de la actividad agropecuaria, hay dos preguntas fundamentales (Shortle et al., 2001): i) ¿a quién controlar?, y ii) ¿Qué controlar? ¿A quién controlar? Los problemas ambientales asociados a la actividad agropecuaria generalmente impactan en una escala mayor que la unidad de producción. Por ejemplo, los problemas de calidad del agua son relevantes de ser analizados a nivel de cuenca hidrográfica, donde los aportes de provienen no sólo de parte de los productores agropecuarios, sino también de fuentes puntuales de industrias, de las plantas de tratamiento de residuos municipales, y de los hogares. Lo mismo sucede respecto a los gases de efecto invernadero, relacionadas al calentamiento global como consecuencia no sólo de las emisiones provenientes de la actividad agropecuaria, sino que también de otras fuentes, antropogénicas y naturales, principalmente el consumo de combustibles fósiles para la producción de energía. Si bien para un problema global, como las emisiones de GEIs, la ubicación de la fuente en el territorio no es relevante, las cosas no son tan sencillas respecto a problemas locales, como ser el deterioro de la calidad del agua. Por ejemplo, las aplicaciones de fertilizantes nitrogenados a los cultivos pueden depositarse en diferentes destinos, dependiendo de cuándo y cómo sea aplicado, y de las condiciones climáticas durante la temporada de crecimiento. Así, el fertilizante puede bien ser consumido por la vegetación, lixiviarse a las napas subterráneas a través del suelo, escurrirse superficialmente a los cuerpos de agua, o volatilizarse a la atmósfera. Ninguno de estos destinos es fácilmente medible ni predecible, al tiempo que el monitoreo individual de los flujos de contaminación es prohibitivamente costoso y muchas veces, técnicamente no factible. A su vez, la asignación de contribuciones individuales a partir de concentraciones en el ambiente no es posible debido a que las contribuciones se hacen de forma conjunta desde diversas fuentes (tanto naturales como antropogénicas). No conocer quiénes son los responsables, y su grado de responsabilidad, crea dificultades para el diseño de políticas para el control de la contaminación difusa. Por un lado, regular a los productores que generan poco o ningún problema crea costos sin brindar ningún tipo de beneficio. Por otro lado, fallas en controlar a una cantidad significativa de los responsables disminuye la efectividad y limita las oportunidades de tomar medidas costo-efectivas. Pedir a los productores agropecuarios que tomen medidas costosas en pos del interés público tiene implicancias de lo que es justo y equitativo desde el punto de vista de la sociedad. Adicionalmente, en este caso, existe incertidumbre respecto a si las medidas tendrán impacto en la mejora del bienestar social. Esto ayuda a entender por qué, en general, en este tipo de problemas se suelen tomar medidas de ‘persuasión moral’ o donde el costo es asumido por el gobierno, en lugar de considerar un enfoque desde la perspectiva de que el que ‘contamina paga’. La respuesta a ‘¿a quién controlar?’ no tiene por qué estar limitada a los productores agropecuarios. Otras posibles respuestas son los productores (o importadores) de insumos químicos y los proveedores de servicios agrícolas. ¿Qué controlar? 35 Si lo que se busca es disminuir la cantidad de contaminantes volcados al ambiente por parte de los productores, las emisiones contaminantes han de ser la base sobre la cual establecer la norma y medir el desempeño del contaminador. En los casos en que esto puede ser medido con precisión a un bajo costo, el flujo de emisiones ha de ser la base sobre la cual fijar los estándares ambientales o los incentivos económicos (Oates, 1995). Sin embargo, como se expuso antes, el flujo de contaminación es inobservable, a los efectos prácticos, en los casos de contaminación difusa proveniente de la actividad agropecuaria. Este hecho hace el diseño de políticas más complejo, ya que no sólo ha de elegirse el instrumento de política, sino que también la base sobre la cual aplicarla (Griffin y Bromley, 1982, Shortle and Dunn, 1986). La base sobre la cual diseñar el instrumento ha de ser: i) correlacionado con las condicionales ambientales, ii) cumplible, y iii) controlable a lo largo del tiempo y del espacio (Braden y Segerson, 1993). Así, el diseño de políticas ha de basarse en medidas alternativas a la medición directa de las emisiones. Las más empleadas son:  Aproximaciones a las emisiones, como ser estimaciones de la pérdida de suelo y el traslado de fertilizantes a los cuerpos de agua superficiales y subterráneos. Un ejemplo es la Ecuación de Pérdida Universal del Suelo, desarrollada por Wischmeier y Smith (1987). Otra aproximación de este tipo es la contabilización de la diferencia entre las entradas de nutrientes a las unidades de producción, por ejemplo, a través de fertilizantes, y la salida de los mismos, principalmente contenida en los productos que se cosechan en el predio. Existen incluso algunas iniciativas que aproximan las emisiones a través de la medición de la cantidad de nutrientes aplicados en exceso de un nivel que se considera agronómicamente óptimo.  Indicadores específicos del desempeño del productor. La versión más simple es la cantidad de insumos contaminantes, por ejemplo, fertilizantes o pesticidas, u otros insumos o prácticas correlacionadas con el flujo de contaminación, como ser el uso de prácticas de riego, prácticas de conservación de suelo, o manejo integrado de plagas. Indicadores más complejos agregan la cantidad de insumos y otras variables.  Concentraciones en el ambiente. Esto son medidas agregadas a nivel de la escala relevante (por ejemplo, cuenca hidrográfica). Mientras que la modelación de emisiones y la aproximación a través de insumos y prácticas son medidas alternativas de la presión de la actividad agropecuaria en el ambiente, la concentración en el ambiente es una medida de estado del ambiente, fruto de la presión ejercida por los insumos y prácticas mencionados. 2.2. INSTRUMENTOS DE POLÍTICA PARA EL CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN DIFUSA DE LA ACTIVIDAD AGROPECUARIA Esta sección presenta en primer lugar los principales instrumentos de política para el control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria. Para ello, se combina el menú de instrumentos de política para control de la contaminación en general desarrollado por Sterner y Coria (2012) con la tipología de instrumentos específicos para el control de contaminación difusa de la actividad agropecuaria planteado por Ribaudo et al. (1999) y Shortle y Abler (2001). Luego, se discuten los diferentes objetivos asociados al diseño de políticas, y su relación con los diferentes instrumentos presentados. 2.2.1. MENÚ DE INSTRUMENTOS DE POLÍTICA En general, los instrumentos de política para el control de la contaminación suelen clasificarse en dos categorías: ‘basados en mercado’ y ‘regulación y monitoreo’. Sin embargo, esta clasificación es muy limitada pues no basta con reducir en dos categorías el vasto universo de instrumentos existentes (Sterner y Coria 2012). Los mercados requieren la interacción de precios y cantidades, al tiempo que las regulaciones muchas veces están respaldadas por sanciones económicas. Más aún, la teoría económica a veces sugiere, bajos ciertos supuestos, que los instrumentos que regulan las cantidades, tales como estándares, objetivos de emisiones, o permisos, pueden ser óptimos. La economía estudia los procesos de tomas de decisiones de los individuos. En ese sentido, todo instrumento que afecte los procesos de tomas de decisiones puede ser considerado un instrumento económico de política. Es decir, la oferta de instrumentos de política es mucho más amplia que la simple categorización dicotómica. 36 Existen diversas taxonomías para clasificar los instrumentos según el mecanismo a través del cual se busca cambiar el comportamiento de los individuos. Sterner y Coria (2012) proponen una clasificación de los instrumentos de políticas en cuatro categorías (grupos de filas en la Tabla 3). A su vez, la elección y diseño de los instrumentos de política para control de la contaminación de la actividad agropecuaria requiere analizar tanto el mecanismo como la base sobre la cual aplicarlo. Esto es consecuencia de la imposibilidad de tener una medida exacta de las emisiones de cada productor, como se expuso anteriormente. Así, la batería de posibilidades se multiplica. Las columnas de la Tabla 3 indican diferentes bases sobre la cual se pueden aplicar los cuatro grandes grupos de instrumentos propuestos por Sterner y Coria (2012). La primera categoría es denominada ‘utilizando los mercados existentes’. Esto comprende tasas e impuestos sobre las emisiones, los insumos, o la producción, tasas e impuestos a los usuarios, bonos relacionados al desempeño, sistemas de depósito y devolución, la creación de subsidios específicos, o parcialmente, la reducción de subsidios perversos. También en esta categoría se contemplan los reembolsos a los pagos de emisiones, y los créditos subsidiados. En el caso del control de contaminación difusa, generalmente se aplican impuestos/subsidios sobre insumos y prácticas cuyo uso este correlacionado con las emisiones, o sobre emisiones calculadas a partir de modelos estadísticos. También pueden pensarse sobre el nivel de concentración ambiental. Tabla 3. Instrumentos para el control contaminación difusa de origen agropecuario. Medida sobre la que se carga Mecanismo Concentración Insumos / Prácticas Proxy emisiones ambiental  Cargas de nutrientes  A la compra de fertilizantes o pesticidas. (modelado) (específicas a  A las aplicaciones de abono. Impuestos sobre la Utilizando cada parcela o uniformes) mercados Impuestos / Subsidios  Compartir costos u otros subsidios a la  Aplicaciones en exceso de concentración compra de insumos o prácticas que reducen nutrientes ambiental contaminación.  Respecto a pérdida neta  Subsidios por cambio cultivo. del suelo (estimada)  Transacciones de créditos mercados de emisiones (estimadas) Creando Mercados  Esquemas de límites e  Insumos intercambio de emisiones (estimadas)  Registros pesticidas.  Restricciones basadas en Estándares  Restricción a la aplicación de fertilizantes. cargas de nutrientes (modeladas) Regulación Uso obligatorio de prácticas control  Regulación a la aplicación contaminación. excesiva de nutrientes Responsabilidad Responsabilidad Negligencia legal estricta / Negligencia Mecanismos con participación voluntaria  Contratos cambio uso suelo. Contratos / Bonos  Contratos para la adopción de prácticas conservación nutrientes (Fuente: Elaboración propia en base a Ribaudo et al., 1999, Shortle y Horan, 2001 y Sterner y Coria, 2012) La segunda categoría, se denomina ‘creando mercados’ y consiste en el diseño de mecanismos que definen derechos de propiedad. Como se mencionó antes, la falta de derechos de propiedad bien definidos es una de las fallas de mercado que dificulta que las decisiones privadas alcancen un manejo sostenible de los recursos. La asignación de derechos de propiedad no significa la privatización del ambiente, sino que muchas veces una gestión sostenible se 37 alcanza a través de la gestión comunal, o pública. Derechos de propiedad bien definidos y costos de transacción bajos permiten a las partes involucradas alcanzar una solución eficiente a posibles daños ambientales que una parte le cause a la otra (Coase, 1960). Sin embargo, la solución puede ser diferente según a que parte se le asignen los derechos, con implicancias tanto a nivel de bienestar social como de justicia (CORE, 2016). Nuevamente, los mercados pueden pensarse sobre diferentes bases de las emisiones. La categoría de `regulaciones ambientales’ incluye estándares, prohibiciones, permisos o cuotas (no negociables), y regulaciones que refieren al momento y ubicación donde se realizan las actividades (zonificación). Las reglas de responsabilidad legal también pertenecen a esta categoría, vinculándola a las disciplinas relacionadas con el derecho y el cumplimiento de las políticas. Finalmente, la categoría ‘mecanismos de participación voluntaria’ incluye mecanismos tales como la diseminación de información, etiquetado, y la participación de la ciudadanía en la gestión de los recursos y el ambiente. En general, estos mecanismos implican una participación voluntaria de la ciudadanía. Los programas de educación y asistencia técnica han sido el abordaje que más se ha desarrollado en general para el control de la contaminación difusa en la actividad agropecuaria. A su vez, han ganado gran popularidad en los últimos años los pagos para la conservación, así como auditorías y certificaciones ambientales (principalmente al nivel de empresas), que se puede usar en conjunto con las políticas de etiquetado y provisión de información. Otros mecanismos no incluidos en esta categorización pero que igualmente son relevantes son: provisión directa de servicios ambientales (tales como la recolección de residuos sólidos), los acuerdos internacionales (muy relevantes para empujar las políticas de mitigación de gases de efecto invernadero), y políticas macroeconómicas en general (toda política fiscal, monetaria, y comercial que tenga implicancias para la economía, y por ende, para el ambiente). Así, todas las categorías anteriores buscan cambiar el comportamiento de los agentes, pero a través de diferentes fundamentos. Mientras que las dos primeras se basan en cambiar los precios relativos que afrontan los agentes a la hora de tomar sus decisiones de producción y mitigación de emisiones, las regulaciones se basan en prohibiciones y el control. La regulación se encuentra, en general, secundada por multas, al tiempo que los mecanismos a través de los precios relativos necesitan verse respaldados por instrumentos normativos. Esto indica que, en realidad, no hay un solo mecanismo funcionando en cada uno de los grupos de instrumentos, sino que unos necesitan de los otros. A su vez, mientras que los tres primeros grupos de instrumentos son mecanismos que logran alcanzar una cierta meta ambiental asegurando el cumplimiento de la misma (si son bien diseñados e implementados), el alcanzar un objetivo ambiental a partir de los instrumentos que buscan involucrar a la ciudadanía depende fuertemente de la participación voluntaria de los agentes. Así, la efectividad de los instrumentos de participación voluntaria ha sido cuestionada cuando se afronta el problema de cambiar el comportamiento de productores que buscan obtener la mayor ganancia monetaria (Ribaudo et al., 1999). Sin embargo, estos instrumentos muchas veces son utilizados de forma conjunta con los de las otras categorías. A su vez, existen diversos esquemas, bajos ciertos acuerdos institucionales y políticos, en que instrumentos del tipo de acuerdo voluntarios pueden ser exitosos para la gestión de recursos naturales. Los casos más estudiados refieren esquemas de co-gestión para la explotación de recursos de uso común en pesquerías de pequeña escala, a partir de las contribuciones de Ostrom (1990). Otro elemento fundamental a la hora de diseñar instrumentos de política para el cumplimiento de múltiples objetivos ambientales es la posible no complementariedad entre los mismos. Es decir, mientras que un instrumento diseñado para alcanzar una cierta meta respecto a una variable ambiental, como ser por ejemplo la promoción de mantenimiento de humedales para mitigar la exportación de nutrientes a los cursos de agua, el mismo instrumento puede estar empeorando el desempeño respecto a otra variable de objetivo ambiental, como ser el incremento de emisiones de gases de efecto invernadero como consecuencia de mantener un humedal (Kerr & Kennedy, 2009). Este aspecto ha de ser analizado de forma cautelosa a la hora de diseñar instrumentos de política. 2.2.2. CRITERIOS PARA LA EVALUACIÓN DE INSTRUMENTOS DE POLÍTICA 38 Para evaluar cuáles son los instrumentos adecuados, es necesario tener en cuenta una serie de criterios para compararlos. En la Tabla 4 se introducen una serie de criterios propuestos por Ribaudo et al. (1999) y Perman et al (2003), que pueden ser utilizados como un marco de referencia. Por un lado, los instrumentos difieren en su capacidad para maximizar los beneficios sociales por medio de la corrección a una externalidad. Al elegir el instrumento de política ideal para alcanzar una meta ambiental, surge la necesidad de que estos instrumentos sean costo-efectivos, es decir, lograr la mayor efectividad, al menor costo posible. Así, el instrumento elegido dependerá de la meta que se defina. Muchas veces no es posible alcanzar un punto como b en la Figura 3 porque no se conocen los daños. Ante esto, surge la necesidad de realizar políticas sobre medidas que sean cuantificables, como ser la estimación mediante modelos para cada unidad de producción, o los insumos o prácticas desarrolladas en cada unidad de producción, y que realmente reduzcan el problema de la contaminación, a pesar de que el daño exacto siga siendo desconocido. Esto permite enfocar las políticas solamente sobre aquellas unidades de producción cuyas prácticas productivas o usos de insumos estén realmente generando una externalidad negativa. Sin embargo, tener claro como difieren los instrumentos que son factible de diseñarse respecto al instrumento que es ideal, aunque no factible, es muy útil como punto de referencia para poder entender que tanto los instrumentos que elegimos diseñar se alejan de ser los mejores desde el punto de vista de la sociedad. Adicionalmente, los costos de la implementación de los instrumentos de política se suelen distribuir de manera diferenciada entre los que contaminan y el resto de la sociedad. Así, es que es relevante preguntarse si los instrumentos están logrando alcanzar una disminución en la contaminación de forma costo-efectiva. Adicionalmente, los costos de administración y monitoreo están relacionados con distintas variables como la naturaleza del problema de contaminación, el sistema legal y la información requerida para implementar el instrumento de manera efectiva. La escorrentía por fuentes difusas es difícil de monitorear por su naturaleza estocástica, entonces, si es muy difícil de identificar la falta de cumplimiento, los contaminadores podrán evitar cumplir con lo estipulado. Es de suma importancia hacer un balance entre los costos del instrumento versus los beneficios que proveen. Esto hace que muchas veces, los instrumentos más costo efectivos tampoco puedan ser aplicados. Por ello, los instrumentos que consideran también otros elementos relacionados a la factibilidad para su implementación y que no son el más costo efectivo son denominados ‘la segunda mejor opción’. Esto es, por ejemplo, diseñar instrumentos que se apliquen de forma uniforme a todos los productores, sin importar si están generando una externalidad negativa o no. Por otro lado, es deseable analizar la flexibilidad del instrumento. La flexibilidad del instrumento puede ser hacia el productor o la agencia encargada de implementarlo. Es flexible para el productor si éste tiene la capacidad de reducir los costos de disminuir la contaminación ajustando su producción y decisiones de control de contaminación ante los cambios en las condiciones económicas, ambientales y específicas del sitio, y aun así lograr cumplir con las metas. Es flexible para la entidad que administra si ésta tiene la capacidad de dar las señales o incentivos adecuados a los productores ante cambios en las relaciones económicas y ambientales. La flexibilidad es importante tomarla en cuenta pues ajustarse ante estos cambios podría llegar a ser muy costoso y afectar la capacidad de ser adecuado desde el punto de vista del costo-efectividad. Los instrumentos deberían de incentivar y premiar a los productores que utilicen su conocimiento para lograr las metas de política. Los instrumentos que proveen de estos incentivos son más probables que logren controles costo-efectivos que los que no. La viabilidad política y legal está asociada con el problema de medir la contaminación difusa por su naturaleza estocástica, pero también con temas éticos y argumentos filosóficos. Además, hay un tema de derechos de propiedad, y que tan populares pueden ser los instrumentos. Es decir, instrumentos como impuestos o cargas, implícitamente transfieren los derechos de contaminación de los productores a los usuarios de los recursos. A su vez, el nivel de complejidad de la información requerida junto a su periodicidad puede llegar a ser un impedimento para la aplicación de un instrumento si ésta es muy difícil o imposible de obtener. 39 Tabla 4. Criterios de evaluación de los instrumentos. Criterio Descripción Eficiencia ¿Maximizan los beneficios de la producción menos el daño esperado? Costo-efectividad ¿El instrumento logra la meta al menor costo? Efectos de largo plazo ¿Los efectos del instrumento se fortalecen, mantienen, o desaparecen a lo largo del tiempo? Costos administrativos y ¿Cuáles son los costos de administración y monitoreo? de aplicación ¿El instrumento tiene la capacidad de adaptarse rápidamente y de manera poco costosa cuando surge nueva Flexibilidad información o las condiciones cambian? Incentivos para innovación ¿Incentiva a la innovación por parte del productor para alcanzar la meta ambiental? Viabilidad política y ¿Es viable desde el punto político y legal? legal Requerimientos de ¿Cuánta información requiere el instrumento de la que posee la autoridad y cuáles son los costos de adquirirla? información (Fuente: elaboración propia con información de Ribaudo et al., 1999 y Perman et al., 2003) A su vez, es muy relevante remarcar que aquellos instrumentos que cargan la responsabilidad al que genera la contaminación, también pueden afectar la rentabilidad y competitividad de los productores agropecuarios. Esto puede llevar a quiebras, o decisiones de dejar de producir, en algunos productores. Si bien, desde el punto de vista de la sociedad no es deseable mantener productores que no son eficientes, en el proceso seguramente habrá ganadores y perdedores. A su vez, instrumentos que restrinjan la producción en áreas agropecuarias importantes pueden elevar costos y precios de alimentos, afectando también al consumidor urbano de bajos recursos. Esto es menos relevante cuando se regula actividades cuyo destino principal es la exportación. 2.2.3. INSTRUMENTOS DE POLÍTICA UTILIZANDO LOS MERCADOS EXISTENTES Los instrumentos económicos basados en los mercados buscan controlar la contaminación hacia niveles más deseables desde el punto de vista de la sociedad a través de crear precios para la contaminación no puntual como consecuencia de externalidades. Los instrumentos basados en mercados existentes generalmente se clasifican entre impuestos y subsidios. Los impuestos operan de tal forma que incrementan los costos de las actividades (o uso de insumos) que causan la contaminación. Alternativamente, los subsidios hacen menos costoso a los productores el no contaminar a través de disminuir los costos de actividades que mitiguen la contaminación. El efecto de cada uno de ellos puede ser idéntico, dependiendo de cómo se aplique. Como se mencionó anteriormente, un elemento que brinda complejidad al diseño de estos instrumentos para el control de contaminación difusa es definir la base sobre la cual se aplica el instrumento. Primero ilustraremos con un ejemplo sencillo el funcionamiento de un impuesto y un subsidio, para luego ahondar en aspectos específicos de su uso para el control de contaminación difusa. Como un subsidio puede tomarse como un impuesto (negativo), sólo haremos mención al mismo cuando haya diferencias en la interpretación. Es útil distinguir tres casos (Perman et al., 2003): i) cuando la meta de contaminación es alcanzar el nivel de contaminación que maximiza el bienestar social, ii) cuando se fija una meta de contaminación de acuerdo a ciertos criterios, diferentes del criterio de eficiencia económica, y iii) cuando se busca una reducción en las emisiones de una cantidad no definida. El primer caso necesita resolver el problema de maximización de bienestar social, y para eso, conocer la curva de daño marginal (DMg en Figura 3). Como a veces esto no es posible de estimarse, se procede por alguna de las otras estrategias, lo que lleva a buscar instrumentos costo-efectivos para alcanzar el ‘primer mejor’ o el segundo mejor. Desarrollaremos el primer caso, y luego mencionaremos cómo los otros casos se relacionan con la definición de la base sobre la cual diseñar el instrumento. En la Sección 2.2. Instrumentos de política para el control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria mostramos que el nivel de producción de la empresa no era eficiente desde el punto de vista social porque el precio de los insumos no refleja el costo social. Una posible solución sería cobrarle a la empresa (en el caso del ejemplo de la Sección 2.2. Instrumentos de política para el control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria, al tambo) un impuesto por nivel de emisión. Una forma de alcanzar el nivel óptimo de emisiones es limitando el nivel de producción a la cantidad Q1 en la Figura 3. Otra forma, es internalizar la externalidad fijando un impuesto Pigouviano 40 (τ) igual al daño marginal producido por el proceso productivo.16 Si asumimos que los factores de emisión son fijos por unidad producida, el impuesto a las emisiones puede ser sustituido por un impuesto al nivel de producción (Panel A Figura 5). Así, el impuesto τ ha de ser fijado en un monto igual al segmento bc, que por construcción es igual al segmento eg. Esto desplazaría la curva de costo marginal privado hacia arriba. Con esta nueva curva de CMg privada’, un nivel de producción Q0 representaría una situación donde el ingreso por producir una unidad adicional es menor que el costo de productira (IMg < CMg privada’). Por lo tanto, le convendrá contraer su producción. Así, se fijará un nuevo precio del bien igual a P*, al tiempo que el ingreso fiscal será igual a área bcdf. Sin embargo, el supuesto de que los factores de emisión son fijos por unidad producida es un supuesto muy restrictivo, que muchas veces no se cumple. Mucho de los casos de contaminación ambiental pueden ser resueltos a través de medidas de mitigación y no a través de disminuir el nivel de producción. Una función de los instrumentos de política es alentar los esfuerzos de mitigación (Sterner y Coria, 2012). Así, en caso de que existan dos formas de producción, el tradicional con una curva de costo marginal CMg privado, y otro más limpio cuya curva de costo marginal es CMg privado +L (Panel B de la Figura 5). Si CMg privado +L < CMg privado + τ , entonces el precio del producto no subirá a P*, sino que sólo subirá a P**, y la disminución del nivel de producción será menor. Así, la mayor influencia del impuesto a través del precio se espera que sea a través de la adopción de tecnologías más limpias. Figura 5. Impuesto eficiente a las emisiones. La mayor ventaja de este tipo de instrumentos es que permite elegir a los productores la estrategia que les sea más conveniente desde el punto de vista de sus ganancias. A su vez, las estrategias de los productores pueden cambiar como consecuencia de cambios en los precios relativos entre los insumos y la producción, o la disponibilidad de nuevas tecnologías. En general, los costos de mitigación de la contaminación son menores con este tipo de instrumentos que con instrumentos de regulación, debido a que los productores pueden utilizar las características específicas del lugar donde desarrolla sus actividades (y que son ignoradas por la agencia reguladora) a su favor a la hora de disminuir los costos de la contaminación. A su vez, como se mostró en el Panel B de la Figura 5, existen incentivos a desarrollar innovaciones que puedan volcarse al mercado ayudando a reducir los costos de la mitigación de la contaminación, ayudando a que la disminución en la cantidad de producción sea menor que si sólo existiera la tecnología actual. 16 En ausencia de incertidumbre respecto al desempeño de cada uno de los involucrados, ambos instrumentos logran el mismo objetivo. 41 El caso de los incentivos por unidad a través de un subsidio es levemente diferente. Los subsidios pueden alcanzar el mismo resultado que un impuesto con el mismo incremento por unidad, pero por lo general, necesitan ser determinados respecto a un nivel de referencia. Por ejemplo, un subsidio aplicado al uso de fertilizantes ha de basarse en la reducción de fertilizantes respecto a un nivel dado. Así, cuando mayor sea la reducción, mayor es el subsidio percibido por el productor. En caso de no existir reducciones, no se brindaría ningún subsidio. Alternativamente, en el caso de pesticidas, podrían implementarse subsidios para incentivar manejos alternativos, o seguros para compensar posibles pérdidas. Al mismo tiempo, establecer los niveles de referencia a partir de las emisiones actuales puede proveer incentivos perversos. A modo ilustrativo, tomemos como ejemplo un caso en que se fija un nivel de referencia para emisiones de fuentes puntuales. Un subsidio a la disminución de las emisiones implicaría que aquellas que se encuentran más alejadas del nivel de referencia recibirían un subsidio mayor que aquellas que se encuentren más cerca al nivel de referencia como consecuencia de haber tomado acciones por su propia cuenta previamente. Así, el establecimiento de un nivel de referencia en función de las emisiones actuales producirá un incentivo perverso a que las empresas incrementen sus emisiones lo más posibles (antes de implementarse el esquema de incentivos) con el fin de incrementar su brecha (Baumol y Oates, 1988). A su vez, en el caso de los subsidios es la sociedad, y no quien contamina, quien ha de pagar por el control de la contaminación (ver Cuadro 3). Los impuestos y los subsidios pueden diseñarse de forma tal que alcancen los mismos resultados respecto a las decisiones de producción y de control de la contaminación. Sin embargo, generalmente los impuestos disminuirán las ganancias de la actividad agropecuaria y se incrementarán el presupuesto público, al tiempo que lo opuesto sucede respecto a los subsidios. No obstante, es posible implementar impuestos sin afectar las ganancias de los productores a través de la implementación de un reembolso de suma fija igual al pago esperado de los impuestos. Como se discutió anteriormente, un impuesto o subsidio puede diseñarse respecto a diferentes bases, como ser la estimación de emisiones esperadas, insumos/prácticas correlacionadas con las emisiones, o el nivel de concentración ambiental. La base sobre la cual se aplique tendrá diferentes implicancias respecto a los objetivos de política. La Tabla 5 resume las principales diferencias respecto a los objetivos de política al diseñar impuestos/subsidios sobre las diferentes bases, así como medidas costo-efectivas o ‘segundo mejor’. Ribaudo et al. (1999) presentan una exhaustiva revisión de los elementos presentes en esta tabla. Los impuestos/subsidios basados en las emisiones esperadas pueden alcanzar soluciones que controlen las emisiones de la escorrentía de forma costo-efectiva. Esto es por los elementos antes mencionado, relacionados a la capacidad de los agentes de utilizar su información privada para decidir el nivel de mitigación o de disminución de la producción que les sea más eficiente, junto con el hecho de que brinda incentivos a que no se mantengan en el mercado aquellas empresas que no son eficientes, al tiempo que provee incentivos a la innovación tecnológica para la mitigación. Para que la tasa sea óptima en este caso, ha de implementarse de forma tal que sea específica para cada localización, igual al valor social de un incremento marginal de las emisiones desde ese lugar específico. Esto es debido a que diferentes localizaciones, como ser las características del suelo, la distancia al curso de agua, o la toxicidad de los insumos utilizados, representan diferentes niveles de exportación de contaminantes, y por ende, de daño social. Por ejemplo, en Noruega el impuesto a los pesticidas se estima a partir del daño potencial del pesticida, el daño humano y para cada región, es decir se calcula para cada localización específica. Sin embargo, las condiciones bajo las cuales un resultado óptimo puede alcanzarse son muy restrictivas. Esto es porque los incentivos económicos basados en emisiones esperadas proveen incentivos para que los productores agropecuarios controlen las emisiones promedio. Sin embargo, la variabilidad de las emisiones (al interior del predio o espacial) tiene un rol muy importante a la hora de alcanzar resultados óptimos, o costo-efectivos respecto a la concentración total de emisiones o del uso de insumos/prácticas. Cuadro 3. Impuestos, Subsidios, Regulaciones y Derechos. Los impuestos y los subsidios representan diferentes marcos respecto a los derechos relacionados con la calidad del ambiente. Un subsidio tiene, implícitamente, la visión de que los contaminadores no son los responsables de la degradación ambiental. Esto es, los que generan la contaminación tienen el ‘derecho’ a desarrollar sus actividades, y la sociedad ha de compensarlos por querer un mejor ambiente. Una visión alternativa indicaría que la sociedad 42 tiene el ‘derecho’ a un ambiente limpio, y que quién contamina ha de pagar por las actividades de control de contaminación (el principio del que ‘contamina paga’). En Estados Unidos, esta visión es sostenida a través del uso de impuestos o regulaciones, y ha dado forma a diversos programas de control de contaminación puntual (por ejemplo, el control de fuentes de contaminación puntual debajo del Clean Water Act indica a los que producen la contaminación como responsables). Sin embargo, la factibilidad política, los altos costos de monitoreo cuando hay una cantidad muy grande de fuentes de contaminación, y los conflictos de interés y la aceptación social, hace que, en ciertos casos, subsidiar a quién contamina para dejar de hacerlo sea más eficiente que intentar hacerlo responsable. Un ejemplo es el del subsidio (para comprar estufas más limpias y eficientes en la comunidad de Temuco, Chile. La quema de madera en las estufas rusticas en Chile ha demostrado ser un importante contaminante del aire, y ésta es una de las principales formas en que la población chilena realiza sus labores de cocina y calentamiento del hogar, por lo que resultó de suma importancia tomar medidas sobre el caso. Las autoridades calcularon que el beneficio del subsidio era mayor que el costo de implementar las medidas del plan de control de la contaminación. Tabla 5. Evaluación de los instrumentos de mercado basados en emisiones esperadas y basados en insumos o prácticas y en concentración ambiental. Basados en emisiones esperadas Basados en insumos o prácticas Basadas en concentración ambiental Segunda mejor Segunda mejor Segunda mejor Criterio opción opción opción Costo efectivo (información Costo efectivo (información Costo efectivo (información imperfecta, imperfecta, imperfecta, uniforme) uniforme) uniforme) Pobre, no es eficiente, Existe solo cuando los productores son neutrales al riesgo Buenos, es costo Razonable, costo Razonable, no Pobre, no es Bueno, se y tienen las efectivo, pero no efectivo, pero no eficiente. Se costo-efectiva, se requieren otros mismas eficiente. Se eficiente. Se requieren otros requieren instrumentos para expectativas que Incentivos requieren más requieren más instrumentos para instrumentos asegurar la la agencia que instrumentos instrumentos para asegurar la adicionales para entrada-salida administra los para la entrada la entrada y entrada-salida entrada y salida óptima. recursos. Se y salida óptima. salida óptima. óptima. óptima. requieren instrumentos adicionales para entrada y salida óptima. Alta, al requerir Medio-alto, Baja, los ser específica puede requerir Alta, al requerir incentivos se Medio-alta, el Medio-alta, el del sitio o ser específica del ser específica del aplican a pocas productor debe productor debe uniforme. sitio o uniforme. sitio o uniforme. decisiones de poder evaluar poder evaluar Complejidad Productores Productores Productores insumos y cómo influencia él cómo influencia él deben de poder deben de poder pueden evaluar tecnologías, y se y otros la base y otros la base identificar cómo identificar cómo instrumentos. puede aplicar de del incentivo. del incentivo. afecta su afecta su manera uniforme. producción. producción. Alta, cada Alta, cada productor productor requiere requiere Baja, solo Baja, solo Media, requieren Media, requieren información sobre información sobre requieren requieren Información información de información de su la producción y la producción y información de su información de su requerida su propia propia escorrentía de escorrentía de producción y producción y producción. producción. todos los todos los propios procesos. propios procesos. productores y productores y transporte de transporte de contaminación. contaminación. (Fuente: basado en Ribaudo et al., 1999) 43 Por otro lado, el control de la contaminación puede llevarse adelante a partir de motivar o desmotivar el uso de diferentes tipos de insumos y de tecnologías de producción. Esto es debido a que, si bien las elecciones de insumos y de tecnologías de producción no son siempre equivalentes a los objetivos de política, pueden ser el medio a través del cual alcanzarlos. A modo de alcanzar soluciones eficientes, o costo efectivas desde el punto de vista de la concentración de emisiones o las emisiones esperadas, estos instrumentos deben de enfocarse en todos los insumos y tecnologías, diseñarse específicamente para cada localización, e igualar el costo social esperado con el incremento marginal en el uso de insumos (Shortle y Abler, 1997). Nótese que si el costo social de un incremento en el uso de insumos que disminuyen la contaminación es negativo (por ejemplo, inhibidores de nitrógeno), estos insumos han de ser subsidiados. Los usos de incentivos por unidad basados en insumos no crearan por sí solos incentivos que induzcan a los productores a cambiar hacia tecnologías más eficientes (por ejemplo, cambiar de sistemas de labranza convencional a sistemas de labranza con prácticas de conservación, como la siembra directa). Si el sistema de producción se desarrolla a través de una tecnología sub-óptima, es decir, no alcanza la mejor calidad ambiental para el mismo nivel de beneficios netos dada la tecnología disponible (está en un punto como c en la Figura 4), el insumo también será utilizado de forma sub- óptima, ya que las decisiones de producción y de uso de insumos son independientes. Por ende, la optimalidad de los incentivos económicos está condicionada por la tecnología utilizada. Se necesitarán instrumentos adicionales enfocados en las tecnologías de producción para alcanzar resultados eficientes, o costo-efectivos desde el punto de vista de la concentración de emisiones o de las emisiones esperadas. Un posible mecanismo para alcanzar un resultado óptimo es a través de la aplicación de incentivos de suma fija condicionado respecto a las elecciones tecnológicas. Por ejemplo, es posible aplicar un impuesto de suma fija a los productores que emplean prácticas sub-óptimas, o un subsidio de suma fija a productores que adopten tecnologías óptimas. Si existen costos en el proceso de ajustarse a la adopción de una nueva tecnología, la adopción puede ser incentivada también a través de compartir costos. Finalmente, dada la complejidad para contar con una medición precisa de las emisiones por productor, y la dificultad de desarrollar estimaciones a través de modelos, una alternativa es basar los instrumentos respecto al nivel de contaminación concentrado en el ambiente, en particular, de los recursos afectados por las actividades agropecuarias. En primera instancia, estos instrumentos presentan dos ventajas. Primero, la teoría económica sugiere que los instrumentos basados en el nivel de contaminación concentrado en el ambiente han de acercarse al daño producido por la contaminación (externalidad). Segundo, los niveles de contaminación concentrados en el ambiente pueden ser monitoreados por el agente gestor sin tener que observar las acciones de cada uno de los productores. Sin embargo, estas ventajas no se sostienen al considerar los requerimientos de información y otras complejidades. A su vez, si los productores son adversos al riesgo, no verán de buena manera el riesgo adicional, asociado a la variabilidad de la contaminación por causas naturales, que los incentivos basados en el nivel de concentración de contaminación en el ambiente llevan consigo. Así, los instrumentos basados en emisiones esperadas o insumos/prácticas serán preferidos por este tipo de productores. En casos en que algunos productores sean adversos al riesgo, o de que las expectativas respecto a los procesos de emisiones no coincidan entre el agente regulador y los productores, los incentivos basados en el nivel de concentración de contaminación en el ambiente puede ser solamente un instrumento del tipo ‘segundo mejor’. Por otro lado, los potenciales altos costos de transacción implicarán que este diseño ‘segundo mejor’ sea aplicado a una tasa uniforme entre productores. Adicionalmente, los niveles de concentración de contaminantes en el ambiente dependen de un conjunto de sitios desarrollando actividades productivas en la región de relevancia. Si el conjunto de lugares en producción es sub- óptimo, cada productor afrontará incentivos incorrectos respecto al uso de insumos y elección de tecnologías, debido a que los incentivos dependen del nivel de contaminación en el ambiente, el que a su vez depende de los lugares en los que se genera la contaminación. Esto resulta en niveles de contaminación en el ambiente que serán sub-óptimas respecto a las soluciones costo-efectivas o el nivel del ‘segundo mejor’. Un aspecto fundamental para que los impuestos/subsidios alcancen una solución lo más eficiente posible, es que los productores entiendan cómo sus decisiones de producción y de control de emisiones influyen en la variable a través de la cual se mide el objetivo de política. Esto es fundamental cuando los instrumentos se diseñan en base a las emisiones esperadas y a la concentración ambiental. En el segundo caso, se agrega la complejidad de que los productores han 44 de comprender no sólo cómo sus acciones afectan la variable objetivo, sino también cómo las acciones de los otros afectan la base del incentivo (dado que la base del incentivo depende en el desempeño del grupo). Por otro lado, para alcanzar un resultado lo más eficiente posible a través de los impuestos/subsidios basados en emisiones esperadas o insumos/prácticas, es necesario definirlo respecto a las emisiones o los insumos/prácticas que se generan o implementan en cada unidad de producción de forma individual. Esto puede que no sea posible de implementarse, debido a razones políticas, legales, costos de transacción, o simplemente porque los productores no quieren revelar información privada respecto a cómo desarrollan sus actividades por temor a que sea utilizada en su contra. En los casos de instrumentos diseñados en base a emisiones esperadas pueden diseñarse políticas del tipo ‘segunda mejor’. Esta aproximación generará resultados menos eficientes, pero que pueden llegar a ser óptimas dado el alto costo para recopilar la información privada y realizar las actividades de monitoreo. A modo de ejemplo, éstos pueden desarrollarse en base a información imperfecta que la agencia pueda tener respecto a diferentes factores que afectan las emisiones, como ser las prácticas productivas, la productividad del suelo, u otras características específicas de cada sitio. Una buena alternativa para el caso de los impuestos basados en insumos/prácticas es aplicar incentivos uniformes entre localizaciones, y sólo sobre unos pocos insumos, a modo de reducir los costos de administración. La elección de los insumos sobre los cuales basar los incentivos puede realizarse en base a la facilidad de observarlos o medirlos. Algunas prácticas, tales como la tasa a la cual los químicos son aplicados, son muy difíciles de observar sin un monitoreo intensivo. Los ajustes necesarios como consecuencia de poner incentivos en los insumos que se observan con mayor facilidad pueden llevar a sustituciones distorsionadas y cambios en las combinaciones de insumos (Eiswerth, 1993; Ribaudo et al., 1999). Por ejemplo, un impuesto sobre los herbicidas puede disminuir el uso de herbicidas, pero incrementar el uso de métodos mecánicos para realizar los cultivos, incrementando así la erosión del suelo. Es importante pensar en detalle la posibilidad de las prácticas no deseables que pueden surgir, y diseñar medidas de incentivos (económicos o no económicos) que contrarresten estos efectos. También es posible aplicar tasas uniformes a las emisiones esperadas de las unidades de producción, sin importar que unidades de producción aportan más al daño. En ambos casos, se debería de contemplar un ajuste como consecuencia de la sustitución de insumos y producción, y la posibilidad de ajustar las emisiones de forma opuesta a lo esperado por el objetivo de política, respectivamente (Shortle et al., 1998). Adicionalmente, en los casos de instrumentos de incentivos basados en el nivel de concentración de contaminación en el ambiente, el agente gestor necesita entender no sólo los procesos de producción y contaminación a modo de poder evaluar el impacto del instrumento de política sobre el ambiente, sino también cómo los productores evalúan el impacto de sus decisiones sobre la contaminación. Es decir, la agencia ha de comprender las creencias de cada productor respecto al proceso de contaminación puntual. Esto limita fuertemente la capacidad de este tipo de instrumentos para alcanzar resultados costo-efectivos o ‘segundo mejor’. Los impuestos/subsidios basados en cualquiera de las bases anteriores necesitarán instrumentos adicionales para asegurarse la entrada y salida óptima de lugares de producción. 17 Éstos pueden ser, por ejemplo, impuestos de suma fija aplicados a productores produciendo en localizaciones donde el incremento en la producción que genera un incremento en el daño a la población sea mayor que los ingresos obtenidos por parte del productor (lo que denominaremos zonas ‘extra marginales’). El resto de las localizaciones no pagan nada si no producen en ese lugar. Es decir, es deseable, desde el punto de vista de la sociedad, desarrollar ciertas actividades productivas que brindan ingresos y empleo, pero también contaminación, en localizaciones geográficas específicas, a modo de que disminuyan el impacto sobre la calidad del ambiente. A modo de ejemplo. Rabotyagov et al. (2014) ubican en que localizaciones y que intervenciones podrían darse en la cuenca del Golfo de México a modo de minimizar el costo de reducir el tamaño de la zona muerta en ese lugar. También pueden considerarse subsidios a productores que voluntariamente retiran su producción de las zonas extra marginales. Ejemplo de esto son los diversos programas voluntarios de retiro de tierras de la producción, o a la 17 Entrada/salida refiere al proceso de incorporar o quitar sitios específicos del proceso de producción. Una entrada/salida óptima se da cuando la producción se da a niveles positivos en sitios marginales o infra marginales, pero cesa en los extra marginales. 45 conservación, como ser el Conservation Reserve Program en EE. UU., o los diversos esquemas de pagos por conservación. Instrumentos complementarios como éstos también pueden utilizarse para incentivar la adopción de tecnologías cuando los impuestos/subsidios se diseñan en base a prácticas o insumos. En particular, impuestos/subsidios de suma fija pueden ser aplicados a todos los productores a modo de asegurarse que adopten las tecnologías de producción óptimas. La ganancia en la eficiencia de emplear estos incentivos de suma fija disminuye a medida que se incrementa la uniformidad de los instrumentos de suma fija. Así, reembolsos de los impuestos de suma fija pueden brindarse a los productores en zonas que no producen daño, con el fin de disminuir su carga impositiva a cero y no comprometer su eficiencia. Los impuestos/subsidios basados en emisiones esperadas son en general, complejos de administrar. Esto es debido a la necesidad de monitorear los insumos y las prácticas para cada sitio de producción a modo de determinar las emisiones esperadas a través de un modelo de simulación. A su vez, se ha de invertir en el desarrollo y gestión del modelo de simulación. En cambio, los impuestos/subsidios basados en insumos son relativamente sencillos de aplicar, ya que se aplican a través de bienes que son transados en el mercado. Los impuestos/subsidios basados en tecnologías de producción también son sencillos, en el caso en que se aplican como incentivos de suma fija. Sin embargo, la administración del instrumento se vuelve compleja debido que ha de ser específico a cada localización donde se realizan prácticas de producción. Los incentivos aplicados a tasas uniformes disminuyen considerablemente la complejidad en la administración del instrumento. Sin embargo, también pueden ser costos de administrar, monitorear, y de ejecutar, debido a la necesidad de monitorear cada insumo y tecnología de producción empleada. Esto se ve aliviado al utilizar instrumentos del tipo ‘segundo mejor’, así como los costos de información. En el caso de los impuestos/subsidios basados en concentración ambiental, los costos pueden ser significativos, dependiendo en que tan fácil sea desarrollar las actividades de monitoreo de la contaminación en el ambiente o los daños. En general, los casos contaminación de fuentes superficiales son más sencillos que en los casos de contaminación de agua subterránea, debido a que la dinámica de exportación de contaminantes hacia los cuerpos de agua es más sencilla y suele llevar menos tiempo. Por último, un punto interesante de los insumos/subsidios en cualquiera de las tres bases es que es una herramienta flexible, en el sentido en que los productores pueden emplear su propio conocimiento, no observable por el regulador, para reducir los costos en el futuro, o alterar las decisiones de producción a medida que las condiciones económicas o ambientales varía. Sin embargo, desde el punto de vista de la agencia reguladora, los impuestos/subsidios basados en emisiones esperadas o concentración ambiental son más flexibles que aquellos basados en insumos/prácticas, debido a que hay un solo indicador (emisiones o concentración ambiental) sobre la cual realizar ajustes. En cambio, en el otro caso han de ocuparse de realizar cambios en varias tasas respecto a los insumos o las prácticas. 2.2.4. INSTRUMENTOS CREANDO MERCADOS Cuando se obliga a los contaminadores a cumplir con límites máximos de emisiones, permitir el intercambio de las emisiones entre productores es una manera flexible que permite ganar eficiencia a través de disminuir las emisiones de aquellos productores con menor costo marginal de mitigación. Por un lado, productores que deseen tener un nivel de emisiones mayor que lo permitido, pueden adquirir derechos de emisión de productores que vayan a emitir por debajo de lo que tienen permitido. Así, los productores con los costos marginales más altos de reducción de emisiones, en caso de que se permita el intercambio, pueden comprar asignaciones a productores con costos marginales más bajos de reducción de emisiones (Ribaudo et al., 1999; Shortle, 2012). Los intercambios de emisiones se suelen dividir en dos tipos: i) los intercambios de créditos de reducción de emisiones (emission reduction credits – ERC), y ii) las asignaciones de derechos de emisión (Cap-and-Trade Allowence Tradings - CAT). En los ERC, las emisiones o efluentes no están topeados, y los límites se fijan en términos relativos (por ejemplo, gramos por km. por vehículo a motor, si nos refiriésemos a contaminantes del aire). Las fuentes ganan créditos emitiendo menos contaminación que lo establecido en los estándares legales. Cuando los productores tienen la opción de cumplir con los límites establecidos de emisiones por medio de la compra de reducciones de emisiones de otras fuentes, a las que se le conocen como créditos de reducción de emisiones, entonces se refieren a mercados de ERC. Es decir, los ERC se mueven de fuentes que cumplen por encima de los requerimientos a fuentes que no cumplen con éstos (Shortle, 46 2012). La desventaja de este sistema es que las emisiones crecen en conjunto con el crecimiento económico, ya que, si crece la cantidad producida, crece también el nivel total de emisiones. Por otro lado, los programas de CAT establecen un límite a las emisiones totales (cap), y se asigna a los productores derechos de contaminación, de forma consistente con el tope. El tope en estos programas se estima de manera agregada entre todas las fuentes de emisión. Una vez que se establecen estas asignaciones, se permite el intercambio de los derechos de emisión, para que los que tienen menor capacidad de cumplir compren derechos o asignaciones de contaminación de los que tienen menores costos de emisión. Ambos tipos de mercados se tienden a estudiar de manera equivalente, pero es importante hacer notar la diferencia de que los programas de CAT establecen los topes de manera agregada, entre todas las fuentes de contaminación, mientras que los mercados de ERC no (J. Shortle, 2012). Otro punto importante es la discusión de quiénes integran estos mercados. Cuando se comenzaron a desarrollar estos programas de mercados, se incluían únicamente fuentes puntuales. No obstante, programas como el de mercados de ERC han facilitado la entrada de integrantes de fuentes no puntuales, pues suelen tener costos de reducción de emisiones más bajos. Cabe destacar que el intercambio entre fuentes puntuales y difusas es posible cuando ambos tipos de fuentes emiten el mismo contaminante, como es en el caso de las fuentes difusas agrícolas y algunas industrias, en relación a los nutrientes, fósforo, nitrógeno y GEI. Además, el intercambio es más probable que se dé cuando ambos tipos de fuentes contribuyen significativamente al total del problema de contaminación. Es decir, si las fuentes difusas ya tienen niveles de emisión muy bajas, es poco probable que las fuentes puntuales puedan obtener los créditos o asignaciones necesarias por medio del intercambio de reducciones de emisión. Por otro lado, se debe identificar la organización de estos mercados, es decir, de qué manera se dan estos intercambios. La literatura identifica tres tipos: (1) intercambios (mercado), (2) negociaciones bilaterales y (3) centros de intercambio (clearinghouses). El primero es un mercado clásico, donde se juntan compradores y oferentes, y el precio se determina por la interacción de los agentes. Es ideal en situaciones con bienes altamente estandarizados, y con un número alto de participantes. Estos se han utilizado principalmente en mercados de emisiones de gases en programas de CAT, pero no suelen ser adecuados para mercados de calidad agua por la dificultad para estandarizar las emisiones. Los segundos se dan principalmente cuando las características de los créditos o asignaciones son distintas y el comprador se enfrenta a una gama de oferentes heterogéneos. Estas negociaciones bilaterales se pueden dar también por medio de intermediarios (brokers) que compran los ERC o las asignaciones y luego las venden a los productores que las necesitan. El último caso, los centros de intercambio, establecen instituciones o centros que representan mercados intermediarios que compran todas las asignaciones o los ERCs de los productores y luego las venden. A diferencia el caso anterior, los centros de intercambios eliminan cualquier relación contractual o vínculo entre los productores de ERCs o dueños de asignaciones y los compradores, es decir, no hay interacción directa entre las dos partes. Este tipo es muy común en los programas de intercambio de calidad de agua (Water Quality Trading Programs – WQT) (Shortle, 2012). A nivel de diseño, los mercados representan las decisiones de la minimización de costos en dos niveles. El primero, a nivel individual, que son las decisiones de acciones que toma el productor individual para mitigar el problema de la contaminación al menor costo. Esta decisión la toma a partir de las características específicas de su producción y los instrumentos disponibles para hacerlo, como lo es el intercambio, por ejemplo. El segundo nivel es la asignación de contaminación entre los contaminadores. En este nivel se busca la asignación adecuada para la mitigación de la contaminación al menor costo colectivo posible. En el caso de los mercados, estos son una herramienta muy útil para este segundo nivel. Para lograr este segundo nivel, es necesario que la autoridad reguladora tenga capacidad de identificar cuál es la asignación óptima que minimiza los costos de manera colectiva, y para eso es necesaria una cantidad de información sobre los contaminadores que suele conocerse solo a nivel del mismo productor, es decir que es privada. Aquí surge una problemática importante porque los productores tienen incentivos para no aportar toda la información que tienen, por lo que hacerse cargo de obtener esta información trae consigo costos muy altos pues requiere de aplicación de metodologías y tecnología que suele ser muy costosa y requiere además de altos niveles de monitoreo (Shortle, 2012). 47 Es de lo anterior que surge la utilidad del mercado. Es decir, el intercambio entre los mismos productores permite que la entidad reguladora no tenga que incurrir en costos de obtención de información adecuada para tomar ella misma la decisión. Lo que motiva al intercambio, entonces, es que el costo de comprar los ERCs o las asignaciones es menor que el mismo costo de reducir la contaminación para el productor, mientras que el motivo de los oferentes para entrar al mercado se basa en el hecho de que los ingresos por la venta de los ERCs o sus asignaciones exceden el costo de reducir las emisiones. Estas diferencias entre los costos son precisamente lo que permite que se den intercambios por medio de mercados (Shortle, 2012). A la hora de realizar la asignación de los derechos de emisión, se han de resolver dos aspectos (Sterner y Coria, 2012): i) si asignar los derechos respecto a variables actuales o históricas, y ii) si basarlas respecto al nivel de producción u otra variable. Las principales formas de asignar los permisos de emisión son en base a la producción o respecto a las emisiones históricas (grandfathering) (Sterner y Coria, 2012). Si se toman las emisiones actuales, es posible que se dé un comportamiento estratégico de los agentes, que ante la noticia de la posibilidad de la entrada en vigor de un mercado, incrementen sus emisiones para adquirir una mayor parte del mismo. Una mejor aproximación es basarlas en el nivel total de producción o el uso de algún insumo específico, como ser los fertilizantes. El problema es que si los que han de recibir los derechos tienen la capacidad de influir estas variables, puede continuar dándose el problema anterior. Como solución a esto, se suelen tomar las emisiones de un período antiguo, antes de que se divulgue la noticia. El problema es que a veces algunos agentes no desarrollaban actividades de producción en ese momento, al tiempo que la falta de precisión en las mediciones más antiguas puede ser cuestionada. Alternativamente, los permisos de emisión también pueden asignarse a través de subastas. Esto tiene la ventaja de que permite al gobierno recaudar en el proceso de asignación de las mismas. Este esquema se corresponde más con el concepto de que el derecho a emitir corresponde a la sociedad, y se lo adjudica a los emisores a cambio de la compra de un derecho de emisión. Sin embargo, puede llevar a una asignación inicial de los permisos de emisión muy desigual entre los agentes. A su vez, suele ser muy resistido por los que generan la contaminación, principalmente si quienes contaminan también son los afectados por la contaminación, ya que reclaman poder tomar las decisiones sobre el ambiente en que habitan de forma libre, y que nadie mejor que ellos tomar las decisiones que más les convienen. Cualquiera sea el modo elegido, la asignación inicial ha de ser vista como definitiva por parte de los agentes que generan la contaminación, a modo de asegurar la perduración en el tiempo del sistema. Sin embargo, muchas veces las cuotas deben de ajustarse a las dinámicas de los ecosistemas, que pueden variar en el tiempo. Esto ha sido solucionado, por ejemplo, en el caso de pesquerías, a través de brindar cuotas a la participación total en la captura, la que puede variar en el tiempo y entre especies. Es necesario resaltar las complicaciones de la contaminación difusa en el diseño del mercado, pues como se ha mencionado, no son fáciles de medir o estimar. Lo principal a tomar en cuenta son los factores naturales que hacen que la contaminación difusa sea difusa. Específicamente, las características ya mencionadas del tipo de suelos, topografía, espacio, tiempo, capacidad de asimilación del ambiente, entre otros. Toda esta heterogeneidad de las fuentes de contaminación difusa limita los modelos clásicos de mercados que establece la literatura. Estos asumen que: las emisiones se pueden medir de manera certera, que la contaminación está bajo el control del contaminador y que las emisiones de cada una de las unidades productivas involucradas en el mercado afectan el nivel agregado de emisiones. Estos puntos suelen no cumplirse, por lo que el diseño del mercado se debe adaptar a las características específicas de las fuentes de contaminación. 2.2.5. REGULACIÓN Una alternativa al sistema de precios que utilizan los de mercados es el establecimiento de estándares o reglas que tengan requerimiento legal. Estos instrumentos buscan modificar la conducta de los contaminadores a través de marcos normativos. Dentro de estos instrumentos pueden distinguirse dos grandes grupos para nuestro interés. Por un lado, los estándares legales requieren o mandatan al productor a comportarse de una manera específica. Por otro lado, las reglas de responsabilidad legal son empleadas como guía para las decisiones de compensación cuando se toman acciones legales contra el que contamina. A pesar de que estas reglas son empleadas solamente luego de que el daño es realizado, y en caso de que el denunciante gane el juicio, puede servir como un incentivo a priori para que el que genera la contaminación cambie su comportamiento hacia prácticas más amigables. 48 2.2.5.1. ESTÁNDARES La fijación de estándares a las emisiones implica exigir al contaminador el reducir el nivel de emisiones en una cierta cantidad, bajo la amenaza de ser multado. Al igual que en caso anterior, los estándares se pueden aplicar ya sea directamente a las acciones de los productores (estándares por diseño – basados en las ‘emisiones esperadas’ o en el uso de insumos o tecnologías) o al resultado de sus acciones (estándares al desempeño – basados en las concentraciones en el ambiente). La Tabla 6 resume los principales aspectos relacionados a los objetivos de política respecto a los estándares basados en emisiones esperadas y en insumos/prácticas. Los estándares basados en ‘emisiones esperadas’ se estiman a partir del monitoreo del uso de insumos y prácticas y luego se utilizan modelos computacionales para determinar niveles esperados de emisiones, por ejemplo, escorrentía. En estos casos, los productores tienen la libertad de elegir los niveles de insumos y la tecnología a emplear, en las combinaciones que más les convengan siempre y cuando cumplan con la meta de la regulación. Un punto importante de este tipo de regulación es que le permite al productor utilizar información que se genera de manera privada para tomar las decisiones que más le convengan y le permite adaptarse mejor ante cambios en los mercados. Es importante resaltar que el estándar va a ser efectivo solo si el productor entiende cómo es que sus decisiones de producción afectan los niveles de exportación de contaminantes. De lo contrario, será sumamente difícil adecuar las decisiones privadas para cumplir con los requisitos del estándar. Así, los estándares basados en emisiones llevaran a soluciones costo efectivas, es decir, al menor costo. Sin embargo, los estándares basados en emisiones esperadas alcanzaran soluciones eficientes dependiendo de que estándares se fijen y si se fijan bajo condiciones muy restrictivas.18 Se ha de notar que basar los estándares en las emisiones esperadas puede generar problemas legales, dada la brecha entre las expectativas del regulador y del productor, y la posible falta de precisión de los modelos para estimar las emisiones (Ribaudo et al., 1999). Por otro lado, los estándares basados en los insumos y prácticas incluyen restricciones o prohibiciones de uso de insumos que son dañinos para el ambiente o para la salud, así como la exigencia de diversas prácticas de control de la erosión y la escorrentía, o lagunas para el tratamiento de los desechos de animales en los casos de tambos o corrales de engorde; estos últimos constituyen ejemplos para fuentes puntuales. Para lograr resultados eficientes, es necesario dirigir la regulación hacia todos los insumos y elecciones de tecnología. La utilización de estándares para controlar las elecciones de tecnología es más directa que la utilización de impuestos/subsidios, dado que éstas son de carácter obligatorio, mientras que con los impuestos/subsidios buscan inducir a su utilización. Los estándares sobre esta base pueden ser diseñados de forma tal que alcancen una solución eficiente o costo-efectiva. Esto es porque, mientras la elección de insumos y tecnologías no es equivalente al objetivo de política en sí, es el medio a través del cual alcanzarlo. Así, si el regulador tiene el control absoluto sobre la producción de los establecimientos en una región, y desea alcanzar un resultado eficiente, puede hacerlo a través de elegir la combinación de insumos y tecnologías ‘correctas’ para esa región. A modo de incrementar la eficiencia de los estándares, tanto respecto a las emisiones esperadas como a los insumos/prácticas, éstos han de ser diseñados de forma específica para cada sitio. A su vez, los estándares basados en insumos se deben de fijar respecto a cada insumo que tenga alguna influencia sobre la contaminación, incluso a los que no se están utilizando actualmente. Esto es debido a que se ha de prever que la implementación de regulaciones sobre los insumos y prácticas actuales haga que los productores sustituyan los mismos por otros no regulados, pero igualmente nocivos. No obstante, para insumos que reducen la exportación de contaminantes, los estándares se deben fijar respecto a un nivel mínimo de utilización requerido. Por otro lado, puede ser muy complejo diseñar estándares específicos respecto al uso de insumos y prácticas para cada unidad de producción. En ese caso, pueden diseñarse estándares de forma uniforme para todas las unidades de producción, por ejemplo, en términos de cantidad de insumos por hectárea. Esto disminuiría los costos para la agencia reguladora, tanto respecto a la información necesaria para definir el estándar como respecto al monitoreo (por ejemplo, no sería necesario medir en la unidad de producción, sino solamente tener una forma de fiscalizar la cantidad de insumos comprados por hectárea). Sin embargo, esta 18 Horan (1998) presenta un análisis de las condiciones que han de cumplirse para alcanzar la eficiencia en este caso. 49 aproximación traería consigo una pérdida de eficiencia, dado que se estaría exigiendo la misma forma de producción independientemente del daño que cada una genere. A su vez, si la agencia reguladora implementa un estándar respecto a las emisiones esperadas, las reducciones de costos por implementar un estándar uniforme serían muy pequeñas. 50 Tabla 6. Estándares basados en emisiones esperadas y en niveles de insumos y prácticas. Basados en emisiones esperadas Basados en insumos o prácticas Criterio Segunda mejor opción (información Segunda mejor opción (información Costo efectivo Costo efectivo imperfecta, uniforme) imperfecta, uniforme) Razonables, no son eficientes. Buenos, provee incentivos para adopción Razonable, costo-efectivo, pero no eficiente. Buenos, proveen de incentivos Instrumentos adicionales pueden ser de tecnología óptima. Se requieren No toma en cuenta la heterogeneidad de las para el uso óptimo de insumos y Incentivos necesarios para asegurar adopción de instrumentos adicionales para asegurar contribuciones en contaminación. Instrumentos tecnología, así como de entrada tecnología óptima, así como de entrada entrada y salida óptima. adicionales pueden mejorar la eficiencia. y salida eficiente. y salida óptima. Alta, los estándares son Mediana, el instrumento óptimo es Baja, instrumento diseñado de manera Bajos, los estándares se aplican para específicos del sitio, y se deben Complejidad específico para el sitio. El uso de uniforme es óptimo. El uso de modelos facilita algunos insumos (no todos) o se aplican establecer para cada insumo y modelos facilita la implementación. la implementación. de manera uniforme. tecnología. Mediana, acceso al mismo modelo de la Mediana, acceso al mismo modelo de la Información agencia simplifica el entendimiento del agencia simplifica el entendimiento del Baja, no se requiere información Baja, no se requiere información especial requerida productor sobre la relación entre las productor sobre la relación entre las prácticas especial prácticas y el nivel de escorrentía. y el nivel de escorrentía. Baja, los reguladores deben Medio, los productores tienen la Medio, los productores tienen la capacidad cambian los estándares ante Baja, los reguladores deben cambian los capacidad de responder ante mercados Flexibilidad de responder ante mercados cambiantes cambios en los precios o la estándares ante cambios en los precios o cambiantes dadas las restricciones que dadas las restricciones que impone el modelo. introducción de nuevas la introducción de nuevas tecnologías. impone el modelo. tecnologías. Costos Alta, el uso de cada insumo y Altos, se deben determinar las decisiones Altos, se deben determinar las decisiones de Mediana, el uso de insumos observables administrativos y tecnología debe ser de insumos y tecnología en cada granja. insumos y tecnología en cada granja. se monitorea. de aplicación monitoreada. (Fuente: Ribaudo et al. (1999) 51 Los estándares sobre insumos o tecnologías específicas para cada sitio brindan incentivos de entrada y salida optima de las unidades de producción. Esto es porque si el estándar es fijado en un nivel tal que, al productor ubicado en una zona que causa un daño mayor que el beneficio que genera les es más rentable retirarse de la producción que continuar produciendo, decidirá retira la producción de esa zona. Sin embargo, para los casos de tasas uniformes, o de estándares basados en emisiones esperadas, instrumentos adicionales son requeridos, como se especificó en la sección de impuestos. La administración, monitoreo y costos para obligar al cumplimiento de los estándares basados en emisiones esperadas es relativamente compleja pues se deben monitorear las decisiones de insumos y de tecnología en cada sitio para poder determinar el nivel de escorrentía esperado a partir del modelo establecido. En cambio, los estándares basados en insumos y prácticas son relativamente menos complejos, en el sentido de que se aplican directamente sobre decisiones de producción básicas. Sin embargo, cuando se busca una solución eficiente o costo-efectiva, puede demandar una alta carga administrativa, dado que es necesario monitorear cada uno de los insumos y prácticas. Esto es relajado cuando el estándar se aplica a pocos insumos fácilmente observables. La complejidad de la información requerida no es muy alta en el caso de los estándares basados en emisiones esperadas. Sin embargo, se requiere información específica del sitio y de las decisiones de insumos y tecnología para poder hacer un buen cálculo de la exportación de contaminación. Respecto a los estándares basados en insumos/prácticas, la agencia reguladora requiere información perfecta para lograr resultados eficientes o costo- efectivos. Sin embargo, como se mencionó antes, esto se relaja cuando se diseñan estos estándares en base a información imperfecta. Ninguna de las dos bases es muy flexible cuando son utilizadas para la fijación de estándares. Respecto a los estándares basados en emisiones esperadas, los productores no están obligados a utilizar una combinación de insumos y tecnología específica, pero sí están obligados a cumplir con las metas establecidas por el instrumento. Esto le permite cierta flexibilidad, dependiendo de la meta a alcanzar. Sin embargo, la flexibilidad para el productor es menor cuando los estándares se fijan respecto a los insumos/prácticas debido a que las decisiones de que utilizar está directamente afectadas por la misma restricción del estándar. Es decir, hay influencia directa sobre la combinación utilizada para el proceso productivo. Ante cambios en las condiciones del mercado, es necesario establecer nuevos estándares para poder acomodarse a las variantes. Los estándares basados en las concentraciones en el ambiente consisten en regulaciones que se basan en niveles observables del desempeño ambiental agregado de los productores. El problema con estos casos es que dada la naturaleza variable de la contaminación difusa no se pueden utilizar registros de contaminación observable, es decir, se deben diseñar a partir de probabilidad de resultados de concentraciones en el ambiente. Por ejemplo, se podría definir en términos del promedio o varianza de los niveles de escorrentía o en términos de la probabilidad de que exceda la meta más de una cierta cantidad de veces. Lo anterior tiene un problema importante, y es que para poder establecer estos términos de referencia es necesario un período previo de observación para después poder aplicar la regulación, es decir, no es una medida inmediata. Además, en muchos casos los efectos de la contaminación son de largo plazo, por lo que las medidas que se tomen en un cierto período de tiempo podrían ser insuficientes para establecer los daños verdaderos de las acciones de los contaminadores. Además de esto, es casi imposible observar los niveles de exportación individual, por lo que es muy difícil establecer si realmente se está cumpliendo con los estándares o regulaciones. Esto hace que éste no sea un instrumento posible para controlar la contaminación difusa. En general, desde el punto de vista de la economía, se argumenta que en ciertas situaciones los instrumentos basados en incentivos económicos se desempeñan mejor que los instrumentos de regulación. Esto es porque permiten a los productores ajustarse al cumplimiento de las metas ambientales usando la información privada de producción, incentivándolos a incorporar tecnología de producción más limpia con el fin de incrementar su producción sin dañar el ambiente, al tiempo que crean mecanismos para que aquellas unidades de producción cuyo incremento en la producción incrementan el daño más allá del beneficio dejen de producir. Sin embargo, esto puede llevar a la conclusión errónea de que los instrumentos de mercado son siempre mejores (Shortle y Horan, 2001). Existen situaciones en las que la regulación es a veces preferida, e incluso, siempre es la mejor 52 opción. Un claro caso es aquel en que los costos esperados del uso de un insumo o un proceso exceden los beneficios para cualquier nivel en que éstos sean empleados. Ejemplo de esto puede ser el uso de pesticidas peligrosos, en especial cuando existen sustitutos con menor riesgo, o cuando son aplicados cerca de áreas sensibles (Weersink et al., 1988). Otro caso es aquel en que existen técnicas de producción con un potencial de alcanzar mejoras en la calidad ambiental con un costo muy pequeño. Por ejemplo, la fertilización en base a análisis del suelo tiene el potencial de disminuir el nivel de exportaciones de nitrógeno a los cursos hídricos y subterráneos con un costo muy bajo para los productores (Shortle et al., 2001). Lo mismo sucede respecto a prácticas que eviten la labranza del suelo. 2.2.5.2. REGLAS DE RESPONSABILIDAD LEGAL Los individuos que son objeto del daño ambiental tienen la opción de llevar a juicio al causante de la degradación ambiental. Si la causa es aceptada, la corte puede guiar sus decisiones de compensación a través de reglas legales o precedentes, conocidos como reglas de responsabilidad legal. Si bien la aplicación de las reglas de responsabilidad legal es un hecho que se manifiesta de manera ex – post, puede funcionar también como un incentivo ex – ante para que los contaminadores se abstengan de realizar ciertas acciones, como pueden ser actividades que dañen el ambiente. Estas se pueden establecer en dos maneras: responsabilidad estricta o negligencia. Los productores son responsables de pagar por los daños que pueda suceder bajo la responsabilidad estricta, mientras que los productores tienen que pagar bajo negligencia si no actúan con respecto a un protocolo de acción (Ribaudo et al., 1999). Se puede establecer reglas de responsabilidad grupales, en las que los contaminadores comparten los costos que implican sus acciones para el ambiente. También es importante identificar quiénes son las “víctimas” de las actividades de los contaminadores. Estos se pueden establecer en relaciones bilaterales o unilaterales, dependiendo de quiénes tienen influencia sobre la contaminación. Lo usual en términos de contaminación es que las entidades reguladoras declaran responsables a los causantes de los problemas de contaminación como consecuencia de sus procesos productivos. Por ejemplo, en Estados Unidos, más de treinta Estados se rigen por el esquema de responsabilidad estricta, donde los productores agrícolas son responsables de los efectos de la contaminación del agua por químicos. Sin embargo, en otros Estados que se rigen por el esquema de negligencia, los productores son responsables de la contaminación de químicos en el agua solamente si no aplicaron el insumo contaminante de manera adecuada (Ribaudo et al., 1999). 2.2.6. MECANISMOS BASADOS EN LA PARTICIPACIÓN En los apartados anteriores nos hemos concentrado en aquellos instrumentos que son pasibles de cumplimiento de forma obligatoria. Sin embargo, los gobiernos tradicionalmente han implementado instrumentos de política de cumplimiento voluntario. Esto es tanto por los altos costos y dificultades en la implementación o de monitoreo a la hora de diseñar de instrumentos de cumplimiento obligatorio, así como por el gran lobby político de los productores agropecuarios (Horan et al., 2001). Sin embargo, el rol de estos instrumentos no ha de desmerecerse, y pueden ser un complemento ideal para instrumentos de cumplimiento obligatorio, ayudando a llenar brechas de información y educación, que ayuden al productor a mejorar sus procesos productivos sin generar externalidades negativas. Se presentan en esta sección cuatro tipos de instrumentos de este tipo: educación, investigación y desarrollo, programas de pagos por conservación y acuerdos ambientales, y programas de etiquetado y certificación. 2.2.6.1. EDUCACIÓN Esta es una estrategia muy empleada en el ámbito de la contaminación difusa. Los programas de educación son diseñados para proveer al productor agropecuario con mejor conocimiento respecto a la relación entre la producción con la tecnología actual (de manera de poder emplear los insumos de forma más eficiente), o de alternativas tecnológicas que sea más productivas y mitiguen las emisiones. Dadas las problemáticas de implementación de instrumentos, algunos países como Inglaterra han optado por grandes esfuerzos en instrucción sobre temas de contaminación y conservación del ambiente. Se ha demostrado que los productores tienen buenas tasas de respuesta a programas de educación principalmente cuando la calidad de su agua también se ve amenazada. No obstante, los beneficios percibidos de los productores ante cambios importantes en su producción suelen ser muy bajos con respecto a los costos, por lo que difícilmente se logren cambios significativos (Ribaudo et al., 1999; Horan et al., 2001). 53 Por otro lado, las decisiones de producción muchas veces no se ven impulsadas por motivaciones conservacionistas o altruistas, por lo que confiar enteramente en los programas de educación no asegura el cumplimiento de la meta de calidad ambiental. A fin de cuentas, la educación lo que hace es proveer a los productores de mejores conocimientos para que tomen mejores decisiones con respecto a su producción y el ambiente, pero no obliga a ninguno a seguir con lo impartido. Así, buscar cambiar el comportamiento de los productores que por naturaleza no es altruista/conservacionista sería una pérdida de recursos, pero instruirlos en temas de eficiencia sería una manera efectiva pues afecta directamente algo que sí concierne más al productor que sus propias ganancias (Ribaudo et al., 1999). Por otra parte, los programas de educación pueden servir como una medida correctiva, pues existe amplia evidencia de que las percepciones sobre el riesgo ambiental suelen discrepar entre los expertos y los que no responden directamente a la información del riesgo ambiental (Horan et al., 2001). Es importante hacer conciencia de la magnitud de los efectos de la contaminación, utilizando el criterio de expertos y evidencia empírica para que el mensaje cale en el comportamiento de los productores que pueden ser o son contaminadores. Los programas de educación han sido muy populares porque implican menores costos que, por ejemplo, los de subsidiar la adquisición de tecnología o prácticas, al tiempo que los países suelen tener ya en campo una gran red de extensionistas sobre los cuales estos programas se pueden apoyar. Existen muchas experiencias exitosas de este tipo de programas, principalmente cuando es entendido como una alternativa donde todas las partes ganan ( win-win). 2.2.6.2. INVESTIGACIÓN Y DESARROLLO La investigación y el desarrollo pueden proveer de herramientas y conocimiento útil para disminuir el deterioro ambiental del uso de diferentes los insumos y prácticas agrícolas. Existen distintos tipos de innovación, entre ellos los que aumentan la producción utilizando menos insumos, los que reducen la contaminación y los que introducen nuevos insumos y tecnologías. En general, la inversión en investigación y desarrollo proveerá un beneficio social, por lo que la inversión privada tenderá a sub-financiar este tipo de actividades. Así, los gobiernos pueden generar incentivos a la investigación privada estableciendo un sistema de propiedad intelectual, y financiamiento que provea investigación que, en el fondo, es un bien público (Ribaudo et al., 1999). Dependiendo de las bases a las que se les aplique las regulaciones o los incentivos, se generarán más o menos incentivos para invertir en innovación. Los instrumentos que se aplican a bases que son más cercanas al mismo problema de la externalidad, como son los de performance o escorrentía esperada, tienden a ser más efectivos en proveer incentivos apropiados para invertir en los tres tipos de innovación mencionados anteriormente. 2.2.6.3. PAGOS POR CONSERVACIÓN Y ACUERDOS AMBIENTALES Los pagos por conservación hacen referencia a un concepto de multifuncionalidad, donde los productores reciben pagos por la producciones de bienes ambientales, culturales o atributos sociales (Batie & Horan, 2000). De esta manera, al igual que los subsidios, tiene una perspectiva de compensar a quién contamina para que no lo haga. No obstante, para efectos de este trabajo solo se refieren a los servicios ambientales de la agricultura. El Cuadro 4 resume algunas de las lecciones aprendidas respecto a la implementación de pagos por servicios ambientales. Los pagos por servicios ambientales son pagos que provee el gobierno a establecimientos productivos que voluntariamente mantengan o adopten prácticas de conservación para mejorar la calidad del ambiente. Estos han tenido un incremento importante o se han visto más atractivos ante el incremento de la demanda pública por mejoras en el medio ambiente. Estos sistemas se utilizan de manera que el regulador, dada una cantidad de fondos disponibles, busca tener la mayor cantidad de servicios de conservación del productor que recibe los pagos (Feng, 2007). La capacidad de ser costo efectivo de estos instrumentos ha sido muy cuestionada, principalmente por la dificultad de su diseño. Los problemas agroambientales son complejos, y combinan aspectos específicos de los establecimientos productivos, prácticas y manejo de los recursos, y sus efectos en los servicios ambientales. Específicamente, se han identificado una serie de características que complican el diseño e los programas de pagos por servicios ambientales. El primero es que los servicios agroambientales tienen múltiples contribuyentes. En segundo lugar, la dificultad de 54 observar y medir los impactos. Tercero, las condiciones tan heterogéneas que debe enfrentar y por último, la incertidumbre de los eventos que afectan la eficiencia de los pagos (Batie & Horan, 2000). Cuadro 4. Lecciones sobre el contexto socioeconómico, político y dinámico de los pagos por servicios ecosistémicos como instrumentos basados en incentivos. Contexto socioeconómico Entre más grande sea la heterogeneidad de los costos, mayor es el potencial para un esquema de pagos verdes de ser costo-efectivo comparada con el enfoque de comando y control regulación. Cuando los proveedores más pobres son también los que tienen los menores costos de oportunidad y el mayor potencial de provisión de servicios, los pagos tienen mayor potencial de ayudar a reducir la pobreza. Cuando los recursos están apropiados por pequeños productores, los costos de transacción son posiblemente más altos, implicando un intercambio entre costo-efectividad y reducción de la pobreza. Contexto político El financiamiento disponible para comprar servicios depende no solo de la demanda latente por servicios ecosistémicos, sino también del mecanismo de financiamiento. Aunque los pagos pueden ser más costo-efectivos, su factibilidad depende del poder político de los que deben tratar con los costos y los beneficios. Subsidios existentes que son producto de algún proceso político puede interferir con otros incentivos efectivos. Actores no gubernamentales serán más efectivos donde complementen instituciones gubernamentales. Contexto dinámico Al cambiar los precios, políticas basadas en incentivos pueden incrementar las ganancias de alguna actividad que dañe el medio ambiente, limitando la efectividad ambiental. Políticas basadas en incentivos que alientan la innovación son más costo-efectivas en el tiempo. Permitir distintas formas de cumplir con las metas de instrumentos basados en incentivos puede aumentar la resiliencia ante cambios en los precios que afectan la producción de la calidad del ambiente. (Fuente: elaboración propia con información de Sterner y Coria, 2012) Desde el punto de vista teórico, los pagos por servicios ambientales han de ser específicos para cada establecimiento productivo, reflejando la contribución al daño marginal de cada uno de ellos. A su vez, teóricamente también ha de ser aplicado a todos los insumos, porque en general, todos los insumos tienen algún impacto marginal. Estos dos requisitos no son viables en la práctica, debido a costos de transacción y restricciones presupuestarias (Horan et al., 2001). Desde el punto de vista social, el costo de un programa de este tipo debe incluir no solo los costos directos de la implementación, sino que también los costos de transacción del programa y los costos de la alternativa de utilización del recurso (costo de oportunidad). Los costos de transacción pueden incluir costos de la negociación de los contratos, establecimientos de estudios y bases científicas para posterior monitoreo y seguimiento (Jack et al., 2008). Por otro lado, Pagiola y Platais identifican tres principios para una mayor efectividad de los pagos: i) hacer los pagos continuos y abiertos, lo que crea incentivos para que los productores mantengan el uso de suelo deseado, ii) dirigir los pagos de manera diferenciada, aunque esto implica mayores costos de implementación, hace que el dinero se destine de la mejor manera, y iii) evitar los incentivos perversos, como por ejemplo pagos de reforestación podrían incentivar a dueños de granjas a cortar árboles existentes para calificar para los pagos. Por otro lado, un acuerdo ambiental implica la firma de un acuerdo con el productor frente al cual el mismo se compromete a invertir en reducción de la contaminación o limpieza de un recurso y a cambio esta obtiene un subsidio o algún tipo de pago. Estos suelen estar asociados a mecanismos utilizados por empresas en temas de responsabilidad social o para efectos de imagen (Sterner & Coria, 2012). Esta modalidad se ha empleado desde hace varias décadas en EE. UU. y Europa, al tiempo que ha tenido alto crecimiento principalmente en países en desarrollo en América Latina. 55 En temas relacionados con contaminación difusa de la actividad agropecuaria, en general se han concentrado en acuerdos para la regeneración de vegetación riparia, a través de compartir los costos de la regeneración. Existen diferentes modos de otorgar las ayudas, como ser una ayuda uniforme para todo productor que se ofrezca a participar del programa, o una asignación a través de subastas, lo que permite otorgar las ayudas primero a aquellos productores que estén dispuestos a financiar una mayor parte de la regeneración. También es común encontrar programas de ayuda al tratamiento de efluentes de tambos y feed-lots, los que, si bien son puntuales, están relacionados a la actividad agropecuaria. La principal característica de estos acuerdos es que el contaminador no está siendo castigado por sus acciones, es decir, la reducción de la contaminación es voluntaria, razón por la cual éste no se suele considerar como un instrumento per se. Para que este se considere un instrumento sería necesario que se obtengan niveles de reducción de la contaminación mayores a los que se logran de manera voluntaria. En la realidad, el desempeño de los acuerdos ambientales es muy difícil de medir. Es importante mencionar además que difícilmente puede actuar por sí sólo como el único incentivo para reducir la contaminación. Suele ser más efectivo cuando se combina con otros instrumentos como impuestos o estándares. Por otro lado, es relativamente útil dado que es un componente vulnerable de las empresas (imagen pública) a la cual se puede atacar relativamente fácil (Sterner & Coria, 2012). 2.2.6.4. ETIQUETADO Y CERTIFICACIÓN Los programas de etiquetado y certificación buscan visualizar información respecto a que un producto ha sido producido de una manera ambientalmente preferible que otros productos del mismo rubro, desde una perspectiva del ciclo de vida del producto (OECD, 2012). Esto busca estimular el consumo de este producto por parte de aquellos consumidores con preferencias ‘verdes’, y así generar un retorno financiero a través de establecer un precio mayor, o acceder a mercados más exigentes. Así, la certificación de productos agropecuarios puede proveer incentivos a los productores que deseen certificar su producción a adoptar prácticas de producción más amigables, y traer beneficios tanto a la calidad del agua como respecto a las emisiones de GEI (Selman y Greenhalgh, 2009). A su vez, los programas de certificación pueden ser utilizados como un estándar, exigible a los productos para entrar a ciertos mercados. Ribaudo et al. (2010) identifican barreras desde el lado de la producción y de la demanda para la expansión de los procesos de certificación orgánica. Por un lado, los productores deben asumir un alto costo para la reconversión en su sistema de producción, tanto respecto a las prácticas como respecto al riesgo. A su vez, el acceso a la información y mercados no está tan ampliamente desarrollado como respecto a los productos tradicionales. Esto es consecuencia de la falta de fondos públicos para la publicidad e investigación para la producción orgánica. A esto se suma muchas veces, un incremento en los procesos burocráticos. Por otro lado, los autores argumentan que la proliferación del eco- etiquetado para diversos servicios ambientales, así como el etiquetado para otras causas, ha provocado un desafío para los consumidores. Esto es consecuencia de que las etiquetas muchas veces no proveen los estándares que cumplen o no tiene el etiquetado de producción orgánica, provocando incertidumbre en el consumidor. Así, aún en casos en que los consumidores se encuentren dispuestos a pagar una prima por productos que se producen de forma más amigable con el ambiente, el exceso de información puede generar dificultades para elegir entre bienes sustitutos. De esta manera, es importante avanzar hacia programas de estandarización en los procesos productivos y regulación del etiquetado, así como la educación del consumidor, de forma tal que se logre fomentar la adopción de estos productos sin confusión. 3. CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN DIFUSA AGROPECUARIA EN LA PRÁCTICA La contaminación difusa como consecuencia de la actividad agropecuaria es un problema presente en diversas regiones del mundo. Se ha abordado desde diferentes escalas, y a través de la implementación de diferentes tipos y combinaciones de instrumentos. No existe una única solución al problema, y el resultado depende tanto del marco político como de la capacidad institucional para involucrar a los agentes pertinentes. A continuación, se analizan los principales ejemplos de interés para el presente documento. 56 En general, el marco normativo y de regulación es un requisito imprescindible para desarrollar cualquier otro instrumento de política. Por ende, se presenta primero los marcos normativos generales más relevantes para poder interpretar el resto de los instrumentos de política. A continuación, se presentan aplicaciones de los otros instrumentos de política para control de la contaminación difusa agropecuaria. 3.1. MARCOS NORMATIVO Los países suelen tener marcos de regulación para temas relacionados a la contaminación difusa como consecuencia de la actividad agropecuaria. Mientras algunos tienen la capacidad de desarrollar mecanismos de cumplimiento y de monitoreo, en otros casos, estas regulaciones tienen carácter de recomendación. Estados Unidos y la Unión Europea, por ejemplo, han desarrollado marcos regulatorios y estándares bastante extensos en distintos aspectos, que afectan directa o indirectamente la calidad del agua y los efectos en general de actividades agropecuarias. Estos luego son adoptados por los países o Estados. Por otro lado, en América Latina sucede lo contrario, no se han desarrollado marcos de referencia o estándares específicos en la mayoría de los países respecto a las emisiones de contaminantes provenientes de fuentes difusas (Biswas, 2015). Esto no quiere decir que no existan estándares a la calidad de los recursos hídricos. Estos últimos, a pesar de ser una medida de la concentración ambiental, no se abordan en el presente documento, ya que preferimos acotar el análisis a los estándares de emisiones. Repasamos en esta sección los marcos normativos generales de EE.UU., la Unión Europea, y Nueva Zelanda, al tiempo que cuestiones específicas para cada país se mencionan luego en el apartado de regulación. En EE.UU., la producción agrícola es conocida por ser altamente productiva y de gran escala, lo que implica que las actividades de los productores pueden llegar a impactar la calidad del agua ya sea a nivel local o en zonas más alejadas de los lugares de producción. De acuerdo con la evaluación nacional de la calidad del agua ( National Water Quality Assessment – NWQA) se considera que las fuentes difusas provenientes de las actividades agropecuarias son el principal foco de contaminación de los ríos, es el tercero de los lagos y la segunda razón principal de daños a los humedales, así como una gran fuente de contaminación de estuarios y aguas subterráneas. Las problemáticas anteriores han dado lugar a una serie de regulaciones y establecimientos de estándares, tanto a nivel nacional como a nivel estatal y local. La agencia encargada de la regulación a nivel nacional es la Agencia de Protección Ambiental (Environmental Protection Agency – EPA). Los primeros esfuerzos para proteger la calidad del agua se dan en 1972, con la Ley de Agua Limpia (Clean Water Act – CWA), la cual es la primera en establecer una estructura básica para regular las descargas a los cuerpos de agua superficial de todo el país. A pesar de haber tenido una serie de cambios desde su redacción, ésta se ha enfocado principalmente en el control de contaminación proveniente de fuentes puntuales y el establecimiento de criterios de calidad del agua superficial, que incluye el Sistema Nacional de Eliminación de las Descargas de Contaminantes (National Pollutant Discharge Ellimination System – NPDES). Éste establece la ley en contra del vertimiento de contaminantes de fuentes puntuales en aguas navegables, a menos de que tengan un permiso especial. Además del NPDES, se establece posteriormente la Ley de Agua Potable (Safe Drinking Water Act – SDWA), la cual instaura criterios de niveles de contaminación en el agua para beber, e indica que la EPA puede regular los contaminantes que cause problemas a la potabilidad del agua a partir de ciertos criterios.19 No existe un marco de regulación específico para aliviar la contaminación de fuentes difusas. Otra ley relevante en EE.UU. es la de manejo de las zonas costeras ( Coastal Zone Management Act - CZMA) en conjunto con la Administración Nacional de los Océanos y la Atmósfera (National Oceanic and Atmospheric Administration – NOAA). El primer mandato de esta Ley obliga a tomar medidas específicas sobre las fuentes de contaminación difusas relacionadas a la actividad agrícola. La sección 6217 de la misma establece de carácter obligatorio que todos los estados y territorios bajo los programas de manejo de zonas costeras deben desarrollar programas de control de fuentes difusas en zonas costeras a implementar programas de control de la contaminación difusa. 19 Los criterios que se toman en cuenta son: (1) el efecto adverso que puede llegar a tener ese contaminante en las personas, (2) la probabilidad de que esté presente en los sistemas de agua pública y (3) si la regulación del contaminante implica una oportunidad relevante para deducir los riesgos de salud de los usuarios. 57 Los Estados han buscado mecanismos de cumplimiento a partir de exigir de forma obligatoria diferentes requerimientos, como ser la adopción de buenas prácticas (Best Management Practices - BMP), y la presentación de planes manejo y emisión de permisos. Por ejemplo, se exige la adopción de BMP de forma obligatoria cuando hay “malos actores” y declarar como una ofensa al sistema de regulación el no cumplimiento con el BMP (Ribaudo et al., 1999). Específicamente el programa señala que es de carácter legal para los Estados que se encuentran en el programa, prevenir la contaminación por fuentes difusas. 20 Por otro lado, se establece además el requerimiento obligatorio de la implementación de BMPs. Es decir, el estado tiene la obligación de tomar medidas al respecto y debe implementar medidas de carácter obligatorio para que se apliquen BMP en contra de la contaminación difusa. Las actividades agropecuarias en EE.UU. también se encuentran regidas por regulaciones relacionadas con la calidad del aire y las emisiones de GEI.21 Por un lado, la EPA establece los estándares de calidad del aire (National Ambient Air Quality Standards - NAAQS) contenidos en la Ley de Aire Limpio (Clean Air Act – CAA). Los principales contaminantes contenidos en esta regulación son el monóxido de carbono, plomo, dióxido de nitrógeno, materia particulada, ozono, y dióxido sulfúrico. Los estándares tienen dos niveles, primarios (para proveer protección a la salud pública) y secundarios (de protección al bienestar público). Los establecimientos agropecuarios situados en zonas donde no se cumplen los estándares de calidad de aire deben de tomar medidas para aliviar estas emisiones, que pueden estar asociadas principalmente a ciertas prácticas de producción animal, aplicaciones de pesticidas y fertilizantes. Con el fin de hacer operativo el cumplimiento del CAA, la EPA y el Departamento de Agricultura (USDA) han firmado un acuerdo memorando de entendimiento en 1988, a partir del cual la USDA apoya al cumplimiento de los estándares a través de su fuerza de trabajo a nivel local. Por otro lado, los productores de ganado con manejo de abono animal que generen un volumen mayor a 25.000 toneladas métricas de CO2 equivalente por año deben reportarlo en el programa de control de GEI (Greenhouse Gas Reporting Program - GHGRP). A su vez, la EPA requerirá un análisis de las emisiones de los establecimientos más grandes. Además, dado el riesgo de contaminación del aire por la aplicación de insecticidas, fungicidas y pesticidas, los productores que apliquen algunos de estos productos están sujetos a las normativas de la ley federal (FIFRA) y deben aplicar los procedimientos que se indican en las etiquetas de los productos, las cuales también cumplen con ciertos estándares de información. La regulación de los estándares tanto respecto a la calidad del agua como a la calidad del aire en EE.UU. se desarrolla principalmente a nivel nacional, pero en muchos casos se fortalece a nivel estatal y regional por medio de directrices y programas. Sin embargo, el objeto de estos programas y directrices suelen ser las fuentes puntuales, mientras que las fuentes difusas siguen estando sujetas a programas voluntarios y de incentivos que no tienen necesariamente mecanismos de control de ejecución. En la Unión Europea existe una gran cantidad de normativas y regulaciones tanto a nivel regional como a nivel de país. Con respecto a la contaminación por fuentes difusas hay tres políticas a nivel europeo muy importantes. La primera es la directiva de nitratos (Nitrates Directive – ND), que se establece en 1991 como respuesta a la creciente contaminación del agua y de los ecosistemas en general. Esta normativa se ve potenciada por el gran crecimiento de la producción de abono como consecuencia del gran crecimiento de la ganadería intensiva en la región desde la década de los 60’s. La ND busca la reducción de las emisiones de nitratos como consecuencia de las actividades agropecuaria. Se basa en la restricción a las aplicaciones de abono y fertilizantes, acompañado de prácticas para mejorar el manejo de la producción agropecuaria. La aplicación de grandes cantidades de estiércol, tanto a pastizales como a tierras de cultivo, ha tenido un impacto importante sobre el nivel de eutrofización de los lagos y ríos, aumentada por la escorrentía y filtración de los nutrientes (Van Grinsven et al., 2016). 20 Estados bajo el programa: Alabama, Samoa americana, California, Connecticut, Delaware, Florida, Georgia, Guam, Hawái, Illinois, Indiana, Luisiana, Maine, Maryland, Massachusetts, Michigan, Minnesota, Mississippi, New Hampshire, Nueva Jersey, Nueva York, Carolina del Norte, Islas Mariana del norte, Ohio, Oregón, Pensilvania, Puerto Rico, Rhode Island, Carolina del sur, Texas, Islas vírgenes, Virginia, Washington y Wisconsin. 21 Durante el 2015 las actividades agrícolas representaron el 9 por ciento de todas las emisiones de GEI en el país (EPA, 2017). 58 Para la implementación de la ND, se instó a los países a identificar cuáles cuerpos de agua estaban en condición de eutrofización o en riesgo de serlo en el futuro. Todas las zonas que podrían drenarse en estos cuerpos de agua se designan Zonas Vulnerables de Nitrato (Nitrate Vulnerable Zones – NVZ). Es importante destacar que la ND incluye reglas para el manejo del estiércol de los animales y el uso de los fertilizantes. Además de esto, se establece el máximo de aplicación de estiércol a nivel de predio en 170 kg/ha.22 La segunda política a nivel europeo más relevante es la directiva de referencia del agua (Water Framework Directive - WFD). Esta busca establecer buen estado de la calidad del agua en todas las fuentes de agua superficial, requiriendo que se cumplan estándares respecto al nivel de nutrientes o químicos presentes en el agua. Los Estados miembros deben establecer de forma obligatoria planes de manejo de las cuencas hidrográficas ( River Basin Management Plans - RBMP). Si bien existe solapamiento entre los objetivos y medidas de la WFD y la ND, la segunda se enfoca con más énfasis en el control de las exportaciones de fósforo. No obstante, en muchos casos también se identifican cantidades importantes de nitrógeno o de ambos. Por lo tanto, la restauración de la calidad del agua se hace en términos tanto del nitrógeno como del fosfato. Las políticas de muchos países de la UE buscan cumplir con las metas del WFD, y si tienen la capacidad de mejorar aún más, aplican regulaciones nacionales que superan estos términos. La tercera política a nivel europeo es la directiva de topes nacionales a las emisiones ( National Emissions Ceilings – NEC). Esta surge con el objetivo de proteger el ambiente y la salud de las personas ante los contaminantes responsables de la acidificación, eutrofización, contaminación de ozono a nivel de la tierra (dióxido de sulfuro, óxido de nitrógeno, componentes orgánicos volátiles y amoniaco). Para esto, el NEC establece topes de emisión para cada estado miembro, y para cada tipo de contaminante. Estos se establecen para períodos específicos, de manera que se da espacio para que cada uno cumpla con las metas de política de calidad de aire de la Unión Europea (Fraters et al., 2016). Los logros con respecto al cumplimiento de estos topes se revisan al final del período y se vuelven a establecer nuevas metas por un período determinado. Esta normativa afecta directamente a los establecimientos agropecuarios, principalmente intensivos. En Nueva Zelanda, el gobierno realiza una declaración de política nacional en 2011, para mantener y manejar el recurso hídrico (PCE, 2015). Ésta es revisada en profundidad en 2014, incorporando el Marco de objetivos Nacionales, los que establecen requerimientos de estándares de calidad para diferentes atributos de la calidad del agua, como ser el fósforo, la toxicidad de nitratos, y el oxígeno disuelto. Para ello dividen los cuerpos de agua en ‘unidades de manejo de agua dulce’, y establecen los requerimientos de calidad para cada uno de ellos. Existen excepciones al requerimiento del cumplimiento de los estándares cuando éstos son consecuencia de causas naturales, o de infraestructura previamente existente. Además, como principal marco de referencia se establece la Ley de manejo de recursos (Resource Management Act - RMA) la cual se establece en 1991. Ésta brinda una dirección general al uso y protección de los recursos naturales del país, a través de establecer si una actividad es no sostenible en términos ambientales. Indica que la responsabilidad del manejo ambiental es a nivel de gobiernos locales (y regionales) y que los controles se deben aplicar basados en los efectos y no por tipo de actividad. 3.2. IMPUESTOS O SUBSIDIOS SOBRE LAS EMISIONES ESPERADAS O INSUMOS/PRÁCTICAS Los impuestos han sido uno de los instrumentos más utilizados por su facilidad y simplicidad para su implementación. Sin embargo, mientras su uso se mantiene de forma considerablemente amplia respecto a los pesticidas, Dinamarca es el único país que mantiene impuestos al uso de fertilizantes. Algunos países han implementado programas de reducción de uso de pesticidas y/o fertilizantes integrales como es el caso de Bélgica, Países Bajos, Suecia, Dinamarca y Noruega, los cuales incluían impuestos pagados directamente por los productores de abono, quiénes aplican los fertilizantes, e importadores de químicos. Estos planes suelen incluir programas de educación y de investigaciones financiados con la recaudación del mismo impuesto. Un punto importante es que se ha dado un viraje de impuestos al valor a impuestos diferenciados, que dependen del posible efecto que tengan en la salud y el medio ambiente (OrganicPasifika, 2016). Esta sección presenta una revisión de los principales impuestos y subsidios (con cumplimiento obligatorio) para control 22Se permiten cantidades mayores a los 170kg/ha siempre que se pueda demostrar que los objetivos de la ND se cumplirán (Van Grinsven et al., 2016). 59 de la contaminación de la actividad agropecuaria asociada al uso de fertilizantes y pesticidas. No se han encontrado instrumentos de este tipo asociados al control de las emisiones de GEI provenientes de fuentes difusas en el sector agropecuario. A su vez, desarrollan con mayor detalle los impuestos/subsidios a los fertilizantes, por ser el objeto de análisis de la segunda parte de la presente consultoría. Se parte de la base de datos de OECD (2016), y se complementa con una revisión de casos específicos, al tiempo que se amplía la información con casos adicionales no contenidos en esa base. La Tabla 7 en este apartado resume los impuestos y subsidios según la base sobre la cual se aplican. Una lista exhaustiva de éstos se presenta en el Anexo A de la presente Parte I. 3.2.1. IMPUESTOS A LOS FERTILIZANTES Se explicó en el capítulo anterior la complejidad de establecer impuestos a la emisión difusa, y el uso de insumos correlacionados con la contaminación como opción alternativa, cuando no es posible medir las emisiones de forma directa. En general, no se desea tasar el nitrato en sí, sino la proporción de nitrato aplicada que causa contaminación de los cuerpos de agua (es decir, el excedente de nitrato). En este escenario, existen algunos esquemas que han intentado lidiar con la complejidad del daño marginal, al tiempo que otros aplican impuestos uniformes al uso de fertilizantes. El único que se encuentra vigente en relación a las actividades agropecuarias en la actualidad es el impuesto de 0,1679 EUR/gr. de fósforo añadido en ración animal en Dinamarca (REDUCTIONS, 2014). También se encuentra vigente en el mismo país un impuesto al nitrógeno en fertilizantes para uso no agrícola, como ser jardines, campos de golf, parques, etc. (DEC, 2016). Este impuesto se enmarca en una serie de planes que se vienen implementando en Dinamarca desde antes de la entrada en vigencia de la ND. Por ser el único vigente en la actualidad, desarrollamos a continuación con más detalle todo el proceso de Dinamarca. Sin embargo, no entraremos en detalle en las medidas que no estén relacionadas a los impuestos en esta sección. La Figura 6 muestra la evolución del excedente de fósforo y nitrógeno por hectárea, del valor agregado generado por el sector primario, y la evolución de los Planes de Acción en Dinamarca desde 1985 a 2009. Las primeras acciones en Dinamarca fueron tomadas a mediados de la década de los 80’s, cuando se comenzó a exigir la cobertura en suelo para controlar potencial erosión. Esto es más que nada, una medida de regulación. En 1991, con la entrada en vigencia de la ND, se adoptan los estándares de la UE, y a partir de 1993 se comienza a exigir los planes de fertilización basados en la contabilidad de nutrientes en el suelo. El impuesto al nitrógeno en fertilizantes antes mencionado se implementa a partir del 2º Plan de acción para la protección del agua, en 1998. El impuesto a los fertilizantes llega recién en 2004 cuando se establece el 3er Plan de Acción para protección del agua. La recaudación de este impuesto retorna a los productores agropecuarios a través de la reducción en los impuestos a la tierra. A su vez, Dinamarca exonera del impuesto al fertilizante a productores que presentan la contabilidad de fertilizantes y los planes de fertilización. Los planes de contabilización de fertilizantes fueron creados en 1999, con el fin de regular su uso en actividades agrícolas. Es obligatorio registrarse para aquellos productores con una facturación anual mayor a los 50.000 DKK relacionada con la actividad agropecuaria, y al menos una de las siguientes condiciones: i) tiene más de 10 cabezas de ganado, ii) tiene más de una cabeza de ganado por hectárea, o iii) recibe más de 25 toneladas de abono.23 A los productores registrados, se les exige preparar un plan de fertilización que ha de ser mantenido durante los próximos 5 años, calcular la cuota de nitrógeno para el establecimiento, y enviar la contabilización de fertilizantes a través del sistema de contabilización. Además de aquellos productores que han de adherirse de forma obligatoria, los productores con una facturación anual entre 20.000 DKK y 50.000 DKK pueden adherirse voluntariamente. 23 1 DKK = 0,15 USD 60 Tabla 7. Resumen de impuestos y subsidios según base sobre la que se aplica. Medida sobre la que se carga Mecanismo Insumos / Prácticas Proxy emisiones N P Cd K Impuesto por excedente de nitrógeno y fosfato 0,1679 0,67 EUR / EUR/gr. P DEN Kg. (no Países Bajos (HOL): añadido en agrícola) ración animal  Excedente nitrógeno > 40 kg. / ha. 2,30 EUR Fertilizantes 0,00111 EUR 0,00111 EUR FLA*  Excedente nitrógeno 0 – 40 kg. / ha. / Kg. / Kg. 1,15 EUR 30 SEK / grm.  Excedente fosfato > 10 kg. / ha. 9 Cd encima de EUR/ha SUE 1,8 SEK / Kg. los 5 g. de Cd/ton P 0,47 EUR / 0,25 EUR / 0,13 EUR / AUS Kg. Kg. Kg. 0,44 EUR / 0,44 EUR / FIN Impuesto Kg. Kg. DEN 3 al 35 por ciento dependiendo del tipo Impuestos pesticidas específico para Utilizando mercados cada sitio calculados por el daño FIN 840 EUR + 3,5 por ciento precio final (sin IVA) potencial SUE 30 – 34 SEK/ Kg. de sustancia activa Noruega (NOR): Registro: 5000 EUR UK Tasa general: 5719 EUR  Formula compleja (ver texto) Pesticidas FRA 381 a 1067 EUR / ton. dependiendo de la categoría Sobre el precio final del 0.5 por ciento doméstico y 1por ciento ITA importado BEL 0,395 EUR / Kg. sobre sustancias activas BC 1,20 CAD por litro de pesticida WAS 0,7 por ciento del valor al por mayor MEX 3 al 4,5 por ciento dependiendo del grado de toxicidad  Subsidio a fertilizantes orgánicos – República de Corea.  Exoneración del impuesto si el producto es aceptado en prácticas de Subsidios agricultura orgánica – Noruega  Productores que viva cerca de ríos muy contaminados pueden acceder a subsidios por aplicar dosis más bajas de P, dependiendo del tipo de suelo y su estatus - Noruega  Exoneración del impuesto al fertilizante a productores que presentan la contabilidad de fertilizantes y los planes de fertilización – Dinamarca Notas: SUE = Suecia, DEN = Dinamarca, BEL = Bélgica, AUS = Austria, FIN = Finlandia, NOR = Noruega, HOL = Países Bajos, WAS = Washington, EE.UU., FRA = Francia, ITA = Italia, FLA = Flanders, Bélgica, BC = British Columbia, Canadá, MEX = México, P = Fósforo (P2O5), N = Nitrógeno, Cd = Cadmio, K = K2O. En negritas se indica aquellos que se mantienen activos en la actualidad. * FLA tenía además un impuesto sobre la producción de abono de 0,99 EUR por Kg. de P2O5 o de N, un impuesto al no cumplimiento de procesamiento y exportación de abono de Bélgica: 0,99 EUR por Kg. de P2O5 o de N, y un impuesto diferenciado sobre la importación de abono de 2,48 EUR por Ton. de abono importado. (Fuente: elaboración propia en base a OECD, 2012, REDUCTIONS, 2014, DEC, 2016) 61 Figura 6. Evolución del excedente promedio de fósforo/ha., nitrógeno/ha., PBI agrícola, y línea de tiempo de los Planes de acción e instrumentos de política para control de contaminación por el uso de fertilizantes en Dinamarca. Nota: el índice es elaborado en base al PBI Agrícola a precios constantes del año 2010. ND, Nitrates Directive, WFD, Water Framework Directive. (Fuente: elaboración propia en base a OECD, 2012, World Development Indicators (Banco Mundial), y REDUCTIONS, 2014) La Figura 6 muestra que mientras el PIB Agrícola se mantiene relativamente estable entre 1993 y 2007, acusa la caída de la crisis en el año 2008. Sin embargo, vuelve a recuperarse en 2009. Al mismo tiempo, el excedente promedio de fósforo y nitrógeno por ha. decrece de manera sostenida durante el mismo período. Esto deja ver que las políticas implementadas han sido efectivas para disminuir el problema de exportación de nutrientes a los cursos de agua. Sin embargo, no podemos distinguir cuáles de las políticas que conforman el paquete han dado mayor resultado. Esto resalta nuevamente la importancia de analizar el diseño de instrumentos como paquetes de políticas. A pesar de que los impuestos como instrumento para el control de exportación de nutrientes a cursos de agua no se encuentran vigentes en otros países, vale la pena repasar las experiencias que ya no se encuentran vigentes. Desarrollaremos con más detalle la experiencia de los Países Bajos, por ser los únicos que han diseñado un impuesto basado en las emisiones esperadas. El gobierno de los Países Bajos introdujo un gravamen al excedente de nitrógeno y fosfato por ha. desde 1998, junto con el Sistema de Contabilidad de Minerales (Mineral Accounting System - MINAS). El MINAS es un registro que busca contabilizar el balance de minerales en cada predio. Al momento de su implementación, aquellos suelos con un excedente menor a 40 Kg. de P2O5/Ha. estaban exonerados de la tasa al fósforo, independientemente del tipo de suelo. Por otro lado, tiempo que aquellas pasturas (tierras arables) con un excedente de menor a 300 (175) Kg. de N/Ha. estaban exonerados del impuesto al nitrógeno. Esos mínimos en el excedente para la exoneración se han reducido gradualmente hasta 20 Kg. de P2O5/ha. y 140 (60) Kg. de N/ha., respectivamente. Según OECD (2016), 62 esto ha sido reformado en la actualidad, eliminándose la exoneración. Así, aquellos establecimientos con un excedente de nitrógeno mayor a 40 Kg. de N/Ha. han de abonar 2,30 EUR por Kg/ha., al tiempo que aquellos con un excedente entre 0 y 40 Kg. de N/ha. abonan 2,15 Kg./ha. También son gravados aquellos productores que presentan un excedente de fosfato mayor a 10 Kg. de P2O5/ha. con una tasa de 9 EUR por Kg./ha. Se ha de recalcar la diferencia con los esquemas anteriores, donde se gravaba la aplicación de abono, no la compra de fertilizantes. El impuesto fue quitado a partir del año 2006, a partir de cuándo se mantuvo solamente la exigencia de estándares. Figura 7. Evolución del excedente promedio de fósforo/ha., nitrógeno/ha., PBI agrícola, y línea de tiempo de los Planes de acción e instrumentos de política para control de contaminación por el uso de fertilizantes en los Países Bajos. Nota: el índice es elaborado en base al PBI Agrícola a precios constantes del año 2010. ND, Nitrates Directive, WFD, Water Framework Directive. (Fuente: Elaboración propia en base a OECD, 2012, World Development Indicators (Banco Mundial), y Van Grinsven et al., 2016) La Figura 7 muestra la evolución del excedente promedio de fósforo y nitrógeno por ha., del valor agregado generado por el sector primario, y la evolución de los Planes de política en los Países Bajos entre 1990 y 2009. Se puede apreciar que la evolución del PBI agrícola crece de manera sostenida durante todo el período. Por otro lado, si bien la trayectoria del excedente de fósforo y nitrógeno en el suelo decrece a partir de 1990, esta tendencia se pronuncia a partir de la introducción del MINAS en 1998. Esto coincide con lo que sucede en Dinamarca a partir de la implementación del registro de fertilizantes. Así, ECOTEC (2001) argumenta que los impuestos sobre los fertilizantes (en sus diferentes bases) actúan como un fuerte recordatorio de que los fertilizantes son un factor de costos relevantes, que complementan el cambio en el comportamiento que se induce a partir de los efectos indirectos que genera el hecho de que los productores deban comenzar a contabilizar la aplicación de los mismos en función del estado del suelo. Van Grivsen et al. (2016) explican que la sustitución del MINAS se dio en parte por el hecho de que la corte de justicia de la UE juzgó que este instrumento no implementaba de forma correcta la ND, por permitir implícitamente un excedente superior que los 170 Kg. de nitrógeno /ha. establecido por los límites de la UA a la aplicación de abono, además de actuar como un control retrospectivo más que un sistema de control al comienzo de la temporada. 63 Adicionalmente, Wright (2006) identifica diversos factores que erosionaron la política a lo largo de su período de aplicación. En particular, menciona eventos específicos donde algunos productores recibieron impuestos por montos muy altos e injustificados, los que en conjunto con presiones socioeconómicas externas alimentaron una gran resistencia a la política. Según este autor, los siguientes problemas ocurrieron a un nivel excesivo, llevando a la erosión del MINAS: i) compensaciones financieras y reembolsos realizados a los productores, ii) excepciones realizadas a los productores originalmente objeto de imposición, iii), bajo porcentaje de la recaudación realmente recolectada, iv) explotación de lagunas dentro del sistema, v) fraude, vi) procesos de litigación en contra de las autoridades gubernamentales, y vii) resistencia entre el grupo objetivo a pagar impuestos. Esto deja ver la complejidad de este tipo de instrumentos. Por otro lado, Bélgica contaba con impuestos en la región de Flanders desde 1991. Al momento de la reglamentación de la directiva de nitratos (ND) se instauró un impuesto uniforme a los productores, importadores, y usuarios de abono en su región. El impuesto base se carga respecto a la cantidad de P y N producido, pero solamente ha de ser pagado por todos los productores cuya producción de estiércol exceda los 300 kg. de fósforo pentóxido durante el año calendario anterior. Así, el cálculo se realiza a partir de la siguiente fórmula: (1) = (. ∗ ) + (. ∗ ) Donde la producción bruta de abono se mide en Kg. de óxido fosfórico P2O5 o Kg. de N respectivamente. En este caso, la producción bruta de abono (en Kg. de N) es medida a través de la cantidad de ganado promedio en el establecimiento durante el año calendario anterior multiplicado por la cantidad bruta de cantidad de excreciones (medida en Kg. de N). El promedio de la cantidad de ganado se determina dividiendo entre doce la suma de los registros de cuota animal mensuales. La tasa empleada es igual a 0,0111 EUR por Kg. de P 2O5 o de N respectivamente.24 De forma similar, aquellos productores que sobre produzcan abono afrontarán un impuesto de 0.99 EUR por Kg. de P2O5 o de N. Importes similares afrontaban aquellos productores que no cumplan con los requerimientos concernientes al procesamiento o exportación de abono. Adicionalmente, los importadores de abonos afrontan una tasa de 2,48 EUR por tonelada de abono importado. Este impuesto fue descontinuado en 2007. Suecia también contaba con impuestos a la cantidad de fósforo, nitrógeno, y potasio contenido en los fertilizantes desde 1985. Sin embargo, a partir de 1994, mantuvo solamente el impuesto a los fertilizantes comerciales equivalente a 1,8 SEK/kg de nitrógeno.25 El monto no se había fijado a modo de optimizar el uso de nitrógeno o la fuga del mismo, sino que consideraba lo que políticamente era factible de implementar y la necesidad de generar ingresos (Hasnud 2003). A su vez, el impuesto al fósforo dejó de ser respecto a la cantidad de fertilizante en general, sino respecto al contenido de cadmio (Cd) en el mismo. El Cd se deposita en los, a concentraciones variables, en la roca del fosfato. Así, los fertilizantes fosfatados son frecuentemente fuente de contaminación por Cd en el suelo. El impuesto fue de 30 SEK/gr. Cd en contenido por encima de 5 gr. de Cd/ton P. Otros países, como Austria y Finlandia, contaban con esquemas de impuestos uniformes al valor por Kg. de fertilizante aplicado. Al tiempo que Austria y Finlandia abolieron estos impuestos en 1994 al entrar a la UE, argumentando que afectaban la competitividad del sector, Suecia mantuvo el sistema, debido a que valoraba positivamente el efecto en el ambiente. En ese momento, el impuesto representaba 20 por ciento del precio del fertilizante (ECOTEC, 2001). Sin embargo, en 2010 Suecia también remueve los impuestos a los fertilizantes. Hay argumentos que explican esto como consecuencia de que el país disminuyó considerablemente la producción de carne, y por ende, la necesidad de producir forraje, llevando a que el impuesto ya no era necesario. Otros argumentan que fue el lobby de los productores agropecuarios quienes hicieron presión para la remoción del mismo, en busca de mejorar su competitividad (Ingelsson y Drake, 1998; ECOTEC, 2001; Soderholm, 2009; Mohlin, 2012). Probablemente, haya sido una combinación de ambos factores. En resumen, vemos que los impuestos a diferentes bases relacionadas con los fertilizantes han sido en general removidos. Mientras en el caso de Holanda la complejidad y el contexto jugaron un rol trascendental, en otros lugares donde se aplicó directamente sobre los principios activos tampoco persistieron. En algunos casos, fue el argumento de que afectaría la competitividad al entrar a la UE, como Austria y Finlandia. Sin embargo, otro factor que puede haber tenido mucho peso es la baja elasticidad de los productores frente al mismo. Es decir, los productores no son muy 24 1 EUR = USD 1,13 (mayo 2017) 25 1 SEK = 0,11 USD 64 propensos a disminuir la demanda de fertilizantes a pesar de que se incrementa su precio. ECOTEC (2001) resume diversos trabajos donde muestra cálculos para la elasticidad entre -0,12 a -0,51. Sin embargo, en general se ven cálculos de elasticidad de -0,2. Esto pondría en riesgo la efectividad del instrumento, ya que se necesitaría un incremento en el precio muy grande para afectar la demanda de fertilizantes. Una de las razones que pueden explicar la baja elasticidad es la falta de insumos que puedan servir como sustitutos. 2.2.2. IMPUESTOS A LOS PESTICIDAS El uso de impuestos a los pesticidas es más amplio que respecto a los fertilizantes, al tiempo que, en su mayoría, se encuentran aún vigentes. Esto puede estar relacionado principalmente a la peligrosidad del mismo para la salud, según su grado de utilización. Una experiencia muy relevante es la de Noruega, el que tiene uno de los sistemas más complejos, pero más comprehensivos de impuestos ambientales. Inicialmente era un impuesto al valor, pero en 1999 se introduce un impuesto diferenciado y ahora consiste en una tasa base y una tasa adicional. Es decir, Noruega no utiliza el sistema básico de impuestos, sino que establece valores específicos para el daño potencial del pesticida, el daño humano potencial, y para cada región. Los pesticidas se clasifican en siete categorías. La tasa base se determina a partir de un valor por hectárea igual a 25 NOK/ha.26 multiplicado por un factor asociado a la categoría de cada pesticida (entre 0.5 a 150). Las categorías son divididas en dos sub-categorías: i) riesgo para la salud humana, y ii) riesgo ambiental. La tasa adicional se calcula de acuerdo a la normativa de máxima aplicación posible (ml. o gr. por ha.) recomendada para el principal cultivo en el campo en que se aplica (norma de dosis aérea, SAD). Esto hace que este segundo término sea específico para cada parcela. Tomando como ejemplo la aplicación de un producto en estado líquido, la tasa final sería igual a: (2) = ∗ ∗ . Aquellos productos permitidos en prácticas de agricultura orgánica están exentos de este impuesto. Un problema es que los productos que están cerca del límite en algunos criterios se clasifican como de bajo riesgo, mientras que algunos productos que excede este límite en un criterio, pero están muy por debajo del límite en otros criterios igual se categorizan como de mayor riesgo. Esto resulta en que se le apliquen tasas muy diferentes, implicando grandes diferencias en los montos, a productos que difieren muy poco en riesgo ambiental o de salud. Por lo tanto, la medida no es muy precisa. Por otro lado, la cantidad de pesticidas vendida se redujo con la introducción del primer impuesto, pero cuando se introduce el segundo sistema la cantidad vendida se mantiene relativamente constante. Una razón que se considera es que los impuestos a algunos productos de riesgo reducido se redujeron con el sistema diferenciado, es decir, hizo algunos más asequibles (Böcker & Finger, 2016). Por otro lado, Dinamarca introduce en 1996 un impuesto al valor sobre el precio de venta mayorista de los pesticidas. Este impuesto era diferenciado por tipo de categoría del pesticida. Este sistema implicaba impuestos a los pesticidas del 35 por ciento al valor comercial de los productos químicos para desinfección de la tierra e insecticidas, un 25 por ciento al valor comercial de los químicos para eliminar insectos y mamíferos, químicos para la reducción del crecimiento de plantas, fungicidas y herbicidas y un 3 por ciento del valor comercial de los productos para eliminar ratas, ratones y conejos, así como para los fungicidas para proteger la madera. En 2013 se cambia el esquema de impuestos a uno más diferenciado pues incrementaron las cantidades de pesticidas. Esto es principalmente porque aumentan los precios de la producción que generan un incentivo para utilizar más pesticidas. El nuevo esquema se aplica a cada tipo de producto de pesticida, y se le asigna un impuesto específico. El esquema viejo se mantiene para biocidas, pero con un incremento del 40 por ciento en los insecticidas (antes del 35 por ciento) y 30 por ciento a los herbicidas y fungicidas 26 NOK = 0,12631 USD 65 (antes 25 por ciento). El nuevo impuesto diferenciado es una combinación del uso del pesticida y un indicador de riesgo. Por ejemplo, en el caso de un producto líquido se calcula de esta manera: (3) = (. ∗ /) + ∑ ∗ / ó El primer término refleja la exposición, tomando en cuenta la cantidad de sustancias activas (SA) en el producto pesticida (kg SA/l) a una tasa de 50 DKK por litro. El segundo término tiene en cuenta la toxicidad, y se calcula a partir de un indicador de riesgo del pesticida llamado Indicador de cantidad de Pesticida (PLI - Pesticide Load Indicator). Éste consta de tres categorías: (1) cantidad de toxicidad en el ambiente, (2) destino y comportamiento en el ambiente, y (3) cantidad en la salud humana. La suma de los indicadores es multiplicada por una tasa de 107 DKK para definir el monto total del impuesto. El impuesto danés extiende el alcance del sistema noruego al agregar la dimensión de destino.27 Es importante indicar además que la introducción de estos impuestos estuvo acompañada de medidas de compensación para los productores. Específicamente, se les reduce el impuesto a la propiedad de tierras agrícolas en 62-72 DKK/ha, dependiendo del estado. Además, las ganancias de los impuestos fueron usados para apoyar la agricultura orgánica y servicios administrativos (Böcker & Finger, 2016). Dada la reciente aplicación del sistema, aún no se han podido sacar conclusiones sobre la efectividad que ha tenido el sistema para reducir el uso de pesticidas. Aunque se permite más flexibilidad que con las bandas de pesticidas, este sistema implica niveles de impuestos más altos y eso podría conllevar a la desaparición de los productos más peligrosos (principalmente insecticidas) del mercado, por lo que alguna de las críticas que se le han hecho es que podría haber problemas de resistencia, que podría llevar a aplicaciones más intensas de otros productos más baratos. Un incentivo positivo podría ser el desarrollo de especies de cultivos más resistentes a insectos, lo que ayudaría a reducir el uso de los pesticidas (Böcker & Finger, 2016). Suecia aplica un impuesto a las sustancias activas en herbicidas y pesticidas desde 1984. En la actualidad, el monto es de 34 SEK/Kg. de sustancias activas en herbicidas y pesticidas. Un problema de este sistema es que impone un monto uniforme por unidad a los ingredientes activos de todos los pesticidas. Por lo tanto, es implementando la misma tasa sobre todos, sin diferencias por toxicidad (Böcker & Finger, 2016; ECOTEC, 2001; Ondersteijn, Beldman, Daatselaar, Giesen, & Huirne, 2002; Skevas, Oude Lansink, & Stefanou, 2013). El impuesto a los pesticidas se crea inicialmente para cubrir los costos de la Inspección Nacional de Químicos y para financiar programas de reducción del uso de pesticidas, pero a partir de 1994 los ingresos por concepto del impuesto fueron a dar directamente el presupuesto nacional; antes de esto, el impuesto ayudó a financiar programas de investigación y desarrollo para la reducción del uso de pesticidas (ECOTEC, 2001). Similar es el caso de Bélgica, que aplica un impuesto a cinco sustancias activas en pesticidas del 0,395 EUR por kg (Skevas et al., 2013). A su vez Francia establece impuesto a los pesticidas, clasificándolos en siete categorías según su toxicidad, en un rango de 0 a 1677 EUR/ton. Otras experiencias incluyen Italia, que controla los pesticidas por medio de las ventas, donde aplica un 0.5 y un 1 por ciento sobre el precio final del pesticida doméstico e importado respectivamente. Finlandia inicia utilizando impuestos a los pesticidas enfocándose en las razones fiscales. El impuesto se aplica como tarifa plana sobre todos los pesticidas al 3.5 por ciento y no se esperaba que tuviera ningún efecto sobre los patrones de uso de los pesticidas, pues se enfocan más en la recaudación (Schou Streibig 1999). Actualmente aplica una cuota de registro de los pesticidas, de manera que el costo total es 840 EUR + 3.5 por ciento del precio final, excluyendo 27La nota de cada cantidad en cada factor se define por varios sub-indicadores, y esta nota se multiplica por DKK 107. El indicador de cantidad en la salud humana se estima por Frases R (utilizadas para describir el riesgo de una sustancia) del producto de protección de la planta y por su exposición durante la aplicación. La cantidad de destino en el ambiente se mide a partir de la capacidad de degradación de las AS, el potencial de a bio-acumulación y el potencial de escorrentía 66 el VAT. Similar es el caso de Reino Unido (UK), donde si bien no existe un impuesto al uso de pesticidas, existen tasas generales para su producción que generalmente se aplican a los productores. En Columbia Británica, Canadá aplican impuesto uniforme a los pesticidas de 1,20 CAD por litro.28 Adicionalmente, quienes compren o apliquen ciertos pesticidas restringidos deben obtener primero una certificación y capacitación. Sin embargo, las actividades agropecuarias se ven exoneradas de los mismos. El estado de Washington, EE. UU. aplica un sistema similar, sin la exoneración, a una tasa de 0,7 por ciento sobre el valor de venta al por mayor. Finalmente, México es el único país en América Latina donde encontramos un impuesto al uso de plaguicidas. En 2014 se establece el llamado Impuesto Especial sobre la Producción y Servicios (IEPS), el que tasa a los plaguicidas dependiendo de peligro de toxicidad del mismo, que van entre 6 y 9 por ciento según la Secretaría de Hacienda y Crédito Público de México).29 El IEPS grava todas las etapas de la cadena comercial, incluyendo la compra a nivel nacional, así como la importación de los mismos. A su vez, quienes comercialicen plaguicidas, pueden descontar la diferencia entre lo que compran en una etapa anterior y venden. Nuevamente, un gran desafío es que el cambio en la demanda de pesticidas como consecuencia de incrementos en el precio es muy pequeño. Skevas et al. (2013) resume la elasticidad-precio de los pesticidas de 27 estudios, donde la elasticidad ronda desde un mínimo de -0.02 en algunas regiones de Alemania, a -0.65 en otras regiones del mismo país. En general, en los países antes analizados, se encuentran tasas de -0.3 en Francia, -0.18 en EE.UU., y -0.13 a - 0.5 en los Países Bajos. Sin embargo, existen casos con altas elasticidades, como ser -0.7 a los herbicidas, y -0.8 a los fungicidas e insecticidas en Dinamarca, o -0.9 a los fungicidas en Suecia. Esto se da principalmente por analizar la reacción de la demanda a cambios en los precios de forma más desagregada respecto a los tipos de pesticidas y herbicidas. A su vez, las bajas elasticidades sugieren que existen pocas alternativas que los productores puedan utilizar para sustituir los insumos que se quieren desalentar, o que simplemente, el impuesto no logra cambiar los precios relativos respecto a los otros insumos. En ese sentido, es importante acompañar este tipo de instrumentos con alternativas de sustitución. Un impuesto uniforme aplicado a productores con baja elasticidad-precio no será efectivo para disminuir el uso de esos insumos. Sin embargo, puede convertirse en una herramienta recaudadora para financiar el desarrollo y la adopción de alternativas de producción más deseables (Skevas et al., 2013). 3.2.3. SUBSIDIOS Son casi nulas las experiencias de subsidios no voluntarios, es decir, subsidios que se aplican directamente sobre un producto o práctica para promover su uso o implementación. Existe alguna experiencia aislada respecto al subsidio de fertilizantes orgánicos en Corea del Sur. En lo que sí se ha avanzado es en la remoción de subsidios a fertilizantes químicos. Esto suele denominarse ‘subsidios perversos’. Por ejemplo, Japón va a eliminar todos los subsidios a fertilizantes y pesticidas para el 2019, mientras que la República de Corea eliminó los subsidios a fertilizantes químicos en el 2005 y actualmente solo subsidia el uso de fertilizantes orgánicos. Otros países como Australia, Nueza Zelanda y Estados Unidos no utilizan subsidios para ningún tipo de fertilizante (OrganicPasifika, 2016). Algunos países de la UE como Polonia, Portugal, Eslovenia, Chipre y España aún aplican VAT reducidos para pesticidas. La Comisión Europea ya ha dado recomendaciones de eliminarlas. En Bali, Indonesia el gobierno aplica una reducción anual a los subsidios de los fertilizantes convencionales y comienza en paralelo a subsidiar fertilizantes orgánicos, haciendo una transición de subsidios para fertilizantes químicos hacia solo fertilizantes orgánicos. En Sikkim, India, se aplica algo similar para eliminar los subsidios a los fertilizantes químicos. Otros países como Italia, Alemania, Austria y Francia han avanzado más hacia políticas que promueven el uso de los fertilizantes orgánicos, aplicando VAT más bajo a los orgánicos en comparación a los tradicionales (OrganicPasifika, 2016). 3.3. MERCADOS 28 1 CAD = 0,74 USD 29 http://www.sat.gob.mx/fichas_tematicas/reforma_fiscal/Paginas/plaguicidas_2014.aspx 67 La creación de mercados de emisiones como instrumentos para la mejora de la calidad del agua ha ido creciendo en las últimas décadas. Las experiencias más relevantes se han dado en Estados Unidos, Canadá, Nueva Zelanda y Australia. En Europa existen pocas experiencias, y generalmente de forma indirecta, por ejemplo, a través de la transferencia de cuotas para la producción de estiércol. A partir de Greenhalgh y Selman (2012) y OECD (2012) identificamos 64 mercados de comercialización de calidad de agua en el mundo, de los cuales 32 se mantienen activos en la actualidad. Esto es, que los programas han sido diseñados, implementados, y han ocurrido transacciones.30 De los 32 programas activos, 23 presentan transacciones involucrando fuentes de contaminación no puntual (Tabla 8). De éstos, 22 buscan principalmente crear un mecanismo para compensar las emisiones puntuales de industrias y plantas de tratamiento de aguas residuales municipales a través del financiamiento de la implementación de buenas prácticas agropecuarias. Esto es debido a que la mitigación de emisiones de fuentes puntuales relacionadas a la industria alcanza un costo marginal tan alto, tal que les es preferible compensar sus emisiones a través de financiar medidas de mitigación en el sector primario. Existe sólo una experiencia cuyo objetivo es disminuir las emisiones difusas de la actividad agropecuaria. Debido a que lo más relevante para el presente trabajo son los instrumentos que buscan disminuir la contaminación de la actividad agropecuaria, nos centraremos en la única en ésta. Además, describimos otras dos experiencias en los Países Bajos y California, debido a que si bien no están activas, son de sumo interés dado su particular diseño. 3.3.1. GESTIONANDO LAS CARGAS DE NITRÓGENO AL LAGO TAUPO, NUEVA ZELANDA 31 Nueva Zelanda tiene suelos muy fértiles y altas cantidades de lluvia anual por lo que la agricultura y silvicultura son muy productivas a nivel nacional y un sector de suma importancia para la economía del país. A pesar de gozar de buena calidad ambiental por muchos años, el país ha visto afectada la calidad del agua en algunos cuerpos, como ser los lagos Taupo y Rotorua. La principal preocupación de las autoridades es el nitrógeno proveniente de los desechos de los animales y su filtración a las aguas subterráneas (MacDonald et al., 2004). Cerca del 19 por ciento de la tierra alrededor del lago son agrícolas, por lo que el problema de filtración de nitrógeno de los sistemas agrícolas y de otras fuentes causa grandes problemas de contaminación. La concentración de nitrógeno en cuencas cercanas a áreas de pastoreo han aumentado entre 50 y 300 por ciento desde 1970 dependiendo de la cuenca (OECD, 2012). Todo esto llevó a la Agencia ambiental de Waikato a buscar una meta de reducción del 20 por ciento de las cargas de nitrógeno al lago al 2020. Ante esta problemática, se establece en el 2010 el Programa de comercialización de nitrógeno en el Lago Taupo. El programa es gestionado por la Agencia ambiental de Waikato, y fue diseñado para promover el intercambio voluntario entre productores agropecuarios o terceros de permios de emisión de nitrógeno. Una de las particularidades de este mercado es que establece la comercialización de permisos de emisión en un esquema de límite y comercialización (cap-and-trade). Esto implica que se brindan derechos explícitos a generar contaminantes, y se definen niveles máximos permisibles de emisión. La comercialización determina como los permisos son asignados entre las fuentes de emisión. Esto difiere en gran medida de la mayoría de los esquemas de mercados de calidad de agua, basados en la comercialización de emisiones (Water Quality Tading – WQT), donde aquellos que desean generar más contaminación deben de compensarlas a través de disminuyendo en otras fuentes. En este caso, se establece un límite claro. El límite es establecido tal que el objetivo de política establece a través de limitar la concentración de nitrógeno en la cuenca en sus niveles históricos, y alcanzar una reducción del 20 por ciento al 2020 (WRC, 2013). La cantidad de nitrógeno que se espera que entre al lago como consecuencia de diferentes usos del suelo, así como de las precipitaciones, es definido por el Consejo regional como una proporción de las cargas totales, y se estima las toneladas. El foco de la reducción del 20 por ciento son las exportaciones de nitrógeno provenientes de las actividades pastoriles. 30 El Grassland Area Farmer Tradable Loads Program que Greenhalgh y Selman (2012) identifican como activo, es declarado como no activo por Shortle (2012). 31 Basado principalmente en OECD (2012). 68 En este marco, los productores ahora requieren de un consentimiento para realizar descargas de nitrógeno específicas. Los productores que deseen aumentar las descargas de nitrógeno por encima de los que le permite su cuota tendrán que comprar cuotas a otros. Adicionalmente, en 2007 se estableció el Fondo de Protección del Lago Taupo. Éste administra un fondo de 81 millones (45 por ciento aportado por el gobierno central y 55 por ciento por el gobierno local) que se debe utilizar en actividades para la reducción de emisiones, como ser la compra de permisos de reducción permanentes de los permisos de nitrógeno (OECD, 2012; J. S. Shortle, 2012). En un principio, los permisos iban a ser asignados respecto a la emisión pasada antes de la implementación (grandfathering), basado en el promedio de las pérdidas de nitrógeno entre 2001 y 2005. La filosofía de esta asignación fue la de “permitir a los productores continuar haciendo lo que han venido haciendo” (WRC, 2013). Sin embargo, un esquema como éste favorece a aquellos con alto nivel de descargas en el período de referencia, representando por ende una penalización a aquellos que ya realizaban actividades con bajas exportaciones, o que ya habían invertido en capital para mitigar su impacto. A su vez, esto generó también tensiones con propietarios de tierra no clareada, ya que tendrían que asumir un costo mayor si la quisieran convertir de bosque a otras actividades productivas agropecuarias, al tiempo que los productores agropecuarios, que son los principales causantes de la contaminación, reciben permisos y no tiene la obligación de reducir su nivel de emisiones. Para atender estos problemas, se decidió incorporar un cierto grado de flexibilidad para garantizar la conversión de suelo no clareado sin costos. Esto permitió a los propietarios de tierras no clareadas incrementar su exportaciones de nitrógeno en 2kgN/ha./año por sobre los niveles de exportación de base. Este incremento tendría un impacto en la calidad del agua muy bajo. A su vez, los permisos de emisión asociados al clareado de tierras no pueden ser transados, a modo de que ningún productor tome ventaja de esta nueva regla, al tiempo que los productores que clarean el suelo deben de hacerlo sin la necesidad de adquirir permisos de emisión de otros productores (Duhon et al., 2015). A modo de cumplir los compromisos de monitoreo, los productores deben de presentar un Plan de Manejo de Nitrógeno, el que enumera los elementos ‘críticos en términos de nitrógeno de su sistema de producción actual (WRC, 2013). Esto permite estimar las emisiones de cada establecimiento. Si un productor decide comprar o vender parte de sus permisos, esos cambios han de verse reflejados en el plan de manejo. El monitoreo se asigna de forma prioritaria a aquellos productores que hayan vendido permisos transables, ya sea al Fondo, o entre productores. Es de esperar que reciban una o dos visitas al año por parte de oficiales del Consejo Regional, y que sean auditados de forma anual. El segundo lugar de prioridad se asigna a aquellos productores que hayan operado por encima del 90 por ciento respecto a la cantidad de permisos que poseen o adquirieron, o que hayan realizado grandes adquisiciones de ganado. Éstos recibirán una visita anual, y sus planes serán auditados. El resto serán visitados cada dos años, al tiempo que han de rendir cuentas al Consejo de forma anual. Los costos de monitoreo de y de administración son afrontados por los productores. Estos representan aproximadamente 1.000 NZD y 300 NZD al año, respectivamente. Esta situación pudo haber creado incentivos perversos en otras cuencas donde también existen niveles de concentración de nitrógeno que exceden los objetivos de política. Los productores que anticipen que un esquema similar puede llegar a aplicarse donde desarrollan sus actividades, pueden tener un incentivo a incrementar el uso de nitrógeno de cara a lograr una mayor asignación de permisos en el futuro. Esto es un problema típico en la asignación de permisos a través del grandfathering (Sterner y Coria, 2012, OECD, 2012). Un factor fundamental para el éxito de este mercado ha sido la fortaleza institucional de Nueva Zelanda. Existen pocos incentivos en Nueva Zelanda que distorsionen las decisiones de producción, a diferencia de la mayoría de los países de la OECD (OECD, 2012). A su vez, la existencia de derechos de propiedad de la tierra formales también ha facilitado el proceso, ya que es más sencillo asignar responsabilidades en las emisiones. Kerr & Greenhalgh (2015) presentan una evaluación del mercado de cuotas de nitrógeno en el Lago Taupo. Entre 2009 a junio de 2014 se habían realizado 23 transferencias al Fondo de protección, por un total de 151.066 Kg. de nitrógeno, al tiempo que se habían realizado 12 transacciones entre productores, por un total de 17,634 Kg. de nitrógeno. A junio de 2012, 30 de los 180 productores involucrados habían participado de alguna transacción (17 por ciento). El precio a 2012 era de USD 300 / Kg. de nitrógeno removido. Este valor fue principalmente fijado por el Fondo, y no necesariamente refleja el valor de largo plazo del nitrógeno en la cuenca. A juicio de los autores, este 69 es un número considerable de transacciones, lo que representa un esquema exitoso. A su vez, el hecho de que el Fondo haya logrado retirar hasta 20 por ciento de los permisos originales, hace pensar que se podrá llegar a la meta planteada. El número de transacciones parece razonable para el número de participantes en el mercado. Así, los autores argumentan que, a través del mercado de nitrógeno, han logrado complementar la regulación a través de brindarle flexibilidad adicional a los productores para alcanzar el cumplimiento de sus obligaciones. A su vez, Kerr & Greenhalgh (2015) explican que no es posible evaluar aún la efectividad del instrumento para mejorar la calidad del agua. Esto es debido a que apunta principalmente a contaminación de aguas subterráneas, debido a que el tiempo de residencia del agua en el Lago Taupo es de alrededor de 15 años, al tiempo que el tiempo de residencia de los nutrientes en el agua subterránea puede llegar a alcanzar los 100 años. 3.3.2. CUOTAS TRANSABLES DE DERECHOS DE PRODUCCIÓN DE ABONO EN LOS PAÍSES BAJOS En la década de los 60’s, los Países Bajos comenzaron a desarrollar una actividad de actividad agropecuaria intensiva. Esto dio lugar a graves problemas de deterioro del suelo, y calidad del agua subterránea y superficial como consecuencia del volumen de estiércol depositado en el suelo (Shortle, 2012; OECD, 2012). En 1987 se introducen cuotas de estiércol, en forma de derechos de producción. Los derechos fueron asignados en base a la contaminación pasada (grandfathering). Las transferencias de estos derechos eran altamente restringidas. A partir de 1994 se pasó a permitir el intercambio de cuotas. Para esto, el país se divide en dos regiones, una con exceso y otra con déficit, y los intercambios se permitían entre regiones. En 1998 se introduce el Sistema de Contabilidad de Minerales (Mineral Accounting System - MINAS), y se cambia hacia un enfoque de carácter regulativo. Durante la corta existencia de este primer sistema de intercambio de cuotas (1994- 1997) se dieron miles de intercambios y esto se consideraba poco en relación al potencial de intercambios que podrían realizarse (OECD, 2007; Ondersteijn et al., 2002; Shortle, 2012; Shortle & Horan, 2001). El sistema de cuotas transables fue remplazado por un Sistema de impuestos sobre el excedente de nutrientes. El mercado holandés fue el primero en gestionar el abono animal a través de un mecanismo de transacciones de mercado. Es importante destacar que, a diferencia de los típicos mercados de calidad de agua, este sistema no utilizaba una medida de las emisiones de los establecimientos al agua como bien intercambiable, como el nitrógeno o fósforo, sino que utilizaba un proxy: el contenido esperado de fosfato en el estiércol (a partir del tipo de animal y otros factores). El uso de este proxy es una alternativa al modelo de intercambio que se ha sugerido en los esquemas de mercados cuando las emisiones son difíciles de estimar o los costos de medición son muy altos. A su vez, aspectos relacionados a la complejidad para el cumplimiento y los altos costos de transacción limitaron el número de transacciones y la ganancia de eficiencia. A pesar de esto, se sugiere que este mecanismo puede ser una herramienta útil para solventar el problema de la contaminación por nutrientes en zonas de producción con animales altamente intensiva (Shortle, 2012). 3.3.3. CALIFORNIA GRASSLAND AREAS PROGRAM 32 El programa de transacciones de selenio se implementó en el San José Valley, California, EE.UU. en 1998, para disminuir la contaminación del agua por selenio. El selenio es un elemento no metálico presente en niveles altos en esta región. Las tierras en esta región se encuentran bajo riego, lo que implica que el selenio se disuelve en el agua utilizada, y luego es transportado a los cuerpos de agua a través de los canales diseñados para drenar el exceso de agua. Esto ha representado un importante daño ecológico sobre el hábitat de vida silvestre y peces. En este escenario, en 1996 se crea la Grassland Area Farmers (GAF), una asociación de riego de siete distritos cubriendo un área total de 39.254 ha., con el fin de implementar un proyecto que busca realizar un trasvase para canalizar los flujos alrededor de las áreas más relevantes como hábitat de biodiversidad. Además, el programa establece un 32 Esta descripción está basada en Shortle (2012). 70 cronograma de límites de carga de selenio mensuales y anuales, e impone multas al GAF por violaciones de estos límites. Adicionalmente, el GAF desarrolló, con apoyo de la EPA, que permite a los distritos participantes alcanzar límites específicos para cada uno de ellos a través de la comercialización. El mercado funciona de forma tal que primero se reparte entre los distritos la carga total de selenio permitida a nivel regional. Los distritos pueden alcanzar su cuota a través de reducciones de las emisiones, o adquiriendo compensaciones por el exceso de emisiones a otros distritos. Los permisos son negociados entre los distritos de forma individual. Para monitorear el cumplimiento, se calculan las emisiones verdaderas, al medir a nivel distrital en los canales antes de que se viertan las aguas, y no a nivel de productor. El programa produjo 39 intercambios durante los dos años de su duración, alcanzándola meta de calidad de agua establecida. El mercado de intercambio fue suspendido debido al desarrollo de un proyecto de reciclaje de aguas que lo hacía innecesario (Shortle, 2012). Entre los aspectos más relevantes a destacar del presente programa, es que establece un límite a las emisiones de las fuentes agropecuarias. Esto es posible a raíz a la característica particular del problema donde la contaminación llegaba a los cuerpos de agua a través de canales. Mientras que en general, los mercados de transacciones para la calidad del agua permiten principalmente establecer límites solamente a las fuentes puntuales, la particularidad de este caso permitió establecer un límite a las emisiones de la actividad agropecuaria. Esto mismo permitió una medición de las emisiones, lo que también es altamente no factible en los problemas de contaminación en general. Esto hizo posible que se realizaran transacciones entre distritos de riego, y no entre productores individuales. Esto hace que el programa, en realidad, ha de ser considerado como un mercado entre fuentes puntuales. Los distritos han de buscar sus propios mecanismos para lidiar con la contaminación no puntual cuando reciben las emisiones de los establecimientos en su territorio, el que luego es agregado en una medida de concentración ambiental. A su vez, otra distinción respecto a la mayoría de las experiencias es que en este caso se busca disminuir las emisiones un oligoelemento no metálico, como el selenio, y no los nutrientes. Esto es importante porque el contaminante surge como consecuencia de las características del lugar dónde se desarrolla la actividad, y no esta tan bajo control del productor como la cantidad de insumos a aplicar. 71 Tabla 8. Programas de mercados de calidad del agua que involucran fuentes no puntuales. Programa País Región Año inicio Contaminante Organización del mercado Participantes Créditos de Salinidad en la Australia Sureste Australia 1998 Salinidad Entre estados Cuenca del Murray-Darling PS-PS, South Creek Bubble Nueva Gales del Centro de intercambio (permisos grupales, Australia 1998 Fósforo y nitrógeno comenzando a Licensing Scheme Sur bilateral) incorporar NPS Ontario South Nation River Total Phosphorus Canadá Ontario 2000 Fósforo Mercado bilateral PS-NPS Management California Grassland Areas EE.UU. California 1998 Selenio Mercado bilateral NPS-NPs Program Alpine Cheese EE.UU. Company/Sugar Creek en Ohio 2006 Fósforo Broker (corredor) externo PS-NPS Ohio Clean Water EE.UU. Services/Tualatin River en Oregon 2004 Temperatura Bilaterales y compensaciones de recursos PS-NPS Oregon Delaware Inland Bays EE.UU. Delaware 2007 Fósforo y nitrógeno Única fuente PS-NPS Rahr Malting en Minesota EE.UU. Minesota 1997 Fósforo Mercado bilateral PS-NPS Red Cedar River Nutrient EE.UU. Trading Pilot Program en Wisonsin 1997/1999 Fósforo Broker (corredor) externo PS-NPS Wisconsin Southern Minnesota Beet EE.UU. Minesota 1999 n.d. Centro de intercambio PS-NPS Sugar Cooperative Program Taos Ski Valley en Nuevo EE.UU. Nuevo México 2004 n.d. Centro de intercambio PS-NPS Mexico Bear Creek en Colorado EE.UU. Colorado 2006 Fósforo Mercado bilateral PS-PS/NPS Chatfield Reservoir Trading EE.UU. Colorado 1996 Fósforo Centro de intercambio/bilateral PS-PS/NPS Program Cherry Creek Reservoir EE.UU. Watershed Phosphorus Colorado 1997 Fósforo Centro de intercambio PS-PS/NPS Trading Pogram Greater Miami Watershed EE.UU. Ohio 2005 Fósforo y nitrógeno Broker (corredor) externo PS-PS/NPS Trading Program en Ohio 72 Lower St Johns River Water EE.UU. Florida 2010 Fósforo y Nitrógeno Mercado bilateral PS-PS/NPS Quality Credit Program Maryland Water Quality EE.UU. Maryland Fósforo y Nitrógeno Mercado de intercambios PS-PS/NPS Trading Program 2010 Neuse River Basin Total EE.UU. Carolina del Norte 1998 Nitrógeno Centro de intercambio (permisos grupales) PS-PS/NPS Nitrogen Trading Program Ohio River Basin Trading EE.UU. Ohio 2012 Fósforo n.d. PS-PS/NPS Program Pennsylvania Nutrient EE.UU. Fósforo, nitrógeno y Pennsylvania 2005 Centro de intercambio PS-PS/NPS Credit Trading Program sedimentos Programa de derechos de EE.UU. emisión de fosfato en la Colorado 1984 Fósforo Mercado bilateral PS-PS/NPS Reserva Dillion (Colorado) Tar-Pamlico Nutrient EE.UU. Carolina del Norte 1989 Fósforo y nitrógeno Centro de intercambio PS-PS/NPS Trading System Virginia Water Quality EE.UU. Vinginia 2006 Fósforo y nitrógeno Mercado Bilateral/cámara de compensaciones PS-PS/NPS Trading Program Programa de intercambio de Norte de Nueva Nueva Zelanda 2010 Nitrógeno Mercado bilateral NPS-NPS nitrógeno del lago Taupo Zelanda Cuotas intercambiables de Países Bajos 2015 Fósforo Mercado bilateral NPS-NPs estiércol (cuotas de fosfato) Notas: PS - contaminación puntual, NPS - contaminación no puntual (Fuente: Elaboración propia a partir de Greenhalgh y Selman, 2012) 73 3.4. REGULACIÓN El uso de la regulación como instrumento para control de la contaminación difusa en general consta de la fijación de un límite a las emisiones, y de una multa por incumplimiento del mismo. En línea con el razonamiento planteado a lo largo del presente trabajo, estos límites pueden fijarse respecto a diferentes bases. La Tabla A. 2 en el Anexo presenta un resumen de los instrumentos de regulación utilizados en Europa, Estados Unidos, y Nueva Zelanda. Sin embargo, casi todos los países tienen algún tipo de regulación asociado al menos a la aplicación de insumos como fertilizantes y pesticidas, o de zonas donde está prohibido aplicarlos, como ser cerca de cursos de agua o de centros poblados. Lo más común es encontrar restricciones a las aplicaciones de insumos. En general, las restricciones son por tipo de producto por hectárea por año, y varían según el tipo de cultivo, y no respecto a la forma en que los fertilizantes o pesticidas deben de ser aplicados. Sin embargo, es muy común identificar estándares respecto a la forma de almacenamiento de los insumos, tanto respecto a fertilizantes producidos dentro del predio como fertilizantes y pesticidas que son adquiridos. Por otro lado, en muchos países se busca ganar eficiencia a través de determinar estándares específicos para los tipos de suelo, determinándolos a partir de registros de uso de fertilizantes y pesticidas, o a partir de basar las aplicaciones en mediciones del contenido de nutrientes en el suelo. Si bien esto sigue siendo una regulación sobre los insumos, intenta aproximarse a una emisión esperada de las diferentes localizaciones. Casos de este tipo, pueden verse en Dinamarca, Irlanda, e Irlanda del Norte, Luxemburgo, Alemania, Países bajos, y algunas regiones de Nueva Zelanda y Francia. Sin embargo, no se encontró ninguna experiencia donde se apliquen estándares a las emisiones estimadas a partir de modelos. Como se mencionó antes, esta es una aproximación delicada por ser muy susceptible a ser objeto de problemas legales, por lo que no es de extrañar que no existan este tipo de aproximaciones. Entre los países que implementan programas de registros de fertilizantes, vale la pena detenerse en los Países Bajos y en Dinamarca. Los Países Bajos han tenido problemas para cumplir con los estándares de la ND pues son muy intensivos en producción ganadera, por lo que han tenido que designar todo su territorio como NVZ. Como ya se mencionó en la sección anterior, en 1998 se introduce el Sistema de Contabilidad de Minerales (Mineral Accounting System - MINAS) para tratar de apoyar a los productores para cumplir con lo estipulado por la ND. Sin embargo, se eliminó en el 2006 por su poca efectividad. A continuación, ampliamos el desarrollo antes expuesto, con elementos pertinentes al aspecto de regulación. El MINAS fue un sistema de registro del balance de minerales a nivel de predio. Los productores tenían que llevar registros de la entrada de nitrógeno y fosfato contenido en las adquisiciones de raciones, fertilizantes químicos, abono, y las salidas en forma animal y vegetal. Este sistema calculaba la diferencia entre los nutrientes que entraban y salían del predio. Al momento de su implementación, en 1998, MINAS se estableció de forma obligatoria en establecimientos lecheros con más de 2,5 cabezas de ganado/ha., y en granjas porcinas y avícolas. A partir del 2001 fue obligatorio en todos los establecimientos del país. Se considera que existe un excedente de minerales cuando la diferencia entre lo que entra y lo que sale es positiva, y este excedente se regula al compararlos con estándares de excedentes seguros para el ambiente, conocidos como excedente sin cargos ( levy free surpluses – LFS). En caso de superar el excedente, el productor debía pagar un impuesto por cada kg de nitrógeno o fosfato por encima de los LFS. MINAS representaba un paquete de políticas, combinando el sistema de contabilidad con un impuesto al incumplimiento. Además, también planteaba restricciones a la aplicación de abono en cierto períodos del año, al tiempo que exigía el manejo del estiércol (OECD, 2007; Ondersteijn et al., 2002; Wright, 2006). La recaudacuión del impuesto iba a parar a las arcas del estado, al tiempo que el impuesto era gestionado por la Oficina Impositiva. Adicionalmente, en 1998 se establecen cuotas a la producción porcina y en 2001 a la producción avícola, los cuales refuerzan el efecto de la política. La eliminación del MINAS se debió principalmente a la falta de cumplimiento de los productores, ya que no existían mecanismos de sanción, y la Comisión Europea consideraba que la reglamentación no era suficiente para cumplir con las reglas de aplicación de estiércol (Wright, 2006). A partir de 2006 se establece una nueva política de uso de fertilizantes, basada en estándares de aplicación en lugar del balance de nutrientes. Se establecen estándares de la cantidad nitrógeno del estiércol y estándares de aplicación para el total de nitrógeno y fosfato más estrictos que los anteriores, y que fueron gradualmente disminuidos desde su implementación 74 en 2006. El nitrógeno en abono para pasturas pasa de 35 a 45 por ciento desde 2009, el nitrógeno en el purín de porcinos en suelos arenosos pasa de 60 a 80 por ciento desde 2014, y el purín del ganado pasa de 45 a 60 por ciento desde 2010. Además de esto, se introducen medidas como reducción del periodo para esparcir estiércol, incremento en la capacidad mínima para el estiércol a siete meses a partir del 2012, y a partir del 2014 se establece un coeficiente creciente de la disponibilidad de nitrógeno en el estiércol de los cerdos para suelos arenosos (Fraters et al., 2016). Dinamarca es otro país que debió tomar medidas adicionales a nivel nacional para cumplir con la ND. Bajo el Programa de Acción de Nitrato Danés (Danish Nitrate Action Programme) se instauran mecanismos de contabilidad de fertilizantes. A partir de 2006 se establece un sistema de registro y contabilización (Central Husbary Register – CHR) en el cual debe de registrarse el uso de fertilizantes. Esta información es cruzada con información sobre los tipos de suelo, cantidad de animales y especies de animales, además de con información referida a la aplicación de fertilizantes. A partir de esto, se estima el contenido de nitrógeno de cada predio. El predio puede reducir las cantidades de nitrógeno por estiércol si éstas se transfieren a instalaciones de almacenamiento de estiércol o a plantas de procesamiento (ambas deben estar registradas), y en caso de transferirlo también se debe incorporar al registro. Así, el cálculo de la cantidad de nitrógeno en el suelo es ajustado respecto a la cantidad transferida estimando la cantidad de nitrógeno que salió del predio. Cada año, la agencia danesa pública AgriFish establece guías y estándares de uso de los fertilizantes en cultivos individuales, actividades ganaderas y tasas de utilización mínima. Tomando todo esto en cuenta, se estima una cuota de nitrógeno cada año para cada predio. Por otro lado, casi cada país del mundo tiene estándares respecto a la calidad del agua en función de la concentración ambiental de diferentes parámetros. No repasaremos todas esas experiencias a lo largo del presente capítulo, ya que sobrepasa los objetivos del presente trabajo. Sin embargo, vale la pena repasar la experiencia de EE. UU., donde se definen estándares específicos para las zonas vulnerables a partir de modelos estadísticos. Lo mismo sucede en algunos países de la UE que han tenido problemas para alcanzar los estándares definidos en la ND, como ser los Países Bajos, Dinamarca, y Bélgica. En EE.UU., la sección 303 (D) del CWA indica que los Estados deben identificar aquellos cuerpos de agua en que los esfuerzos para mitigación de la contaminación no han sido capaces de generar los estándares de calidad del agua. Los Estados debe entregar cada dos años a la EPA un listado de cuáles son estas cuencas o cuerpos de agua, los cuales se convierten en prioritarios para su cuidado. Además, cada Estado debe establecer los máximos totales de cargas de contaminación (Total Maximum Daily Loads – TMDL). Estos se calculan tal que = ∑ + ∑ + , donde TMDL es la suma de las cargas provenientes de fuentes puntuales (waste load allocations – WLA), la suma de las cargas de fuentes no puntuales (load of allocations – LA) y un margen de seguridad (Margin of Safety – MOS). Es decir, es la cantidad máxima que puede ingresar a los cuerpos de agua sin que afecte la capacidad de este de cumplir con el estándar de calidad de agua. 33 Es importante resaltar que este cálculo se realiza por tipo de contaminante, por lo que se estiman tantos TMDL como número de contaminantes en el agua haya. Algunos estados calculan un TMDL por cuenca, mientras que otros estados lo hacen de manera uniforme, aplicando la misma medición para todas las cuencas. El TMDL debe tomar en cuenta además la variabilidad estacional, debiéndose indicar como se integra la variabilidad en la estimación. Una vez estimados los TMDL, la EPA ha de aprobarlos. Los estándares de calidad de agua varían entre algunos estados, por el uso de cada cuenca e incluso existen regulaciones específicas para Arizona, Idaho, Kansas, para la reserva de tribus indígenas en Colville, California, Puerto Rico, Maine, Florida, Washington y Oregón. 34 33 Para establecer los niveles óptimos de TMDL es necesario utilizar modelos empíricos y modelaciones computacionales para entender cuál es la capacidad de los cuerpos de agua de recibir una cantidad específica de contaminación y aun así cumplir con los mínimos requeridos. Es decir, es necesario considerar hasta qué punto el ecosistema puede procesar y asimilar (capacidad de asimilación) los insumos en el largo plazo. Dado que esto es altamente difícil de estimar, se utilizan aproximaciones (Havens & Schelske, 2001). 34 El registro completo (actualizado al 22 de mayo del 2017) de los niveles de químicos y minerales por estado está disponible en el siguiente enlace. 75 Una experiencia muy relevante respecto al uso de regulación es el Acuerdo de cursos de agua limpios ( Clean Stream Accord) firmado en Nueva Zelanda en 2003. Éste es llevado adelante entre el Ministerio de Ambiente, el Ministerio de Agricultura y Bosques, los consejos regionales, y la empresa Fonterra, una empresa lechera multinacional de origen neozelandés. El acuerdo representaba diversas metas de reducción de emisiones relacionadas a diferentes fuentes de emisiones relacionadas a la actividad agropecuaria. Entre ellas, se obligó a los productores ganaderos a alambrar las áreas riparias a los efectos de disminuir el acceso del ganado a los cursos de agua. Parte fundamental para implementar esta medida fue la presión social y política sobre los productores ganaderos.35 Adicionalmente, es muy común encontrar en casi todos los países prohibiciones a la aplicación de fertilizantes en ciertas zonas (zonificación). En general, esto es a diferentes distancias respecto a los cursos de agua, al tiempo que en los casos de pesticidas también se suelen considerar los centros poblados. Finalmente, existen países que aplican restricciones a la aplicación de fertilizantes durante ciertas épocas del año, o en función de las precipitaciones. Estos son los casos de Irlanda del Norte y Malta, al tiempo que también regía en los Países Bajos durante el MINAS. 3.5. PROGRAMAS DE ACUERDOS VOLUNTARIOS En esta sección se presenta una revisión de aquellos instrumentos que ayudan a mejorar la calidad del agua a través de la participación voluntaria de los productores agropecuarios. Esto es, instrumentos de política que no obligan a su participación y cumplimiento por parte del Estado. Como se presentó en el capítulo anterior, este grupo de políticas es muy amplio, abarcando desde programas de capacitación, asistencia técnica, incentivos a la investigación y desarrollo, pagos para la conservación y acuerdos ambientales, así como aspectos relacionados a la mejora de la información y certificación del producto. En el presente apartado, nos concentraremos sólo en los dos últimos, dado su aspecto novedoso, y su vínculo con incentivos económicos. Los pagos para la conservación son un incentivo económico a cambio del cumplimiento de un contrato de conservación del suelo, que por lo general el productor no está obligado a contraer. Esto contempla la compensación por el costo de oportunidad generado por no poder usar el suelo. Los acuerdos ambientales, sin embargo, son acuerdos entre las partes para desarrollar acciones por parte del privado para el cuidado del ambiente. En temas de contaminación difusa de la actividad agropecuaria, en general se relacionan con regeneración de barreras vegetales en zonas riparias, y suelen ser co-financiadas por parte de los gobiernos. Estas características hacen que si bien estos instrumentos involucran compensaciones o co-financiamiento, no hayan sido considerados en el grupo de instrumentos basado en el mercado por no ser de cumplimiento obligatorio para todos los involucrados (es decir, no se ven obligados a formar parte de los programas). Por otro lado, políticas relacionadas a la información (por ejemplo, el etiquetado) y la certificación, son políticas que pueden abrir barreras de mercados o mejorar las ganancias del productor. Pero al igual que el anterior, no están obligados a implementarlo. Sin embargo, el hecho de que no sean de cumplimiento obligatorio no implica que no se pueda llegar a diseñar acuerdos institucionales que vuelvan un esquema de acuerdos voluntarios en uno de cumplimiento obligatorio. Sin embargo, amplia es la literatura que se ha desarrollado a partir de los aportes de Ostrom (1990), respecto a las condiciones bajo las cuales el co-manejo puede llevar a una explotación sostenible de pesquerías de pequeña escala. Sin embargo, no hemos podido encontrar una revisión de experiencias que logre alcanzar principios generalizables para un problema como el del control de la contaminación difusa proveniente de la actividad agropecuaria. Eso no quiere decir que no existan casos en que, bajo ciertos acuerdos institucionales, los acuerdos voluntarios logren alcanzar una disminución en la generación de contaminación difusa de la actividad agropecuaria. Para ello, ilustramos algunas de estas experiencias en el Cuadro 5. 35 Comunicación personal de Suzi Kerr y David Fleming. 76 Cuadro 5. Yahara Pride Farms, acuerdos voluntarios que incrementan la calidad del agua. Yahara Pride Farms es una organización sin fines de lucro liderada por productores agropecuarios en Madison, Wisconsin. En esta zona, se estima que los establecimientos agrícolas aportan el 90 por ciento de los sedimentos y el 84 por ciento del fósforo que llega a los lagos. Así, este programa busca: i) crear mecanismos para reconocer y premiar el liderazgo de los productores agropecuarios que cuidan el ambiente, y recolectar información para dar seguimiento al avance en los logros alcanzados, ii) promover la diseminación de información a través de la red de productores, iii) ganarse la confianza y respeto de los productores colegas, la ciudadanía en general, y el gobierno a través de involucrarlos en proyectos y programas educacionales que demuestran el compromiso de la industria agropecuaria por el cuidado del ambiente, y iv) crear la marca Yahara Pride, y lograr su reconocimiento. El programa se enfoca en incrementar la implementación práctica de gestión y conservación de abono, así como compartir información de proyectos de investigación desarrollados por ellos mismos. Desarrollan principalmente cuatro tipos de acciones: Programa de certificación Se obtiene por medio de un programa que busca que el productor pueda identificar las debilidades de su sistema de producción, instalaciones y terrenos. Un punto importante es que el programa es voluntario y no gubernamental, pero les permite a los productores documentar información de sus operaciones y así entender y dar seguimiento de cómo estas impactan a la protección de la tierra y la calidad del agua. Programa de Co-financiamiento La organización provee un programa de co-financiamiento de medidas para la adopción de prácticas para la conservación, el cual en el 2016 incluyó:  Cultivos de cobertura (40USD/ha, hasta 50 ha)  Franjas de labranza (15USD/ha, hasta 50 ha)  Inyección de estiércol de bajo impacto (20USD/ha, hasta 100 ha)  Franjas de labranza profundas y cultivos de cobertura de bajo impacto (55USD/ha, hasta 50 ha) Programa de educación, el que incluye días de difusión de tecnología, visitas a predios de producción, etc. Investigación y Desarrollo, como ser experiencias piloto en el uso de compost o de cultivos de cobertura en predios experimentales Entre 2013 y 2015 las hectáreas aplicando fertilizantes insertados en el suelo se incrementó de 321 ha. a 566 ha. al tiempo que la labranza en franjas se incrementó de 150 ha. a 1.488 ha. y el uso de cultivos de cobertura de 2.382 ha. a 9.908 ha. durante el mismo período. Esto se estima que ha ayudado a disminuir 7200 Kg. de fósforo durante el período de esos 3 años. (Fuente: Yahara Pride Board of Directors, 2015a, Yahara Pride Board of Directors, 2015b y Roe, 2016) 77 3.5.1. PAGOS PARA LA CONSERVACIÓN Y ACUERDOS AMBIENTALES Existe una cantidad muy amplia de programas para la conservación de suelos (a veces denominados de pagos por servicios ecosistémicos, por servicios ambientales, pagos verdes, etc.) en todo el mundo. Estos mecanismos se caracterizan por no ser de carácter obligatorio y de participación voluntaria, lo cual es muy común en los programas integrales y políticas ambientales de los países. Dada la infinidad de programas que pueden entrar en esta categoría, no se pretende en esta sección dar una lista exhaustiva. Sin embargo, la Tablas Tabla 9Tabla 10Tabla 11Tabla 12 Tabla 13 (al final del presente apartado) presenta un vasto panorama de las áreas en que las diversas experiencias internacionales se han concentrado. EE.UU. En Estados Unidos existen programas dentro del marco de implementación de la Ley de Agua Limpia (CWA) que brindan fondos específicos para desarrollar y promover planes de manejo de contaminación por fuentes difusas y otros programas. Cerca de 40 por ciento de los pagos ejecutados en estos programas han sido utilizados para controlar la contaminación del agua por fuentes difusas en el predio o área de producción agrícola (US Environment Protection Agency, 2005). Por otro lado, ante la falta de regulación para aliviar específicamente la contaminación de fuentes difusas, en 2012 el Departamento de Agricultura de los Estados Unidos (United States Department of Agriculture – USDA) forma la iniciativa nacional de calidad el agua (National Water Quality Initiative – NWQI), en conjunto con la EPA y distintas agencias de regulación del agua estatales. Esta iniciativa inicia con la identificación de las cuencas con mayor problema de contaminación para así establecer distintos proyectos de inversión que permitieran la reducción de la contaminación, principalmente por iniciativas de financiamiento de prácticas y tecnología por medio del Programa de Incentivos para la Calidad del Ambiente (Environmental Quality Incentives Program – EQIP). El Programa provee asistencia técnica, educativa y financiera a productores elegibles en buscar de solventar los problemas degradación del suelo, agua y demás recursos de la manera más costo-efectiva. Este programa consolida otros programas, como el Agricultural Conservation Program, Water Quality Incentives Program, Colorado River Basin Salinity Program. Está dirigido principalmente a zonas prioritarias, y consiste de contratos de 5-10 años que incluyen pagos como incentivos, así como esquemas de costos compartidos (cost-sharing) de hasta el 75 por ciento del costo de implementar prácticas o tecnología aprobada. Además, 50 por ciento de los fondos se destinan a producción relacionada con ganadería. Por otro lado, como parte de los acuerdos ambientales voluntario se establecen los USDA Land Retirement Programs. Éste tiene dos grandes componentes. Por un lado, el Programa de conservación de reservas (Conservation Reserve Program – CRP), establecido en 1985 como un programa de retiro de tierras de agricultura de largo plazo. Provee a los participantes con una renta anual por hectárea y la mitad del costo de establecer una cubierta permanente a cambio de eliminar actividades agrícolas que contribuyen a la erosión. Con este programa la erosión se redujo cerca de un 20 por ciento. Por otro lado, el Programa de reservas de humedales (1990) se establece como parte del Food, Agriculture, Conervation and Trade Act, protección del hábitat, pero que también tiene beneficios para mejora en la calidad del agua a partir de la reconversión a humedales. Esto permite no solo la reducción de químicos, pero además la capacidad de los humedales de filtrar la escorrentía. Además del programa anterior, existe también el Conservation Stewardship Program (CSP) para fortalecer la conservación. Por otro lado, se han implementado una serie de programas voluntarios, específicamente para comprometer tierras a mejores prácticas o para proteger recursos existentes como son los humedales. Uno de los programas es el Programa de reservas de humedales (Wetlands Reserve Program – WRP). El programa presenta una serie de niveles de compromiso como servicios permanentes, servicios por treinta años y acuerdos de restauración. Dependiendo de la cantidad de tiempo, se establecen los porcentajes de costos que cubre el programa (USDA, 2011). En la misma línea estuvieron los Programas de humedales agrícolas (FWP por sus siglas en inglés), lo cuales se diseñaron para reestablecer humedales y zonas riparias a los cursos de agua para mejorar la vegetación y las corrientes de agua. Es un programa voluntario al igual que en el caso anterior en el cual los participantes deben acceder a restaurar humedales, establecer una cobertura vegetal y no poder utilizar la tierra para fines comerciales. Por otro lado, está 78 el programa de reserva de pastizales (GRP) en el cual los participantes voluntariamente limitan el uso y cultivo de la tierra, para mejorar la biodiversidad de las plantas y los animales. Para ambos programas el financiamiento ya expiró y están fuera de funcionamiento. Europa En Europa, como parte de la Política Agrícola Común (CAP), se establecen pagos condicionados a la implementación de prácticas verdes. Además, apuntan especialmente a productores jóvenes, de menos de 40 años, los cuales tendrán la oportunidad de obtener un “pago inicial”. Existen diferentes esquemas, como ser los pagos redistributivos, los “coupled support” y los de “natural constraint support”. Todos los anteriores están sujetos a la condicionalidad del cumplimento (cross-compliance). Como ejemplo, en Irlanda los productores tienen acceso al esquema básico de pagos de la CAP, lo que les permite tener un pago por hectárea, siempre que cumplan con ciertos criterios que incluyan actividades de protección al ambiente. El productor promedio recibe cerca de 339 EUR/ha. al año, lo que implica que los productores están en mejores condiciones que los productores del Reino Unido que reciben en promedio 229 EUR/ha al año (Allen, 2016). Las aplicaciones al programa se pueden renovar de forma anual. Noruega desarrolló similares a los del CAP, pero basando los pagos en el área y las cabezas de ganado. A su vez, los pagos difieren por región y tamaño del predio. Éstos están sujetos al cumplimiento de ciertas condiciones relacionadas a la conservación del paisaje. En Suiza también hay pagos a ciertas áreas para asegura la oferta de alimentos, y los pagos son para apoyar a los productores en peores condiciones. Como contraparte, los productores deben de asegurar condiciones adecuadas del ambiente y de los animales. América Latina América Latina ha seguido un camino un poco distinto al resto del mundo. En esta región se han desarrollo principalmente bajo el concepto pagos por servicios ecosistémicos o ambientales. Costa Rica posee uno de los sistemas más elaborados de pagos directos, pero principalmente por reforestación, conservación y actividades de manejo sostenible de los bosques. No obstante, en algunos casos se incluyen actividades agrícolas (Sterner & Coria, 2012). El programa más grande es una iniciativa estatal, administrada por FONAFIFO en la que los propietarios y poseedores de bosques y plantaciones forestales pueden recibir pagos por los servicios ambientales que sus tierras proveen. El programa incluye gran cantidad de modalidades, entre las cuales se encuentra la protección del recurso hídrico, reforestación, segundas cosechas, regeneración natural en tierras, potreros y con potencial productivo, así como sistemas agroforestales y en plantaciones de café. Este programa se financia por medio de dos fuentes, la Ley Forestal, que destina un tercio del impuesto selectivo al consumo de combustibles y la otra por medio de convenios voluntarios de pago por servicios ambientales con organizaciones, otros países y empresas privadas (Di Paola, 2011). Las actividades de monitoreo están a cargo del mismo FONAFIFO, y se dan por medio visitas por parte de la persona de oficinas regionales, revisión de informes de regencias forestales, auditorías a las que está sujeta FONAFIFO junto con herramientas tecnológicas de seguimiento y monitoreo. Por otro lado, la Empresa de Servicios Públicos de la Provincia de Heredia gestiona un programa enfocado principalmente a la protección de zonas prioritarias en aspectos principalmente relacionados a la retención de agua en los acuíferos superficiales. Los fondos se obtienen a través de una tasa en la factura de suministro de agua. Similar es el caso de pagos por servicios ambientales en México. Éste se lleva a cabo a partir de un esfuerzo entre la Comisión Nacional Forestal (CONAFOR) y otros socios relevantes ambientales. Los programas apoyan a comunidades, asociaciones regionales de silvicultores y propietarios de terrenos forestales. El concepto del proyecto se agrupa en cinco categorías: hidrológicos, biodiversidad, sistemas agroforestales, captura de carbono y elaboración de proyectos. De acuerdo con la Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT), el proyecto inicia a funcionar en el 2003 y comenzó apoyando proyectos en 15 áreas nacionales protegidas (ANP), aumentando a 42 en el 2004, 31 en el 2005, 27 en el 2006, alcanzando un máximo de 55 ANP en el 2007. En esta misma línea está el caso ecuatoriano con la asociación Socio Bosque. Es un esquema voluntario, con fondos gubernamentales que busca la protección de 3.600.000 hectáreas de bosque y otros ecosistemas nativos con el fin de 79 conservar la biodiversidad y reducir las emisiones de GEI. Además del concepto de reducción de la contaminación y preservación del ambiente, el esquema busca mejorar la situación socioeconómica del área. Para esto, establece pagos enfocados en tres criterios, la amenaza de deforestación, la importancia del servicio ecosistémico y en tercer el nivel de pobreza del individuo. Estos pagos además difieren por el tamaño de la tierra que se tenga. Los que reciben los pagos deben además presentar planes de inversión, donde se analiza cómo se utilizan los fondos. Estos incentivos, cuando se dan a nivel de comunidad se suelen aplicar a actividades productivas como agroforestería (silvo-pastoriles), agricultura y ecoturismo, así como áreas de conservación. Cuando se dan a nivel individual se suelen invertir en otras necesidades como alimentación, educación y salud (European Commission, 2012). Ecuador también ha lanzado un programa similar para la protección de manglares. Es de destacarse que debido a las características de este país, al igual que otros en Latinoamérica, existen esquemas de otorgamiento de pagos a bosques gestionados por comunidades, al tiempo que en otras zonas han existido trabas debido a la falta de derechos de propiedad claramente definidos. Adicionalmente, en Ecuador se han introducido tres programas de pagos por servicios ecosistémicos para cuidar la calidad del agua. El primero es el Fondo para el agua de Quito de FONAG. Es un pago por servicios ambientales para suministrar agua, por medio la protección de los recursos hídricos a través de la recuperación y conservación de la cubierta vegetal (Di Paola, 2011). Se establece un fondo de dotación no decreciente creado por las contribuciones voluntarias de los Constituyentes. Los Constituyentes son empresas privadas y gubernamentales usuarias del recurso, así como organizaciones no-gubernamentales. La principal fuente de financiamiento es el Distrito Metropolitano de Quito, por medio del abono de la tarifa hídrica (Di Paola, 2011). Estos aportes forman el capital patrimonial, cuyo rendimiento se utiliza para cofinanciar programas y proyectos de conservación. De acuerdo con FONAG, los fondos solo pueden utilizarse para actividades que ya están desarrollando en eco-regiones que cumplan con las reglas de manejo establecidos por la Fundación Artisana. Entre los programas que se han financiado está uno para las cuencas Antisana, Oyacachi y Papallacta para mejorar las prácticas de producción de ganado bovino y ovino con el fin de reducir los impactos en la calidad del suelo y del agua. Otro proyecto es una línea de crédito para fomentar la agricultura sostenible entre las comunidades que viven en las zonas de amortiguación de la reserva. En cuanto al monitoreo, aún no se han establecido un sistema de seguimiento de las actividades a las que se dedican los fondos (Espinosa, 2005). El segundo es la Cuota de Agua en la ciudad de Cuenca. Este programa busca conservar y restaurar el ecosistema del parque nacional Cajas. Específicamente, crea un fondo que se dedica a financiar actividades sostenibles en zona cercanas a las áreas riparias del parque nacional que alberga la cuenca. Los fondos provienen en parte de las entradas al parque nacional, así como transferencias de la entidad encargada del manejo del agua ETAPA. Cabe resaltar que no existen actividades de monitoreo y control y carecen de mecanismos de penalización en caso que se realicen actividades ilegales en estas zonas (Espinosa, 2005). El tercer programa es el Fondo para servicios ambientales de Pimampiro. La zona de Pimampiro alberga la cuenca del río Chota, la cual abastece a las comunidades aledañas. Uno de los temas que más aqueja esta zona es la creciente deforestación. Para lidiar con este problema, se establece un proyecto de manejo sustentable encabezado por la municipalidad con el apoyo económico de la Fundación Interamericana. El financiamiento proviene de un impuesto al agua para la creación de un fondo para la conservación de bosques y páramos. Con esto se realizan transferencias condicionadas a las familias, estableciendo por contratos la extensión de las parcelas, y los usos que en ellas se desarrollan. Esto busca que los que utilizan tierras agrícolas migren a bosques y tierras reforestadas. Cada cuatrimestre se aplican actividades de monitoreo para asegurarse que los terratenientes cumplen con lo estipulado en sus contratos. El incumpliendo es sancionado con la suspensión de los pagos. Se indica además que no ha habido intervenciones importantes en la zona, es decir, disminuyó la presión por deforestar la zona. Las tres experiencias han dejado claro la importancia de mantener esquemas de monitoreo para elevar la efectividad de los pagos (Espinosa, 2005). Colombia ha implementado distintas modalidades, principalmente privadas, financiadas por cooperación internacional. El Centro de Investigación en Sistemas Sostenible de Producción Agropecuaria, en la cuenca del Rio la Vieja, utiliza fondos del Fondo Global Ambiental para la conversión de sistemas ganaderos intensivos a sistemas silvopastoriles que conservan mejor la biodiversidad y permiten la captura de CO2. Otro programa de este tipo es el 80 Procuenca, en la cuenca del río Chinchiná que abastece a la ciudad de Manizales. Este es un proyecto financiado por la FAO e INFI-Manizales, que busca establecer corredores biológicos, prácticas de manejo forestal, regeneración vegetal, restauración y reforestación de áreas degradas. Otro ejemplo es en la microcuenca Chaina en Boyacá, la cual se considera como un esquema ‘puro’ de PSA. 36 Esa es una iniciativa local, de carácter privado, que inicia por los habitantes de Villa de Leyva, apoyada por el Instituto Alexander von Humbolt y CIFOR. Los pagos se comienzan a dar a partir del 2007 a familias propietarias en la microcuenca (Borda, Moreno-Sánchez, & Wunder, 2010). En el proyecto de la microcuenca Chaina se les dan pagos a las familias propietarias de la parte alta de la cuenta para compensar por la conservación y re-vegetalización natural de la cuenta y así reducir los sedimentos actuales. En este esquema, los aportes son exclusivamente de los usuarios y éstos se canalizan a través de una asociación. Los pagos se dan a partir de contratos vinculantes que condicionan a los que los reciben a cumplir con las acciones en pro de la conservación que quedan pactadas y los montos se establecen a partir de negociaciones basadas en los costos de oportunidad de las actividades productivas de la cuenca. Los Negros ha sido un esquema de pagos por servicios hídricos establecido en Bolivia que utiliza efectivo, bienes y servicios como pago. Por ejemplo, la comunidad de aguas abajo acuerda la compensación con una caja de abejas y apoyo para la producción de miel por cada 10 hectáreas de bosque que se conserven en la parte superior de la cuenca (Di Paola, 2011). En sí, los contratos estipulan que no se puede quemar, cortar árboles ni realizar agricultura en parcelas en estado de conservación. El monitoreo se establece anualmente independientemente de la conservación de las parcelas (Fundación Natura, 2011). 36 PSE puros se refiere a que cumplen con las siguientes condiciones: (1) transacciones voluntarias, (2) existen uno o más servicios ambientales claramente identificados, (3) son provistos por al menos un vendedor, (4) comprados por al menos un comprados y (5) está directamente condicionada a la prestación continua del servicio (Borda et al., 2010). 81 Tabla 9. Pagos por conservación relacionados con calidad del agua y GEI (parte 1). Programa/País Alemania Australia Austria Bélgica Bolivia Canadá 1. Pagos que afectan directamente la calidad del agua y GEI 1.1 Pagos que afectan directamente la calidad del agua Mantenimiento de humedales y lagunas X X Mejoras del suelo (encalamiento, prevención de la erosión del suelo) X X X X X Fajas de resguardo y buffers X X X X Conversión de suelos agropecuaria a bosques, humedales y lagunas X X Conservación y mejoras a la calidad del agua de actividades agropecuarias X 1.2 Pagos que afectan directamente la calidad del aire Esquemas de producción agrícola con energía limpia 1.3 Pagos que afectan directamente la calidad del agua y el aire Pagos para la reducción de nitratos X X X X Planes de manejo de nutrientes X X Tratamiento de los desechos agrícolas y drenajes X X Equipo y tecnología adecuada para la aplicación de fertilizantes y pesticidas Inversión y uso de monitoreo y control de la contaminación 2. Pagos que afectan indirectamente la calidad del agua Producción de cultivos extensiva X X Actividades agropecuarias orgánicas X X X X Actividades agropecuarias sostenibles X X X Producción integrada de vino, frutas y vegetales X X Producción agrícola integrada X Reducción de la labranza y control mecánico de las hierbas X X X X X Cultivos verdes con estiércol X Tierras verdes X X X X Cultivos de cosecha, coberturas verdes y de invierno X X X X Manejo extensivo de todo el terreno X Manejo extensivo de los pastizales (pasturas y prados) X X X Conversión de tierra arable a pastizales (pasturas y prados) X X Esquemas de pastizales, biodiversidad y hábitat X X X X X Manejo y mejora de la cobertura del suelo X X Manejo y protección de bosques X X X Retiro de largo plazo X X X Repoblación forestal X X Conversión de pasturas a vegetación perenne X X Cuido y manejo del paisaje X Reducción en la cantidad de animales para producción X Programas educativos, formación técnica o profesional e investigación X Conservación y restauración de Humedales Conservación y restauración de la cuenca Compensación por conversión a reserva natural y manejo de áreas protegidas Conservación y restauración de la naturaleza Pagos para promover acuerdos, inversión y cooperación ambiental X X Conservación y promoción de herencia rural de la naturaleza X 82 Tabla 10. Pagos por conservación relacionados con calidad del agua y GEI (parte 2). Corea Costa Programa/País Chile Colombia Colombia Dinamarca del Sur Rica 1. Pagos que afectan directamente la calidad del agua y GEI 1.1 Pagos que afectan directamente la calidad del agua Mantenimiento de humedales y lagunas X X Mejoras del suelo (encalamiento, prevención de la erosión del suelo) X Fajas de resguardo y buffers X X Conversión de suelo agropecuaria a bosques, humedales y lagunas X Conservación y mejoras a la calidad del agua de actividades agropecuarias 1.2 Pagos que afectan directamente la calidad del aire Esquemas de producción agrícola con energía limpia 1.3 Pagos que afectan directamente la calidad del agua y el aire Pagos para la reducción de nitratos X X Planes de manejo de nutrientes X Tratamiento de los desechos agrícolas y drenajes Equipo y tecnología adecuada para la aplicación de fertilizantes y pesticidas Inversión y uso de monitoreo y control de la contaminación 2. Pagos que afectan indirectamente la calidad del agua Producción de cultivos extensiva Actividades agropecuarias orgánicas X X X Actividades agropecuarias sostenibles X X X Producción integrada de vino, frutas y vegetales Producción agrícola integrada X X Reducción de la labranza y control mecánico de las hierbas Cultivos verdes con estiércol Tierras verdes X X Cultivos de cosecha, coberturas verdes y de invierno X X Manejo extensivo de todo el terreno X Manejo extensivo de los pastizales (pasturas y prados) X X Conversión de tierra arable a pastizales (pasturas y prados) X Esquemas de pastizales, biodiversidad y hábitat X Manejo y mejora de la cobertura del suelo X Manejo y protección de bosques X X X X Retiro de largo plazo X X Repoblación forestal X X X X Conversión de pasturas a vegetación perenne Cuido y manejo del paisaje Reducción en la cantidad de animales para producción Programas educativos, formación técnica o profesional e investigación Conservación y restauración de Humedales X Conservación y restauración de la cuenca X Compensación por conversión a reserva natural y manejo de áreas protegidas Conservación y restauración de la naturaleza Pagos para promover acuerdos, inversión y cooperación ambiental Conservación y promoción de herencia rural de la naturaleza 83 Tabla 11. Pagos por conservación relacionados con calidad del agua y GEI (parte 3). Programa/País Ecuador Eslovaquia España EE.UU. Finlandia Francia Grecia 1. Pagos que afectan directamente la calidad del agua y GEI 1.1 Pagos que afectan directamente la calidad del agua Mantenimiento de humedales y lagunas X Mejoras del suelo (encalamiento, prevención de la erosión del suelo) X X X X X Fajas de resguardo y buffers X X X X Conversión de suelo agropecuaria a bosques, humedales y lagunas X X X Conservación y mejoras a la calidad del agua de actividades agropecuarias X 1.2 Pagos que afectan directamente la calidad del aire Esquemas de producción agrícola con energía limpia X 1.3 Pagos que afectan directamente la calidad del agua y el aire Pagos para la reducción de nitratos X X X X X Planes de manejo de nutrientes X X Tratamiento de los desechos agrícolas y drenajes X Equipo y tecnología adecuada para la aplicación de fertilizantes y pesticidas X Inversión y uso de monitoreo y control de la contaminación X X 2. Pagos que afectan indirectamente la calidad del agua Producción de cultivos extensiva X X Actividades agropecuarias orgánicas X X X X X X Actividades agropecuarias sostenibles X x Producción integrada de vino, frutas y vegetales X X X Producción agrícola integrada X X Reducción de la labranza y control mecánico de las hierbas X X X Cultivos verdes con estiércol Tierras verdes X X X Cultivos de cosecha, coberturas verdes y de invierno X X X X Manejo extensivo de todo el terreno X X X Manejo extensivo de los pastizales (pasturas y prados) X X X X Conversión de tierra arable a pastizales (pasturas y prados) X X X X Esquemas de pastizales, biodiversidad y hábitat X X X X X Manejo y mejora de la cobertura del suelo X X Manejo y protección de bosques X X X Retiro de largo plazo X X X Repoblación forestal X X X X X X Conversión de pasturas a vegetación perenne Cuido y manejo del paisaje Reducción en la cantidad de animales para producción Programas educativos, formación técnica o profesional e investigación X Conservación y restauración de Humedales X Conservación y restauración de la cuenca Compensación por conversión a reserva natural y manejo de áreas protegidas X X Conservación y restauración de la naturaleza X X X Pagos para promover acuerdos, inversión y cooperación ambiental Conservación y promoción de herencia rural de la naturaleza 84 Tabla 12. Pagos por conservación relacionados con calidad del agua y GEI (parte 4). Islandi Norueg Nueva Programa/País Hungría Irlanda Italia Japón México a a Zelanda 1. Pagos que afectan directamente la calidad del agua y GEI 1.1 Pagos que afectan directamente la calidad del agua Mantenimiento de humedales y lagunas X X X X Mejoras del suelo (encalamiento, prevención de la erosión del suelo) X X X X Fajas de resguardo y buffers X X X X X Conversión de suelo agropecuaria a bosques, humedales y lagunas X Conservación y mejoras a la calidad del agua de actividades agropecuarias 1.2 Pagos que afectan directamente la calidad del aire Esquemas de producción agrícola con energía limpia 1.3 Pagos que afectan directamente la calidad del agua y el aire Pagos para la reducción de nitratos X X Planes de manejo de nutrientes X X X Tratamiento de los desechos agrícolas y drenajes X Equipo y tecnología adecuada para la aplicación de fertilizantes y pesticidas Inversión y uso de monitoreo y control de la contaminación 2. Pagos que afectan indirectamente la calidad del agua Producción de cultivos extensiva X X X Actividades agropecuarias orgánicas X X X X X Actividades agropecuarias sostenibles X Producción integrada de vino, frutas y vegetales X X X Producción agrícola integrada X X Reducción de la labranza y control mecánico de las hierbas X X X X Cultivos verdes con estiércol Tierras verdes X X Cultivos de cosecha, coberturas verdes y de invierno X X Manejo extensivo de todo el terreno X Manejo extensivo de los pastizales (pasturas y prados) X X X X Conversión de tierra arable a pastizales (pasturas y prados) X X Esquemas de pastizales, biodiversidad y hábitat X X X X X X Manejo y mejora de la cobertura del suelo Manejo y protección de bosques X X X Retiro de largo plazo X X Repoblación forestal X X X X X X Conversión de pasturas a vegetación perenne Cuido y manejo del paisaje Reducción en la cantidad de animales para producción Programas educativos, formación técnica o profesional e investigación X Conservación y restauración de Humedales Conservación y restauración de la cuenca X Compensación por conversión a reserva natural y manejo de áreas protegidas X Conservación y restauración de la naturaleza X Pagos para promover acuerdos, inversión y cooperación ambiental Conservación y promoción de herencia rural de la naturaleza 85 Tabla 13. Pagos por conservación relacionados con calidad del agua y GEI (parte 5). Países Reino República Programa/País Polonia Portugal Suecia Suiza Turquía Bajos Unido Checa 1. Pagos que afectan directamente la calidad del agua y GEI 1.1 Pagos que afectan directamente la calidad del agua Mantenimiento de humedales y lagunas X X X X X X Mejoras del suelo (encalamiento, prevención de la erosión del suelo) X X X X X Fajas de resguardo y buffers X X X X X X Conversión de suelo agropecuario a bosques, humedales y lagunas X X X Conservación y mejoras a la calidad del agua de actividades agropecuarias 1.2 Pagos que afectan directamente la calidad del aire Esquemas de producción agrícola con energía limpia X 1.3 Pagos que afectan directamente la calidad del agua y el aire Pagos para la reducción de nitratos X X X X X X Planes de manejo de nutrientes X X Tratamiento de los desechos agrícolas y drenajes X Equipo y tecnología adecuada para la aplicación de fertilizantes y pesticidas Inversión y uso de monitoreo y control de la contaminación 2. Pagos que afectan indirectamente la calidad del agua Producción de cultivos extensiva X X X X X Actividades agropecuarias orgánicas X X X X X X X X Actividades agropecuarias sostenibles X X X X X Producción integrada de vino, frutas y vegetales X X Producción agrícola integrada X X X X Reducción de la labranza y control mecánico de las hierbas X X X X Cultivos verdes con estiércol Tierras verdes X X X Cultivos de cosecha, coberturas verdes y de invierno X X X Manejo extensivo de todo el terreno X X X Manejo extensivo de los pastizales (pasturas y prados) X X X X X X X Conversión de tierra arable a pastizales (pasturas y prados) X X X Esquemas de pastizales, biodiversidad y hábitat X X X X X X X Manejo y mejora de la cobertura del suelo X Manejo y protección de bosques X X X X Retiro de largo plazo Repoblación forestal X X X X X Conversión de pasturas a vegetación perenne Cuido y manejo del paisaje X X Reducción en la cantidad de animales para producción Programas educativos, formación técnica o profesional e investigación X Conservación y restauración de Humedales Conservación y restauración de la cuenca Compensación por conversión a reserva natural y manejo de áreas protegidas X X Conservación y restauración de la naturaleza X X Pagos para promover acuerdos, inversión y cooperación ambiental X X Conservación y promoción de herencia rural de la naturaleza (Fuente: elaboración propia en base a OECD, 2012, y revisión de diversas otras fuentes citadas en la sección correspondiente) 86 3.5.2. ETIQUETADO, CERTIFICACIÓN, Y RESPONSABILIDAD SOCIAL El etiquetado de productos que son amigables con el ambiente, conocidas como las ‘eco-labels’ o etiquetas ecológicas, se utiliza como un instrumento para brindar información al consumidor respecto a la calidad del producto. Esto permite a los productores agropecuario beneficiarse financieramente por otros servicios ambientales que provee como consecuencia de un proceso de producción amigable con el ambiente (Ribaudo et al. 2010). Los programas de etiquetado se basan en la separabilidad del producto con respecto a sus competidores por medio de crear reputación respecto a productos responsables con el ambiente. De acuerdo con la Organización Internacional de Estandarización (ISO), existen tres tipos de etiquetado voluntario: i) el que es voluntario, basado en múltiples criterios, donde una entidad tercera le otorga la licencia que autoriza el uso de la etiqueta ambiental en productos que indica la preferencia ambiental de un producto dentro de una categoría de productos específica, ii) auto declaraciones informativas ambientales, y iii) programas voluntarios que proveen información ambiental cuantitativa de un producto, bajo una serie de parámetros, establecidos por otra entidad, y verificados por otra autoridad calificada. En este caso, el etiquetado ecológico cae en el primer tipo. Están disponibles en varios países y regiones y son una especie de comprobante o certificación para el usuario o comprador de que el producto se realizó sin causar mayores daños al ambiente o de manera orgánica. En Estados Unidos, por ejemplo, las etiquetas orgánicas son utilizadas desde la década de los 50s, para indicar uso reducido de pesticidas, protección de vida silvestre, así como otros servicios ambientales relacionados a las prácticas agropecuarias (Ribaudo et al., 2010). En 1990, en Congreso de los Estados Unidos aprobó la Ley de producción de alimentos orgánicos (OFPA), la que estableció los estándares nacionales para la producción de bienes primarios orgánicos. La OFPA establece: i) estándares a la producción y manejo de productos orgánicos (incluyendo sustancias que no pueden ser empleadas), ii) requerimientos de certificación a los cultivadores, iii) un programa de certificación para entidades estatales y privadas que han de certificarse con agentes de la USDA, iv) requerimientos de etiquetado de productos, y v) multas penales por el incumplimiento de los requisitos. En definitiva, esto funciona como un estándar al cual los productores voluntariamente deciden si adherirse o no. La motivación de los productores de adherirse a un estándar de este tipo es, más allá de su sentido de deber de la protección del ambiente, apropiarse de la mayor disposición a pagar de consumidores con ‘preferencias verdes’, así como el acceso a nuevos mercados. California ha sido el estado con mayor número de acreditaciones, llegando a 1.900 en 2005. Sin embargo, si bien el número de acreditaciones ha crecido de forma acelerada entre 1992 y 2005, solamente alrededor de 0.5 por ciento los productores, tanto de cultivos como de pasturas, se habían adherido a esa fecha (Ribaudo et al., 2010). Uno de los mayores obstáculos es el costo de convertirse a un proceso de producción orgánico, tanto respecto al manejo, como respecto al riesgo. Esto es algo que se repite en todos los casos que presentamos abajo, a lo que suma, además, el costo burocrático. Entre otras experiencias de eco-etiquetado, desde 1998 el World Wildlife Fund (WWF) colabora con la ONG Protected Harvest para iniciar un proceso de etiquetado para reducir el uso de pesticidas tóxicos para los productores de papa en Wisconsin. Además, cerca de 100 productores en el área del Estado de Nueva York están usando las etiquetas promocionales de Pure Catskills para indicar su participación en el programa de protección de la cuenca (OECD, 2012). Una experiencia interesante es el programa de certificación 4R Nutrient Stewarship, que provee un marco para alcanzar las metas del sistema de cultivos, como ser incrementar la producción, la rentabilidad, fortalecer la protección ambiental, e mejorar la sostenibilidad. Esta experiencia se cuenta en detalle en el Cuadro 6. Otros países como República Checa y Eslovaquia han establecido programas de etiquetado ecológico que van desde productos agropecuarios hasta los mismos insumos que se utilizan en la producción. Es común en países cafetaleros, que las empresas participen de programas de etiquetados para las producciones de café orgánico. Esto implica producir sin la utilización de fertilizantes o pesticidas tóxicos, según cual sea el programa de etiquetado. Por ejemplo, muchos de los productores en Costa Rica certifican su proceso de producción a través de agencias internacionales. Por otro lado, países como Canadá y Nueza Zelanda tienen etiquetas con respecto a la sostenibilidad de productos lácteos y la producción lechera respectivamente. Otros países como Australia y Chile tienen programas de certificaciones para los que tengan tierras en calidad de protección. En la Tabla 14 se compila una lista no exhaustiva de experiencias de programas de etiquetado en países seleccionados, basado en OECD (2016). De la tabla se puede observar que existe una gran variedad de temáticas asociadas a las etiquetas ecológicas y 87 certificaciones de producción sostenible que pueden llegar a complementarse con otros instrumentos de política ambiental. Una iniciativa que es muy importante resaltar en esta sección es la certificación brindada por la Alianza de Pastizal para la conservación de la biodiversidad. La Alianza del Pastizal es una iniciativa regional que busca conservar los pastizales naturales y su biodiversidad en el Cono Sur de América del Sur a través de acciones coordinadas entre los cuatro países (Uruguay, Paraguay, Brasil y la Argentina), y entre los sectores de la sociedad (productores, organizaciones civiles, academia y gobiernos), en el marco de un desarrollo armónico y sustentable de la región. Entre las actividades que desempeñan, desarrollado un protocolo de certificación de la carne producida bajo el Protocolo de la Alianza. Este protocolo es supervisado por un Consejo de Certificación de Carne del Pastizal (CCCP) que está integrado por representantes de toda la región. En este marco, se ha concretado un acuerdo entre la Alianza del Pastizal de Brasil (SAVE Brasil) con el frigorífico Marfrig, para comercializar carne proveniente de animales certificados por la Alianza del Pastizal en la cadena Carrefour de Porto Alegre. También se ha alcanzad un acuerdo entre Aves Argentinas y Carrefour Argentina para comercializar quince cortes de carne provenientes de animales certificados, provenientes de pastizales naturales. Esta carne, se comercializa con el nombre de Huella Natural. Programas de este tipo incentivan prácticas que disminuyen la exportación de contaminantes a los cursos de agua y disminuyen las emisiones de GEI por tonelada de carne. Esto puede ayudar a cambiar la relación de rentabilidad respecto a otros usos del suelo. Cuadro 6. 4 Nutrient Stewardship. En 2012 un conjunto de empresarios privados, gobiernos, la academia y ONGs relacionados al tema de agricultura y nutrientes desarrollan una serie de estándares, a partir de cuales en 2014 se establece el 4R Nutrient Stewardship Certification Program. El programa busca mejorar el manejo de fertilizantes de forma tal que también se incrementen las ganancias a partir de reducir las pérdidas de nutrientes, que eventualmente degradan el ambiente. Para ello, los principios establecidos se basan en 4 principios (4R) sobre los procesos de los cultivos y sus necesidades: i) tipo de fertilizante adecuado (Right source), ii) dosis correcta (Right rate), iii) en el momento adecuado (Right time), y iv) en el lugar correcto (Right place2). Estos principios buscan no sólo buscan mejorar la calidad de los cuerpos de agua que están afectados por zonas agrícolas en el largo plazo, sino que además se busca que fomentar el compartir experiencias respecto a las prácticas productivas, servicios y proveedores responsables de fertilizantes, así como ayudar al sector agrícola a adaptarse a los avances en los resultados de la investigación y desarrollo de nuevas tecnologías. A su vez, el programa también brinda beneficios respecto a la mitigación de dióxido nitroso como consecuencia del mejor manejo de la aplicación de fertilizantes. El programa de certificación inició con un programa en el Western Lake Erie (Ohio, EE.UU.), donde tuvo grandes resultados, por lo que se ha buscado expandir esta estrategia a más áreas del país, y de otros países. Para su funcionamiento cuenta con alianzas estratégicas entre distintos agentes involucrados, que en este caso, estaban relacionados con la mejora en el manejo de los nutrientes ante el aumento de las floraciones algales en el lago Erie. Hasta noviembre del 2016 había 36 proveedores de nutrientes, con influencia en cerca de 2,7 millones de hectáreas de cultivos, certificados en el programa. Si bien el impacto de la certificación aún no se ha cuantificado, el impacto de aplicar los principios del 4R Stewardship se considera que ha sido muy positivo para la mejora de la calidad del agua. (Fuente: The Nature Conservancy, 2016 y Vollmer, 2016) 88 De acuerdo con la FAO, existe evidencia de que algunas eco etiquetas tienen un factor de recomendación muy importante, con algunas etiquetas que son reconocidas en porcentajes muy altos de la población. Por ejemplo, la Blue Angel en Estados Unidos con un nivel de reconocimiento del 79 por ciento de la población.37 Así, el etiquetado podría ser un buen incentivo para los productores para certificar sus procesos productivos. Por otro lado, FAO también menciona que las ventas de alimentos orgánicos han tenido un importante incremento a nivel mundial, a pesar de seguir manteniendo porcentajes de cuotas de mercados muy bajas. Por otro lado, las certificaciones respecto al control de emisiones de GEI son muy populares en productos industriales o en la construcción de edificios, principalmente asociados a la eficiencia en el consumo energético. Sin embargo, existen casi nulas experiencias en lo que respecta a las emisiones de GEI de las actividades de ganadería. En ese sentido, Irlanda ha sido pionero a través de la implementación del Programa Origin Green. Éste se describe en el Cuadro 7. Otro de tipo de acciones voluntarias son las que se derivan de la responsabilidad social empresarial. La responsabilidad social empresarial tiene distintos campos de acción que derivan desde mejoras a la calidad de las condiciones de trabajo de sus propios trabajadores hasta la inversión en proyectos con impacto social. Algunas de estas iniciativas de impacto sociales pueden ser proyectos ambientales o estrategias ambientales dentro de la misma firma. Estas iniciativas requieren de motivación para los trabajadores, lo cual se puede traducir en efectos positivos como reducción en los costos de producción, mejoras en las rutinas de trabajo. Estas estrategias además pueden conllevar a la adquisición o instalación de nuevas tecnologías que implique mejoras en el performance productivo y que la utilización de recursos sea mucho más eficiente (Sterner & Coria, 2012). 37La etiqueta de Blue Angel se inició en Alemania, y puede aplicarse a electrodomésticos, edificios, productos de limpieza, productos electrónicos, productos derivados del papel, maquinaria y equipos, equipamiento, textiles, turismo, transporte, y gestión de residuos y reciclaje. Está presente en 27 países. 89 Tabla 14. Algunos programas de etiquetados en países seleccionados. País Tipo de esquema Base del Región Programa o compromiso ambiental voluntario esquema Protección de vida salvaje en tierras privadas (Land for Implementació Australia Victoria Programa voluntario Wildlife) n Implementació Australia Victoria Ecotender: para personas que proveen mejoras a los recursos Acuerdo negociado n Canadá Alberta Programa de reciclaje de envases de leche Acuerdo negociado Objetivos Canadá Nacional Programa de manejo de envases de pesticidas Acuerdo negociado Objetivos Programa de etiquetas de productos ambientales Canadá Nacional Programa voluntario (Environmental Choice Program) Nueva Canadá Programa de reciclaje de envases de leche Acuerdo negociado Objetivos Escocia Saskatche Canadá Programa de reciclaje de envases de leche Acuerdo negociado Objetivos wan Chile Nacional Producción limpia Acuerdo negociado Chile Nacional Programa de manejo forestal Acuerdo negociado Implementació Chile Nacional Productos agrícolas orgánicos Acuerdo negociado n Implementació Chile Nacional Programa nacional de certificación de leña Acuerdo negociado n Implementació China Nacional Sistema de etiquetado ecológico Programa voluntario n República Implementació Nacional Sistema de etiquetado ecológico Programa voluntario Checa n República Nacional Prácticas ambientales en las empresas (EMAS) Programa voluntario Checa Israel Nacional Etiquetas verdes Programa voluntario Objetivos Implementació Corea Nacional Productos amigables con el ambiente Programa voluntario n Corea Nacional Compañías verdes Programa voluntario Objetivos Nueva Producción lechera sin impacto en los arroyos y cuerpos de Nacional Acuerdo negociado Zelanda agua Eslovaquia Nacional ISO sobre Biodiésel sostenible Compromiso unilateral Objetivos Reino Unido Nacional Iniciativa voluntaria de pesticidas Programa voluntario Objetivos Implementació EEE.UU. Nacional Productos agrícolas orgánicos (Papas en Wisconsin) Programa voluntario n (Fuente: elaboración propia basado en OECD (2016)) Cuadro 7. Origin Green Program para el control de GEI en la ganadería en Irlanda. El Origin Green es una iniciativa de Bord Bia, una institución pública encargada de promover los productos alimenticios irlandeses dentro y fuera del país, la cual establece programas de sostenibilidad a nivel nacional. Surge ante la inquietud de que 80 por ciento de las tierras agrícolas en Irlanda se dedican a pastizales, con tasas de crecimiento de pasto que exceden por más de un tercio a las tasas promedio europeas. Así, este programa busca establecer metas de reducción del impacto ambiental de distintas cadenas productivas. Desde 2011 se aplica a la producción de ganado de carne, y a partir de 2014 se extiende a la producción de ganado lechero. El programa acredita de manera independiente y a nivel de establecimiento productivo o unidad de producción, por medio del Carbon Trust (PAS 2050) y el ISO 17065. Actualmente 43.500 establecimientos de producción de ganado para carne se han auditado (las cuales representan el 90 por ciento de toda la producción de carne en el país) y cerca de 19.000 predios lecheros se han incorporado al Plan de Aseguramiento Sostenible de la Producción 90 de Lácteos (Sustainable Dairy Assurance Scheme - SDAS), el que actualmente se encuentran en el primer ciclo de medición. Los planes de sostenibilidad se aplican específicamente al sector de carne y de ganado lechero, y estos buscan mejorar la eficiencia de la producción a partir de cinco medidas:  Duración de la temporada de pastoreo.  Mejoras genéticas y de reproducción.  Mejoras en la eficiencia del nitrógeno.  Mejoras en el manejo de estiércol.  Eficiencia energética. El auditor encargado de realizar las mediciones para estas cinco medidas combina los datos del predio con dos bases de datos nacionales. Acto seguido, los auditores notifican a los productores con los resultados de sus evaluaciones. Las mediciones se realizan cada 18 meses. Además de esto, se calculan las emisiones de GEI para cada predio. Para la medición se utiliza una herramienta de medición de carbono, a partir de las cinco medidas anteriores, y se brinda asesoramiento a cada productor respecto a cómo mejorar la sostenibilidad y el desempeño de su predio. El programa tiene planeado la implementación de un esquema para aves, corderos, horticultura y cerdos en el 2017, los cuales actualmente están en etapas piloto o en revisión. Desde el 2011 se han realizado 117.000 mediciones en ganado de carne, en más de 49.000 predios. La Fig. 7 muestra una ligera reducción en la huella de carbono por kg. de carne. De acuerdo a los resultados que se han obtenido, hay mucha variación a nivel de predio. Cada reducción del 5 por ciento en la huella de carbono de por Kg. de carne y tambos pueden traducirse en reducción de emisiones de más de 720.000 toneladas de CO2 equivalentes por año. Figura 8. Huella de carbono promedio de predios asociados al Origin Green Program. 11.9 Ton CO2 Eq. / kg de 11.8 11.79 carne en pie 11.7 11.6 11.59 11.58 11.5 11.4 2014 2015 2016 (Fuente: Bord Bia, 2016) 91 4. CONCLUSIONES La Parte I del presente documento brinda un marco conceptual y revisa las experiencias internacionales para el diseño de instrumentos de política para control de contaminación difusa de la actividad agropecuaria. En general, los instrumentos de política pueden clasificarse en cuatro grandes categorías: i) instrumentos basados en los mercados existentes (ej. impuestos o subsidios sobre las emisiones o insumos correlacionados con las mismas), ii) la creación de mercados (ej., a través de la creación de créditos de emisión transables, o permisos transables), iii) regulación (ej. estándares, prohibiciones, zonificación), y iv) acuerdos voluntarios incorporando la participación de la ciudadanía (ej. programas de educación, pagos por conservación, información, etc.). En este documento se profundiza en aquellos instrumentos basados en los mercados existentes o la creación de mercados, cuyo cumplimiento es obligatorio. También se revisan instrumentos de política basados en regulación, y en acuerdos voluntarios. Sin embargo, dado que los acuerdos voluntarios no son de cumplimiento obligatorio, la efectividad de los mismos ha sido cuestionada cuando se afronta el problema de cambiar el comportamiento de productores que buscan obtener la mayor ganancia monetaria (Ribaudo et al., 1999). Sin embargo, existen diversos esquemas, bajos ciertos acuerdos institucionales y políticos, en que instrumentos del tipo de acuerdo voluntarios pueden ser exitosos para la gestión de recursos naturales. Los casos más estudiados refieren esquemas de co-gestión para la explotación de recursos de uso común en pesquerías de pequeña escala, a partir de las contribuciones de Ostrom (1990). Si bien las estrategias de regulación muchas veces han sido efectivas para lograr reducciones en la contaminación, desde el punto de vista teórico han sido criticados debido a la pérdida de eficiencia que representan respecto a los instrumentos basados en cambios en los precios relativos. Además, presentan mayor dificultad para ser implementados (debido a la necesidad de monitoreo y de información), y la poca flexibilidad para permitir tomar ventaja de la heterogeneidad en las emisiones provenientes de diferentes fuentes (es decir, no permite tomar ventaja de las diferencias en los costos marginales de mitigación entre fuentes). Sin embargo, no se ha de olvidar que existen situaciones en las que la regulación es a veces preferida, e incluso, siempre es la mejor opción. Un claro caso es aquel en que los costos esperados del uso de un insumo o un proceso exceden los beneficios para cualquier nivel en que éstos sean empleados (Shortle y Horan, 2001). A su vez, en general los instrumentos de regulación son fundamentales para apoyar el cumplimiento de otros instrumentos. A la hora de diseñar instrumentos de política para control de la contaminación difusa proveniente de la actividad agropecuaria, surgen dos aspectos fundamentales a resolver previo a pensar que instrumento utilizar (Shortle et al., 2012): i) ¿a quién controlar?, y ii) ¿Qué controlar? La contaminación como consecuencia de la actividad agropecuaria en general proviene de fuentes difusas y es originada por múltiples agentes. A su vez, depende fuertemente de la ubicación geográfica, de las características del clima, suelo, y topográficas, y del hecho de que los impactos pueden ser acumulativos. Todo esto hace que las emisiones de los productores agropecuarios sean muy difíciles (o extremadamente costosos) de monitorear, y que en general, sólo se puedan observar a nivel agregado, confundiéndose también con otras posibles fuentes de emisiones de origen no agropecuario (como ser fuentes puntuales o urbanas). Por un lado, no conocer quiénes son los responsables, y su grado de responsabilidad, crea dificultades para el diseño de políticas para el control de la contaminación difusa. Esto puede ser resuelto de una manera u otra a partir de análisis de diagnóstico, e involucramiento de los agentes involucrados relevantes, así como mecanismos de monitoreo y relevamiento de información. A su vez, este punto necesita una discusión respecto a los derechos de propiedad en relación a la calidad del recurso degradado, y elaborar un consenso respecto a lo que cada instrumento representa en relación a este aspecto. Por otro lado, la dificultad de medición de las emisiones difusas hace que el diseño de políticas ha de basarse en medidas alternativas a la medición directa de las emisiones. En general, las más empleadas son: i) aproximaciones a las emisiones, como ser estimaciones de la pérdida de suelo y el traslado de fertilizantes a los cuerpos de aguas superficiales y subterráneas, ii) indicadores específicos del desempeño del productor, como ser la cantidad de insumos contaminantes (fertilizantes o pesticidas), u otros insumos o prácticas correlacionadas con el flujo de contaminación, y iii) concentraciones en el ambiente, es decir, medidas agregadas a nivel de la escala relevante (por ejemplo, cuenca hidrográfica). 92 En este punto, es importante resaltar que no existe un único instrumento de política adecuado. El instrumento a elegir depende de las condiciones políticas, institucionales, y de mercado del lugar donde se necesite resolver un problema ambiental, así como de las características de los productores. Por ejemplo, no es lo mismo crear incentivos económicos a productores que buscan maximizar sus ganancias monetarias que a productores que realizan actividades agropecuarias para su subsistencia, tanto respecto al cumplimiento de la meta ambiental, como de los efectos sobre los productores. Por otro lado, en general es deseable combinar instrumentos, de manera que den marco regulatorio a los instrumentos basados en incentivos, y de que al mismo tiempo que se crean incentivos que desalientan las prácticas y uso de insumos contaminantes, se creen incentivos que promuevan las mejores prácticas e insumos menos nocivos. Las combinaciones de instrumentos fortalecen el cumplimiento y la coherencia de los instrumentos para buscar un objetivo común. En 2008, la OECD informó que en sus países miembros se implementaban 346 instrumentos de política para disminuir la contaminación de fuentes difusas a los cursos de agua (198 para contaminación de nutrientes, 119 de pesticidas, y 29 para ambos tipos de contaminantes) (OECD, 2008). La gran mayoría de estos instrumentos son de tipo regulatorio, al tiempo que instrumentos asociados a la información o a los pagos voluntarios por conservación también son ampliamente empleados. Similares resultados hemos encontrado a lo largo de nuestro trabajo a la hora de extender y actualizar la revisión de la OECD principalmente a Latino América. Son claramente muy pocas las experiencias en que se han implementado instrumentos basados en mercados existentes o creación de nuevos mercados. El amplio uso de los instrumentos de cumplimiento voluntario deja en evidencia un claro predominio de una visión que cede los derechos de emisión a quiénes generan las mismas, con un rol del Estado que intenta disminuir las consecuencias de degradación ambiental haciéndose cargo él mismo de los costos que esto conlleva. Si bien esto marca una postura respecto a los derechos de propiedad, y que desde el punto de vista económico no es eficiente, puede que en realidad sea la aproximación óptima, si otros escenarios no son factibles desde el punto de vista político. En lo que respecta a instrumentos de política basados en mercados ya existentes, hemos encontrado que en la mayoría de los casos en que estos son empleados, son aplicados a través de impuestos a insumos cuyo contenido de sustancias contaminantes este correlacionada con las emisiones, aplicados a una tasa uniforme para todos los productores. A su vez, esto es una aproximación que se ha seguido principalmente en la Unión Europea a partir de la implementación de la Directiva de Nitratos (ND) en 1991. Sin embargo, existen dos casos en que se intenta desarrollar la base impositiva a partir del daño potencial y las emisiones esperadas. Por un lado, los Países Bajos cargan un impuesto al excedente de fósforo y nitrógeno en el suelo, estableciendo umbrales y una tarifa escalonada. Por otro lado, Noruega aplica impuestos específicos al uso de pesticidas calculado en función del grado de toxicidad del producto, y del daño potencial de su aplicación para cada lugar. Los impuestos uniformes, que son menos costo-efectivos debido a que se aplican sin discriminar el potencial daño ambiental de su aplicación en diferentes lugares, tienen la ventaja de que son claramente entendidos por los productores e incorporados en su función de costos de producción. Sin embargo, no será una solución eficiente, ya que el daño no depende sólo del insumo, sino también de las prácticas productivas, el cultivo, la localización, y el momento de la aplicación. Por otro lado, si bien los instrumentos basados en emisiones esperadas son más eficientes, el éxito de su implementación está sujeto a la vasta comprensión por parte de los productores agropecuarios de cómo sus acciones afectan las emisiones esperadas. En ese sentido, la aproximación holandesa, a través del excedente de nutrientes en el suelo, es un elemento que puede asegurar mayor eficiencia. Sin embargo, esta experiencia se ha removido, por diferentes tipos de fallas, tanto para alcanzar los objetivos de calidad ambiental, como por acciones específicas que llevaron al reclamo de los productores (Wright, 2006). La aplicación basada en la medición se verá cada vez más fortalecida, dada la creciente oferta de herramientas tecnológicas que disminuyan los costos de transacción de este tipo de medidas, en conjunto con la implementación de registros y planes de uso de fertilizantes. A su vez, complementar este tipo de medidas con pagos de suma fija para ayudar a la salida de lugares de producción cuyo daño marginal es mayor a los beneficios es deseable, junto con ayudas a la implementación de mejores prácticas. Esto ayuda a promover el cuidado de las zonas más vulnerables, por ejemplo, a través de acuerdos voluntarios de conservación, o programas de mejora tecnológica. Éstos podrían ser financiados con el mismo impuesto. 93 A su vez, para que el diseño de impuestos basado en insumos sea eficiente, debe regular todos los insumos en función de su principio activo. Esto incrementa la complejidad y disminuye la flexibilidad para el regulador, ya que, frente a cambios en las condiciones de mercado, debe ajustar muchos parámetros. Si lo basara en emisiones esperadas, debería ajustar sólo un parámetro. A modo de ganar simplicidad en el diseño de los instrumentos basados en subsidios, por lo general se diseñan respecto a unos pocos principios activos que son sencillos de observar. Esto viene en desmedro nuevamente, de perder eficiencia en el control de la contaminación ambiental. Mientras que los impuestos al uso de pesticidas se mantienen activos en muchos países, en la actualidad Dinamarca es el único país del mundo que mantiene impuestos a los principios activos contenidos en los fertilizantes. Algunos países los han removido argumentando que afectan la competitividad del sector agropecuario nacional, al unirse a la Unión Europea en 1994, como el caso de Austria y Finlandia. A diferencia de éstos, Suecia lo mantuvo hasta 2010, cuando al argumento de la competitividad se unió el argumento de que la producción de carne había disminuido de forma tal que el impuesto ya no tenía sentido pues la actividad agropecuaria ya no era una gran amenaza a la calidad del agua. Distinto es el caso de los Países Bajos, donde el esquema era complejo, y se diversas excepciones a la aplicación del esquema, que conjuntamente con ciertas condiciones coyunturales llevaron al agotamiento del esquema del MINAS (Wright, 2006). Adicionalmente, un elemento que dificulta la efectividad del instrumento es el hecho de que la demanda de fertilizantes no varía demasiado frente a cambios en el precio de los mismos. Esto es en general, consecuencia de que son insumos imprescindibles para los que existen pocos sustitutos. Esto hace que los impuestos sobre fertilizantes y pesticidas puedan no ser una herramienta efectiva (Skevas et al., 2013). Sin embargo, se han identificado algunas elasticidades altas en lo que respecta a algunos pesticidas en Suecia y Dinamarca cuando se analiza la elasticidad de precios a productos específicos. Esto puede estar asociado a la heterogeneidad entre productos, así como al surgimiento de nuevos elementos sustitutos. Esto indica la importancia de acompañar políticas de impuestos con alternativas para sustituir los insumos o prácticas que se quieren desalentar. Un impuesto uniforme a todos los productos que se aplica a productores con baja elasticidad-precio puede más bien servir como fuente de recaudación para desarrollar y ayudar a adoptar formas de producción más limpias (Skevas et al., 2013). Por otro lado, no es muy popular el uso de subsidios de cumplimiento obligatorio para la promoción de mejores prácticas o de uso de insumos menos contaminantes. Por ejemplo, Corea del Sur subsidia los fertilizantes orgánicos. Pero no es algo que se distinga de forma generalizada. Alternativamente, existen exoneraciones impositivas a aquellos productores que cumplan con ciertos requisitos de presentación de planes de manejo de fertilizantes y pesticidas en Noruega y Dinamarca. Esta herramienta podría profundizarse, a modo de incrementar los incentivos de los productores hacia prácticas menos nocivas que no afecten su beneficio económico. Adicionalmente, si bien no es un instrumento de política en sí, muchos países han transitado el camino de remover los subsidios a fertilizantes y pesticidas, principalmente en la Unión Europea. Esto es un aspecto controversial, ya que esta herramienta es en general un elemento para la promoción de la competitividad del sector. Esta práctica aún se aplica incluso en algunos países de la Unión Europea, como ser Polonia, Portugal, Eslovenia, Chipre y España. La remoción de este tipo de subsidios sería de por sí un muy buen primer paso para mejorar la calidad del ambiente cambiando los incentivos económicos de los productores agropecuarios. En lo que respecta a la creación de mercados de emisión, Selman y Greenhalgh (2012) presenta una vasta revisión de los mercados para mejora de calidad del agua existentes a nivel mundial. Los mercados de emisiones buscan distribuir el derecho a generar emisiones. Así, las empresas cuyo costo de mitigación de emisiones es menor, pueden vender el derecho de generar emisiones a otras empresas dónde el costo de mitigación es mayor, a cambio de no generar las emisiones ellos mismos. En general, los mercados de emisiones apuntan a disminuir las emisiones de fuentes de contaminación puntual. A veces, las entidades generadoras de fuentes de contaminación puntual pueden compensar sus emisiones a través de financias mejoras en las prácticas agropecuarias que disminuyan las emisiones de esta actividad. Esto es debido a que en general, a partir de cierto nivel de mitigación, disminuir las emisiones del sector agrícola es más costo-efectivo que disminuir de las fuentes puntuales. Existe sólo una experiencia activa que implementa un mercado de calidad de agua para control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria: el caso del Lago Taupo, en Nueva Zelanda. A su vez, si bien hay otros casos que 94 ya no se encuentran activos, como el caso de transferencias derechos de producción de abono en los Países Bajos, y el caso de los distritos de riego para pasturas en California, EE. UU., éstos pueden brindar elementos interesantes. El caso del Lago Taupo, en Nueva Zelanda, es el único que podría considerarse un caso de mercado de emisiones de fuentes difusas puro. Para ello, han establecido desde 2010 un límite a la concentración ambiental de nitrógeno en los niveles actuales, buscando una disminución del 20 por ciento al 2020. A su vez, se ha creado un Fondo de protección ambiental con fondos públicos con el fin de adquirir gradualmente derechos de emisión (y así retirarlos), así como financiar acciones de protección ambiental. Se han asignado derechos explícitos a los productores de generar una cierta carga de contaminantes, en función de su desempeño en años anteriores. Así, quiénes requieran incrementar sus descargas de nitrógeno por encima de su cuota, tendrán que adquirir cuotas a otros productores. Las emisiones son calculadas según el Plan de Manejo de nitrógeno que cada productor presenta, y los derechos se asignan en base al promedio de pérdidas de nitrógeno entre 2000 y 2005. Este punto ha resultado controversial entre los actores involucrados, ya que aquellos terratenientes que en la actualidad tienen bosque, pero desean convertir su suelo a actividades productivas deberán de adquirir permisos, al tiempo que los que ya están produciendo los recibirán de forma directa. Entre 2009 a junio de 2014 se habían realizado 23 transferencias al Fondo de protección, por un total de 151.066 Kg. de nitrógeno, al tiempo que se habían realizado 12 transacciones entre productores, por un total de 17,634 Kg. de nitrógeno. Éste es un número considerable de transacciones, lo que representa un esquema exitoso, al tiempo que el hecho de que el Fondo haya logrado retirar hasta 20 por ciento de los permisos originales, hace pensar que se podrá llegar a la meta planteada (Kerr et al., 2015). Sin embargo, no es posible evaluar aún la efectividad del instrumento para mejorar la calidad del agua, debido a que los tiempos de residencia del agua en el Lago Taupo y los de residencia de los nutrientes en los acuíferos subterráneos son muy extensos respecto al período de implementación que lleva el instrumento. Una alternativa a este esquema es el que se implantó en los Países Bajos, entre 1994 y 1997. En este caso, lo que se transaban no eran permisos de emisiones, sino permisos de producción de abono. Las cuotas podían ser transadas únicamente entre regiones con déficit a regiones con exceso de nutrientes en el suelo. De esta forma, se muestra cómo es posible crear un mercado a través de un insumo correlacionado con la calidad del curso de agua, teniendo en cuenta la característica biofísica del suelo. Menos útil a los fines de este documento es la experiencia de California. Esto es porque el problema en esa región es principalmente a la contaminación por selenio (presente de forma natural en los suelos de esa región, que se vertía a los cuerpos de agua al drenar el exceso de agua generado por el uso de riego). El exceso de agua es drenado en forma conjunta por los productores de cada uno de los siete distritos de riego presentes en la zona, a través de canales. Esto hace que sea posible la medición de las emisiones de cada uno de ellos, y por ende, tratarse como una fuente de emisiones puntuales. Al estar agregadas las emisiones de los productores de cada distrito, los permisos de emisión se asignaban a cada distrito, y era a este nivel al cual podían transarse. En síntesis, existen diversos elementos que son claves para la correcta implementación de este tipo de instrumentos. Primero, la existencia de un consenso a nivel político y capacidad institucional para poder implementar instrumentos que aumenten el bienestar social. Esto trasciende a cualquier tipo de instrumento de política, siendo un requerimiento general. Segundo, desarrollar los instrumentos conjuntamente con los involucrados y tener la capacidad de implementarlo de forma gradual e irlo adaptando a medida que se vaya aprendiendo de la experiencia. Se ha visto que muchos esquemas han fracasado por el fuerte lobby de los afectados. En ese sentido, trabajar en conjunto con los involucrados y de forma adaptativa, se vuelve importante. En tercer lugar, si se decide aplicar instrumentos basados en incentivos económicos de cumplimiento obligatorio, es fundamental que los productores agropecuarios comprendan la relación entre sus acciones, el estado del ecosistema, y los objetivos de política. Eso implica un proceso de trabajo en conjunto, a modo de alcanzar consensos y brindar información a los productores. En cuarto lugar, si se implementan impuestos a las emisiones o a los insumos, es importante brindar de forma conjunta prácticas o insumos sustitutos. Los insumos y prácticas gravadas muchas veces son imprescindibles e insustituibles, por lo que el productor no cambia su comportamiento a pesar de sufrir un alza en el precio o los costos. No hay que olvidar que estos instrumentos buscan cambiar las decisiones de producción a través de cambios en los precios relativos. Para ello, necesitamos una alternativa que se haga más atractiva respecto a la que se desea desalentar. Si no existe alternativa, la alternativa será dejar de producir, lo que es a priori, algo no deseado. A su vez, creará resistencia por parte de los productores, al tiempo que posiblemente, simplemente no dejen de realizar esa actividad para la cual esos insumos son 95 imprescindibles. Por último, los instrumentos de política han de ser combinados, a modo de fortalecerse entre ellos, brindando señales que los lleven hacia un mismo objetivo, y que brinden tanto incentivos que desalienten las prácticas y uso de insumos nocivos como incentivos que promueva la adopción de prácticas, tecnologías, e insumos menos nocivos. Un primer paso que podría ser muy relevante es combinar la exigencia de fertilización basada en medición de balances de nutrientes en el suelo con la remoción de subsidios al uso de fertilizantes y pesticidas nocivos. En la misma línea, es importante que los diferentes incentivos que afrontan los productores den las mismas señales hacia el cumplimiento de los objetivos de calidad ambiental. Así, sustituir los subsidios a insumos contaminantes por subsidios a otro tipo de prácticas que ayuden al cumplimiento de la meta, no afectando la competitividad del sector, sería un primer paso muy importante. 96 REFERENCIAS Allen, M. (2016). Forms of farm support / subsidy as operated in selected countries and associated conditions. Baumol, W. & Oates, W. (1988). The Theory of Environmental Policy. Cambridge University Press, Cambridge, UK. Batie, S. S., & Horan, R. D. (2000). Green Payments Policy. Biswas, A. K. (2015). Gestión Administración del aguas en América Latina: situación actual y perspectivas de futura. Tribuna Científica. Braden J.B. & Segerson, K. (1993). Information problems in the design of nonpoint pollution. In: Russell, C.S. & Shogren, J.F. 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País Tipo Base general del impuesto Monto (m/n) Monto (USD) 0,47 EUR / Kg. de P 0,52 $ / Kg. de P Austria Impuesto Fertilizantes 0,25 EUR / Kg. de N 0,28 $/ Kg. de N 0,13 EUR / Kg. de K 0,15 $ / Kg. de K Bélgica Impuesto Estiércol 0,0111 € por kg de N y F 0,0124 $ por kg de N y F Bélgica Impuesto Importaciones de estiércol 2,48 € por tonelada importada 2,78 $ por tonelada importada 0,9900 € por kilogramo de producción de N y P 1,110186 $ por kilogramo de producción de N y P Bélgica Impuesto Sobre-producción de estiércol sobre el nivel permitido sobre el nivel permitido Impuesto a los productores que no cumplen con 0,9900 € por kilogramo de producción de N y P 1,110186 $ por kilogramo de producción de N y P Bélgica Impuesto los requerimientos de procesamiento que no esté procesado o exportado que no esté procesado o exportado obligatorio del estiércol o exportación Dependiendo del tipo de agua residual y el uso o no de agua residual para el esparcimiento de Bélgica Cargo Vertimiento de aguas agrícolas estiércol Bélgica Impuesto Pesticidas 0,395 EUR / Kg. sobre sustancias activas 0,44 $ / Kg. sobre sustancias activas Canadá Cargo Pesticidas 1,20 CAD por litro 0,9178 $ por litro Uso de N en jardines, parques, campos de Dinamarca Impuesto 5,00 DKK por kg 0,7530 $ por kg golf, etc. Dinamarca Impuesto Insecticidas químicos 25 por ciento del valor de mercado, excluyendo el VAT Dinamarca Impuesto Fungicidas y plaguicidas 3 por ciento del valor de mercado, excluyendo el VAT Dinamarca Impuesto Insecticidas 35 por ciento del valor de mercado, excluyendo el VAT F mineral en fosfatos añadidos en la ración Dinamarca Impuesto 4,00 DKK por kg de P 0,6024 $ por kg de P animal 841 EUR por entrada al mercado + 3,5 por 940 $ por entrada al mercado + 3,5 por ciento Finlandia Cargo Pesticidas ciento del precio (excluyendo el VAT) del precio (excluyendo el VAT) Finlandia Impuesto Fertilizantes 0,44 EUR / Kg. de P o N 0,5 $/ Kg. de P o N Noruega Impuesto Pesticidas Formula compleja 1,8 SEK / Kg. de N 0,21 $/ Kg. de N Suecia Impuesto Fertilizantes artificiales 30 SEK / grm. De Cd encima de los 5 g. de Cd/ 3,45 $/ grm. De Cd encima de los 5 g. de Cd/ ton ton de P de P 101 País Tipo Base general del impuesto Monto (m/n) Monto (USD) Suecia Impuesto Pesticidas 34 SEK / Kg. de sustancia activa 4,025 $ / kg de sustancia activo EE.UU. Impuesto Pesticidas 0,7 por ciento del precio de mayoreo (Washington) Países Bajos Impuesto Excedentes de N > 40 kg por ha 2,30 € por kg / ha 2,57 $ por kg / ha Países Bajos Impuesto Excedentes de N, 0 - 40 kg por ha 1,15 € por kg / ha, 1,28 $ por kg / ha, Países Bajos Impuesto Excedente de F - sobre 10 kg por ha 9,00 € por kg / ha, 10,09 $ por kg / ha, De 381 € a 1067 € por Ton. dependiendo de la De 427 $ a 1196 $ por Ton. dependiendo de la France Impuesto Pesticidas peligrosidad y toxicidad peligrosidad y toxicidad 0,5 por ciento del precio en fertilizantes Italia Impuesto Pesticidas domésticos, 1 por ciento del precio en fertilizantes importados Tasas al registro para la producción y Tasas al registro para la producción y Reino Unido Cargo Pesticidas comercialización de pesticidas. Registro: 5000 comercialización de pesticidas. Registro: 5604 $, EUR, Tasa general: 5719 EUR Tasa general: 6410 $ 3 al 4,5 por ciento dependiendo del grado de México Impuesto Pesticidas toxicidad (a) tasa de referencia del Banco Central Europeo al 25 de mayo 2017 N = Nitrógeno F = Fósforo (P2O5), Cd = Cadmio K = K2O En negrita se detallan aquellos que se mantienen activos a la fecha del presente trabajo (Fuente: elaboración propia en base a OECD, 2012, REDUCTIONS, 2014, DEC, 2016) 102 Tabla A. 2. Estándares para control de contaminación difusa de la actividad agropecuaria. País / Nutriente o Descripción Regulación/Estándar Base Región GEI Feed-lots (Regla 2008 de CAFOs) Son para fuentes puntuales, pero toman en cuenta la Se regula por medio de permisos de producción que debe ser obtenido a nivel local o aplicación de estiércol en el campo y la consecuente Estiércol Aplicación insumos estatal. escorrentía como candidata a un NDPES (permiso especial para producir). Establece niveles de descargas a los cuerpos de agua, que permitan que estos sigan cumpliendo con los requerimientos de calidad del agua. Estos estándares se calculan por Total Maximum Daily Loads (TMDL) cuerpo de agua, dependiendo de distintas características del mismo. Se establecen para todas las fuentes puntuales que ocasionan Nitrógeno y Concentración contaminación en el agua, pero incluye también fuentes no Fósforo Estos se estiman: = ∑ + ∑ + , donde TMDL es la suma de las ambiental puntuales. cargas provenientes de fuentes puntuales (waste load allocations – WLA), la suma de las cargas de fuentes no puntuales (load of allocations – LA) y un margen de seguridad (Marging of Safety – MOS) Estados Unidos Clean Water Act Sección 208 Establece que los estados y gobiernos locales deben crear planes de manejo de recursos para evitar o reducir los problemas de contaminación difusa. Fertilizantes Legislación federal sobre los estados n/a Sección 319 Establece que los estados deben identificar cuerpos de agua con niveles de calidad menores a los establecidos. Para estos, debe generar programas de manejo sostenible y buenas prácticas. Se establece como obligatorio que todos los estados en zonas costeras establezcan Coastal Zone Management Act - Sección 6217 Fertilizantes n/a programas de control de contaminación de fuentes difusas. Los estándares tienen dos niveles, primarios (para proveer protección a la salud pública) Greenhouse Gas Reporting Program y secundarios (de protección al bienestar público). GEI Proxy emisiones Este pertenece al Clean Air Act. Productores de ganado con manejo de abono animal que generen un volumen mayor a 25.000 toneladas métricas de CO2 equivalente por año deben reportarlo El estado se compromete a 61 medidas para reducir la contaminación puntual, así como Aplicación de CA Non-Point Source Program Fertilizantes el establecimiento de tres planes consecutivos de 5 años evaluaciones cada dos años. insumos / Prácticas Impone a los Regional Councils la responsabilidad de establecer planes de manejo y calidad del agua para cada región. Algunas regiones utilizan el Code of Practice for Nutrient Management, pero otras permiten la aplicación de fertilizantes por encima del código por las necesidades de la producción o el cultivo. Resource Management Act Fertilizantes Se debe medir el riesgo ambiental de la producción, de manera que los planes de Aplicación insumos Nueva Zelanda manejo del suelo incorporen medidas para manejo del riesgo. Se deben proveer buffers riparios para reducir el riesgo de que los fertilizantes vayan a dar a los cuerpos de agua. En la zona de las tomas de agua de Kaituna, Pukehina y Matata y los estuarios Maketu y Waihi, se establecen límites de aplicación de fertilizantes de: 20 kg N/ha/año. (*) Nutrient Budgeting Estiman un balance de nutrientes adecuado para nutrientes como N y P, para cultivos Fertilizantes Son programas y herramientas de carácter voluntario que se vegetales, frutales, ganadería lechera, de carne, cabras y ciervos. Establecen los niveles Proxy emisiones y GEI utilizan para establecer el manejo adecuado de nutrientes y de escorrentía de N, índices de escorrentía de P y emisiones de CH4, N2O, CO2. emisiones de GEI. 103 Las aplicaciones de fertilizantes deben responder a las necesidades específicas de cada Environmental Code of Practice for Plantation Forestry Fertilizantes cultivo. Aplicación insumos Los fertilizantes de deben almacenar lejos de cuerpos de agua. Aplicaciones mayores a 200 kg/N/ha/año se considera muy altas, y se debe reducir su Code of Practice for Nutrient Management Fertilizantes aplicación. Aplicación insumos Si es necesario aplicar más de 50 kg N/ha/año, divida las aplicaciones en varias. Nitrógeno y Europe Unión Nivel máximo permitido es una concentración de nitrógeno de 50 mg/l y una aplicación Aplicación insumos / Nitrates Directive aplicaciones a máxima de estiércol de 170 kg/ha/año. Proxy emisiones de estiércol Establece límites a la aplicación de fósforo dependiendo del tipo de cultivo: - Pastizales de corte: 90 kg P2O5/ha/año - Pastizales no de corte: 90 kg P2O5/ha/año - Pastizales de un corte con maíz: 90 kg P2O5/ha/año Flanders (Bélgica) - Maíz: 70 kg P2O5/ha/año Estiércol, - Trigo de invierno: 70 kg P2O5/ha/año Manure Decree Fósforo y - Otros cereales: 70 kg P2O5/ha/año Aplicación insumos Nitrógeno - Otros cultivos: 55 kg P2O5/ha/año Tienen una especie de equivalencia a las NVZ, que son las áreas de saturación de P. No se puede aplicar P en zonas de protección por extracción de agua. La aplicación de los estándares no aplica a los cultivos bajo estructuras como invernaderos o túneles. Se deben establecer buffers entre 5-10 metros dependiendo de la categoría de cuerpo de agua. Cuentas de uso de fertilizantes Obligatorias para predios que generen negocios de 20000 coronas danesas. Para los Fertilizantes Sistema de contabilidad de aplicación de fertilizantes Proxy emisiones productores pequeños hay un impuesto, pero si mantienen cuentas, se eximen del pago del impuesto. Nitrogen Standard Quota La cuota se estima de acuerdo al tamaño del predio y del estándar asignado Cantidad de nitrógeno permitido a nivel de predio, tomando dependiendo de características del mismo y del suelo. en cuenta las características de área y las necesidades del Nitrógeno Proxy Emisiones Quienes no cumplan con la cuota deben de pagar una multa, proporcional a la restricción cultivo. Estas cuotas además se establecen con respecto a las de la cuota. cuentas de uso de fertilizantes. Límites al estiércol Estiércol Máximos de estiércol (140-170 kg N/ha/año) Aplicación insumos Máximo a fertilizantes orgánicos de P que tienen menos del 75 de estiércol se restringen Dinamarca a 30 kg P/ha/año en un período de 3 años y un máximo de 7 toneladas en materia seca/ha/año Se establecen además restricciones en los predios a los excedentes de P. Cuando hay excedente de P, las restricciones se aplican dependiendo del tipo de suelo y el status del P, utilizando el indicador Olsen-P (indicador de concentración de fósforo en el suelo): - C0: tierras arcillosas drenadas, Olsen-P < 4: sin más restricciones. Aplicación insumos / Límites a los fertilizantes Fósforo Proxy emisiones - C1: tierras arcillosas drenadas, 4< Olsen-P<6, el excedente puede llegar a 4 kg P/ha/año - C2: tierras bajas con ratio de Fe/P mole, 20, pueden tener un excedente máximo de 2 kg P/ha/año. - C3: tierras arcillosas drenadas. No se permite ningún excedente. Se deben aplicar buffers de aplicación entre 10 y 20 metros dependiendo de la pendiente. 104 Nitrates Action Plan Estiércol Prohibición de aplicar estiércol durante la época lluviosa (15 de octubre – 15 de marzo). Aplicación insumos El estiércol se debe almacenar en un espacio sin filtración durante la época lluviosa. El productor debe mantener registro de las cantidades que transporta, desecha, Estiércol Práctica incluyendo fechas, cantidades y destino final. Se puede mantener en el campo si el 30 por ciento es materia seca durante época seca. Malta Prohibición de aplicar fertilizantes en zonas saturadas de agua o propensas a Nitrates Action Plan inundaciones. Se prohíbe la aplicación de fertilizantes en zonas con pendientes mayores a 10 por Aplicación insumos / Fertilizantes ciento Proxy emisiones Se prohíbe la aplicación de lodos sin tratar. Para la aplicación de fertilizantes minerales y orgánicos se requiere de un plan de aplicación No se pueden aplicar a pastizales entre el 15 de setiembre y 31 de enero. No se pueden aplicar fertilizantes en zonas de cultivo durante el 15 de setiembre y el 15 de enero, a menos de que se indique como requerimiento del tipo de cultivo. No se puede aplicar estiércol, lodos, etc desde el 15 de setiembre al 31 de enero. Se prohíbe la aplicación de fertilizantes cuando se espera que llueva en las próximas 48 horas Se prohíbe la aplicación en suelos con altas inclinaciones de más de 20 por ciento en Fertilizantes Aplicación insumos pastizales y de 15 por ciento en los demás tipos de suelos. En las de menos inclinación, se prohíbe en las que tienen más de 15 por ciento en pastizales y 12 por ciento los demás tipos de suelo. Se prohíbe la aplicación de fertilizantes orgánicos a menos de 10 metros de lagos y 5 de otros cuerpos de agua. Se prohíbe la aplicación de fertilizantes químicos a menos de 2 metros de cualquier cuerpo de agua. Se prohíbe la aplicación de estiércol a menos de 30 metros de lagos y 15 metros de Nitrates Action Program y regulaciones de fósforo otros cuerpos de agua No se pueden aplicar más de 50m3/ha (4500 gal/ac) o 50 toneladas/ha (20t/ac) de Irlanda del Norte Estiércol Aplicación insumos estiércol orgánico por vez, con un mínimo de tres semanas entre aplicación. El lodo solo se puede aplicar por medio de splashplate invertido, bandspreaders, trailing shoe o inyección al suelo. Nitrógeno Se limita a 170 kg de nitrógeno/ha/año a nivel de predio. (en Algunos establecimientos con al menos 80 por ciento del territorio de pastizales puede Aplicación insumos estiércol) aplicar por un permiso de aplicación de hasta 250 kg de nitrógeno/ha/año Máximo de aplicación en pastizales: Nitrógeno - 272 kg de nitrógeno/ha en tambos Aplicación insumos - 222 kg de nitrógeno/ha en otros predios Estiércol con más de 0.25 kg de fósforo por kg de nitrógeno, por ejemplo, en los Fósforo (en digestores anaeróbicos solo se puede aplicar en suelos sujetos a análisis de Aplicación insumos estiércol) requerimiento del cultivo. Se deben de mantener registros de su aplicación. Los límites se determinan a partir del estatus del suelo, el cual se debe establecer cada Northern Irish Phosphorus cuatro años. Se asigna un índice al suelo, y a partir de ahí se establecen los límites (Use in Agriculture) Regulations. adecuados, según el tipo de cultivo (a partir del método Olsen), siendo la meta el nivel La fertilización solo se permite si se puede demostrar que las de índice 2. Estos aplican también para combinaciones de fertilizantes químicos de P con Aplicación insumos/ Fósforo cantidades a aplicar no están por encima del manual de otras aplicaciones como estiércol y fertilizantes orgánicos. No hay restricciones para las Proxy emisiones fertilizantes (RB209). aplicaciones de P que no son químicas, excepto por medio del límite de la ND. La meta es de índice 2, el cual equivale a P 16-25 mg/l (Olsen) y índice 3 para vegetales P 26-45 mg/l (P Olsen). Los niveles de aplicación recomendados son entre 105 0−125 kg P2O5/ha/año para trigo en invierno, y 0−150 kg P2O5/ha/año para pasto y 0−250 kg P2O5/ha/año para papas. No se puede aplicar fertilizantes de P químicos cuando se esperan altas lluvias en las próximos 48 horas, cuando hay pendientes mayores a los 20 por ciento o de manera que cree el riesgo de que vaya a dar directamente a cuerpos de agua o a menos de 1.5 metros de los mismos. No se pueden aplicar fertilizantes químicos a menos de 2 metros de cualquier superficie. No se pueden aplicar fertilizantes orgánicos a menos de 200 metros de puntos de abstracción de aguas superficiales y pozos que sirvan más de 100m3 por día. A menos Fertilizantes de 100 metros de puntos de abstracción de puntos que sirvan más de 10 m3 por día. A Aplicación insumos menos de 20 metros de la orilla de un lago. National Action Programme Se prohíbe aplicarlos en suelos con alto contenido de agua, con riesgo de inundación, cubiertos por nieve o si se espera que llueva en 48 horas. No se pueden aplicar fertilizantes orgánicos a menos de 250 metros de puntos de abstracción de aguas superficiales y pozos que sirvan más de 10m3 por día. A menos de Estiércol Aplicación insumos 20 metros de la orilla de un lago. A 10 m de los demás cuerpos de agua. La aplicación de estiércol no puede exceder los 170 kg de nitrógeno por hectárea. Con base en los índices del test de Morgan (para medir el nivel de P en el suelo), se asignan los siguientes límites a pastizales, dependiendo del nivel de pastoreo – cantidad de animales por ha – Grassland Stocking Rate o GSR): *Índice de 1 (Morgan) 0-3.0 mg P/l o GSR ≤ 85 kg/ha/año un límite de 31 kg de P/ha/año. o GSR 86-130: un límite de 36 kg de P/ha/año. o GSR 131-170: un límite de 41 kg de P/ha/año. o GSR 170-210: un límite de 46 kg de P/ha/año. o GSR >211: Un límite de 51 kg de P/ha/año. Irlanda o los de corte: Primer corte, un límite de 40 kg de P/ha/año, y para los cortes subsecuentes un límite de 10 kg de P/ha/año. Tiene un sistema complejo, el cual cada 4 años crea una *Índice de 2 (Morgan) 3.1-5 mg P/l legislación de fertilizantes. La legislación actual es vigente de o GSR ≤ 85 kg/ha/año: un límite de 21 kg de P/ha/año. 2014-2017. o GSR 86-130: un límite de 26 kg de P/ha/año. Los límites de aplicación dependen del estado de la tierra y o GSR 131-170: un límite de 31 kg de P/ha/año. del tipo de cultivo, pero en general, entre más sea el o GSR 170-210: un límite de 36 kg de P/ha/año. Aplicación insumos / Fósforo contenido de P en la tierra, menor el límite (menos cantidad o GSR >211: Un límite de 41 kg de P/ha/año. Proxy emisiones aplicable). Se utiliza el test de Morgan para asignar un o Para los de corte: Primer corte, un límite de 30 kg de P/ha/año, y para los cortes índice (de 1-bajo hasta 4-alto). Cuando no se puede realizar subsecuentes un límite de 10 kg de P/ha/año. el test, se asume un nivel 3, y la máxima validez de un test es *Índice de 3 (Morgan) 5.1-8 mg P/l: de 5 años. o Para ≤ 85 kg/ha/año un límite de 21 kg de P/ha/año. o GSR 86-130: un límite de 26 kg de P/ha/año. o GSR 131-170: un límite de 31 kg de P/ha/año. o GSR 170-210: un límite de 36 kg de P/ha/año. o GSR >211: Un límite de 41 kg de P/ha/año. o Para los de corte: Primer corte, un límite de 30 kg de P/ha/año y para los cortes subsecuentes un límite de 10 kg de P/ha/año. *Índice de 4 (Morgan) más de 8 mg P-l: o GSR ≤ 85 kg/ha/año GSR: un límite de 0 kg de P/ha/año. o GSR 86-130 GSR: un límite de 0 kg de P/ha/año. o GSR 131-170 GSR: un límite de 0 kg de P/ha/año. o GSR 170-210 GSR: un límite de 0 kg de P/ha/año. o GSR >211 GSR: Un límite de 0 kg de P/ha/año. 106 o Para los de corte: Primer corte, un límite de 0 kg de P/ha/año y para los cortes subsecuentes un límite de 0 kg de P/ha/año. Además de esto, se pueden aplicar algunas cantidades extras, dependiendo de los rendimientos de los cultivos, en suelos con índices 1, 2 o 3. Por otro lado, existen también estándares que varía por tipo de cultivos, los cuales se diferencias por el índice del teste de Morgan. Además de los estándares de aplicación por índices, se establecen algunas reglas, no se puede aplicar fertilizantes químicos u orgánicos cuando: *Se esperan lluvias intensas en las próximas 48 horas. *Cuando la pendiente del terreno es mayor al 20 por ciento en pastizales o del 15 por ciento en otras tierras. *Cuando hay riesgo de contaminación del agua como áreas de escorrentía, drenajes de tierras, condiciones especiales de la tierra, etc. *Se aplican buffers de 1.5 metros para la aplicación de fertilizantes de P, entre 3 y 205 para estiércol dependiendo del cuerpo de agua. Tipos de clase de fertilización de fósforo mg P2O5/100 g en tierra seca medida por el (*) Existe el programa agroambiental, Landscape Premium, al método CAL. cual pertenecen el 95 por ciento de los productores de Región: manera voluntaria. *Gutland: muy bajo (0-5), bajo (6-11), meta (12-20), alto (21-30), muy alto (más de El programa Landscape Premium establece límites a partir 31). del tipo del cultivo, el rendimiento de los mismos y el tipo de *Osling: muy bajo (0-7), bajo (8-14), meta (15-23), alto (24-35), muy alto (más de 36). Luxemburgo clase de fertilización de Fósforo. Los límites dependen del Por tipo de cultivo y clase de fertilización establece (kg P2O5/ha/año) para un tipo de cultivo, el rendimiento y que nivel fertilidad de P tiene Aplicación Insumos / Fósforo rendimiento estándar (en toneladas/ha/año): el terreno. Proxy emisiones *Cereales: muy bajo (120-125), bajo (90-95), meta (60-65), alto (30-33), muy alto (cero). Estos límites se aplican en cuanto a la aplicación de *Maíz: muy bajo (180-186), bajo (150-156), meta (120-126), alto (60-63), muy alto fertilizantes minerales, compost, lodo o combinaciones (cero). orgánicas o minerales en los fertilizantes, incluyendo el *Papas: muy bajo (162), bajo (132), meta (102), alto (51), muy alto (cero). estiércol. Sin embargo, no se regula la aplicación de estiércol *Pastizales: muy bajo (100-148), bajo (70-118), meta (40-88), alto (20-44), muy alto por si sola. (cero). Restricciones a la aplicación de estiércol en la ND, buenas prácticas y control de la Republica erosión. También tienen derecho a mediciones gratis del P en las tierras cada 5-6 años, Checa organizadas por una agencia estatal y recomendaciones de fertilizantes con P. Aplicación insumos Se deben aplicar buffers de 3 metros para todo tipo de cuerpo de agua y de 25 para la aplicación de fertilizantes líquidos. Máximo de aplicación de P por estiércol de 25 kg P/ha/año. Estonia La aplicación de P se limita con la Directriz de Agua. Además Fósforo Adicionales se pueden aplicar dependiendo de los requerimientos del cultivo. Aplicación insumos de la cantidad, se limita los lugares y el momento. Se deben aplicar buffers entre 1-20 metros dependiendo del tipo de cuerpo de agua. Los máximos dependen de los cultivos: *Cereales: 28-34 kg P/ha/año (suelos bajos de P), 8-14 kg P/ha/año (suelos con suficiente P) y cero en los suelos altos en P. Existe un programa voluntario que indica las dosis *Papas: 70 kg P/ha/año (suelos bajos de P), 55 (suelos con suficiente P) y 0-20 (suelos Finlandia adecuadas, al cual pertenecen el 95 por ciento de los Fósforo con altos niveles de P). Aplicación insumos granjeros. Las dosis dependen de los tipos de cultivos. *Remolachas: 63 kg P/ha/año (en suelos bajos de P), 43 (en suelos con suficientes) y de 0-14 en suelos con altos niveles de P. *Pastizales y matorrales: 32-40 (en tierras de bajo P), 8-24 (En tierras de suficiente P) y cero (en tierras de altos niveles de P). Se aplican buffers entre 5-10 metros para fertilizantes de N y entre 1-3 para todos los Nitrógeno demás tipos. 107 Sobre la Loire-Brittany RBMP: *Producciones Grandes (> 25000 kg de N) o predios nuevos deben demostrar balance de sus tierras (una diferencia mayor al 10 por ciento en el ingreso de fósforo a la tierra vs el nivel de exportación. Las exportaciones se calculan a partir del rendimiento del Existe legislación a nivel nacional, pero su implementación y cultivo y el contenido de fósforo del cultivo revisión depende de las autoridades a nivel local, por lo que *Producciones pequeñas (<25000 kg de N) o que ya tienen estándares de aplicación esta varía de región a región. dependiendo del tipo de producción – de cerdo o no, o si están localizadas en una zona En Loire-Brittany RBMP se delinearon 14 catchments, entonces de prioridad (cercana a tomas de agua): que el balance de fertilizantes es responsabilidad del *Zona de prioridad: para cerdos hay un límite de 90 kg de P2O5/ha/año, y para Francia Aplicación insumos / prefecto, y deben cumplir con la legislación nacional - Fertilizantes no cerdos un límite de 80. Proxy emisiones “Installations Classées pour la Protection de l’Environnement” *Zona de no prioridad: para cerdos hay un límite de 95 kg de P2O5/ha/año, y para (ICPE), la cual aplica para predios grandes, con más de 100 no cerdos un límite de 85. vacas lecheras, 450 cerdos y 30.000 aves. Sobre Maine-et-Loire la fertilización con químicos, lodo y estiércol se restringe a 100 kg En Maine-et-Loire se aplica una regulación local pues se ha de P2O5/ha/año, a nivel de predio. Si no es posible cumplir con esta restricción, deben identificado la zona como vulnerable. transferir el excedente antes de que termine el Plan de Acción correspondiente. Las medidas establecidas pueden incorporar también la creación de buffers y setos. Se aplican buffers de 5 metros para fertilizantes minerales, 35 metros para compost de estiércol, entre 35 y 500 para estiércol líquido y entre 50-500 para todos los tipos de estiércol, dependiendo del cuerpo de agua. La regulación se da con el the Fertilization Ordinance (Düngeverordnung), que se crea para la implementación de El balance de fósforo (todos insumos de P – productos) no deben exceder 20 kg la ND. La concentración de fosforo debe corresponder al P2O5/ha/año, en promedio cada 6 años. Los productos se calculan por los contenidos de Alemania cultivo y el tipo de suelo, por lo que se debe determinar Aplicación insumos / los P en los cultivos. cada 6 años. Fósforo Prácticas / Proxy En algunos estados además existen programas que promueven la reducción de la erosión Los cálculos no se deben registrar y la verificación ha sido emisiones de la tierra y el establecimiento de buffers cercanos a los cuerpos de agua. muy poco efectiva. Se deben de aplicar además buffers de 3 metros a todos los cuerpos de agua. En algunos estados hay programas para ayudar con la reducción del riesgo de la erosión de la tierra. No tiene máximos de aplicación, sin embargo, si se limita la Noruega Se permite un máximo de 2.5 cabezas de ganado por ha. La cantidad máxima en densidad de ganado por unidad de ganado. La unidad de Fósforo términos de P es de 35 kg de P/ha. Aplicación insumos ganado se determina a partir del contenido de P que Se establecen buffers de 2 metros para todos los cuerpos de agua. excretan. Extremad (España) Para los cultivos de olivas, arroz, tabaco y árboles frutales se limita la cantidad de P de Aplicación insumos / ura, Estándar de aplicación de fósforo Fósforo fertilizantes a 80 kg P2O5/ha/año. Además de requiere un análisis del suelo cada 5 Proxy emisiones años. Se limita la cantidad aplicable en todo el predio y deben Estiércol de Ganado y otros fertilizantes orgánicos no se pueden aplicar en cantidades Suecia Estiércol y tomar medidas especiales si tienen más de 400 unidades de mayores a 22 kg P/ha/año, como promedio de aplicación por año, en los últimos 5 años. Aplicación insumos fósforo animales. Se deben establecer buffers de 2 metros. Para pastizales se establece un máximo de aplicación de 85-120 kg P2O5/ha/año) y para tierra arable se establece 55-120 kg P2O5/ha/año. Estos máximos además van a Existen límites de aplicación general que dependen del tipo Países Bajos depender del estatus de la tierra (si el nivel es alto, neutral, bajo o necesita reparación). Aplicación insumos / de suelo. Estos se establecen cada cuatro años, lo cual Fósforo El productor puede aplicar a un excedente sobre el límite de 20 kg P2O5/ha/año si Proxy emisiones coincide con la validez de los planes de acción. compensa con una menor aplicación el siguiente año. Se deben establecer buffers de 5 metros. (*) Son de carácter voluntario. Nota: Fertilizantes incluye N y P, pero puede contener otros minerales. (Fuente: elaboración propia) 108 PARTE II. OPORTUNIDADES PARA EL DISEÑO DE INSTRUMENTOS DE POLÍTICA PARA EL CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN POR EXCESO DE NUTRIENTES PROVENIENTES DE FUENTES DIFUSAS RELACIONADAS A LA ACTIVIDAD AGROPECUARIA EN LA CUENCA DEL RÍO SANTA LUCÍA (URUGUAY) En los últimos años han tomado gran visibilidad pública los episodios de floraciones algales que reflejan el deterioro de la calidad del agua potable en diferentes cursos de agua en Uruguay. El evento de mayor visibilidad se dio en el año 2013, cuando el agua de la canilla de los hogares de Montevideo comenzó a salir con mal olor y sabor como consecuencia de la presencia de floraciones algales en el río Santa Lucía (RSL).38 A pesar de ello, la norma de calidad del agua para consumo humano siempre fue alcanzada por parte de la empresa proveedora. Los episodios de floraciones algales son consecuencia de diversos factores. Entre ellos, un factor relevante es la existencia de elevados niveles de nutrientes en las aguas de la Cuenca del Santa Lucía. Este es un problema creciente, para el cual se encuentra evidencia al menos desde 1988 (Failde et al., 2015). Otros estudios brindan información en el mismo sentido, como ser los reportes elaborados en conjunto entre DINAMA y JICA (MVOTMA-JICA, 2010) y la Universidad de la República (UdelaR, 2013). En la cuenca del RSL conviven diversas actividades agropecuarias, industriales, y poblaciones, las que en su conjunto vuelcan nutrientes a los cursos de agua a través de diferentes tipos de fuentes de contaminación. En particular, la cuenca se caracteriza por tener una alta concentración de actividades agropecuarias representando las actividades pecuarias 84 por ciento de la superficie total y 58 por ciento del total de las explotaciones (Failde et al., 2015; MVOTMA-JICA, 2010). Las fuentes difusas relacionadas con la actividad agropecuaria son la principal fuente de emisiones de nutrientes (MVOTMA-JICA ,2010, UdelaR 2013, DINAMA). 39 Esta parte del documento en primer lugar realiza una caracterización de las actividades agropecuarias que se desarrollan en la cuenca del RSL, así como de las fuentes de contaminación por nutrientes asociadas a ellas. En segundo lugar, se caracterizan los instrumentos de política actualmente implementados en el área, a la luz del marco conceptual antes presentado. Finalmente, se identifican oportunidades para la implementación de instrumentos de política para el control de la contaminación difusa de la actividad agropecuaria basados en los incentivos económicos. 38 “OSE continúa trabajando para solucionar mal olor y sabor del agua” (09 de marzo de 2013). LaRed21; “Informes de la DINAMA ratifican contaminación en el río Santa Lucía” (04 de abril de 2013). El Observador; “Científicos alertan alto riesgo de que vuelvan algas al Santa Lucía” (04 de enero de 2014). El País; “OSE confirma focos de agua no potable en Maldonado” (09 de mayo de 2015). El País. 39 DINAMA, comunicación personal de Ing. Quim. Marisol Mallo, responsable de la Asesoría de Planificación y Gestión de Residuos y Sustancias de DINAMA. 109 5. CARACTERIZACIÓN DE LAS FUENTES DE CONTAMINACIÓN DIFUSAS RELACIONADAS A LA ACTIVIDAD AGROPECUARIA EN LA CUENCA DEL RÍO SANTA LUCÍA La cuenca del RSL se encuentra en el sur de Uruguay, cubriendo parcialmente seis departamentos (Montevideo, Canelones, San José, Lavalleja, Florida, y Flores) (Figura 8). Es relevante considerar que existen diversas sub-cuencas con diferentes características dentro de la misma. La cuenca del RSL cuenta con un clima relativamente homogéneo, habiendo presentado la temperatura media anual una variación de 16,5-17, 5° C en el período entre 1961-1990. A su vez, la altura máxima es de 400 m.s.n.m, pero la mayoría del territorio tiene alturas mucho más bajas dependiendo de la zona. Se ha estimado para la cuenca un coeficiente de escorrentía de 0.3, lo que en conjunto con la precipitación media de la cuenca (1.150 mm por año), representa un escurrimiento medio anual es de 345 mm. (MVOTMA-JICA, 2010b). Figura 9. Cuenca del Río Santa Lucía. (Fuente: elaboración propia en base a datos de INE y Observatorio Ambiental Nacional) Existen diversas estimaciones del aporte de nutrientes a través de fuentes difusas como consecuencia de la actividad agropecuaria. MVOTMA – JICA (2010a) indican que 99 por ciento (98,2 por ciento) de las emisiones de fósforo (nitrógeno) corresponden a fuentes difusas, de las cuales 62,5 por ciento (79 por ciento) corresponden a desechos de animales, y 33,6 por ciento (12,9 por ciento) al uso de fertilizantes. UdelaR (2013) indica que 80 por ciento de las emisiones de nutrientes corresponden a fuentes difusas. Sin embargo, este informe no es claro en detallar que esas fuentes difusas contabilicen las emisiones de tambos por separado, sino que parecen estar contabilizadas como lo que ellos denominan fuentes difusas. Por otro lado, durante las entrevistas llevadas adelante con actores relevantes en la gestión de la cuenca del RSL, DINAMA señaló que las estimaciones propias indican que 62 por ciento de las emisiones de nutrientes son como consecuencia de la actividad agropecuaria, principalmente como consecuencia de la fertilización de praderas artificiales y la agricultura. Failde et al. (2015) presentan una detallada caracterización de las actividades agropecuarias que se desarrollan en la cuenca del RSL a partir del procesamiento de los datos del censo agropecuario elaborado en 2011 por la Dirección 110 de Estadísticas Agropecuarias (DIEA) del MGAP (Tabla 15). La superficie de la cuenca se destina predominantemente a actividades pecuarias (84 por ciento), lo que también representa el rubro al que se dedican la mayoría de las explotaciones (68 por ciento). La mayoría de esta superficie se destina a la cría de ganado vacuno para carne (56,3 por ciento) y leche (24,8 por ciento). La superficie destinada a cultivos de cereales y oleaginosos abarca 7,6 por ciento del total de la cuenca, al tiempo que las actividades de cultivo de frutales y vid, y horticultura apenas abarca 3,2 por ciento del total de la superficie. Tabla 15. Número de explotaciones comerciales y superficie según principal fuente de ingreso en la cuenca del RSL. Fuentes de ingreso Explotaciones Superficie Nº Porcentaje Ha. Porcentaje Total 8.491 100 1.250.591 100 Subtotal Pecuaria 5.745 67,8 1.054.277 84 Vacunos de Carne 3.388 39,9 704.055 56,3 Vacunos de Leche 1.479 17,4 309.854 24,8 Ovinos Carne y Lana 249 2,9 21.576 1,7 Aves 324 3,8 8.811 0,7 Equinos 49 0,6 6.436 0,5 Cerdos 192 2,3 2.545 0,2 Otros Animales 64 0,8 1 0,1 Subtotal Agrícola y Forestal 2.534 29,7 179.285 14,4 Cereales y Oleaginosos 196 2,3 94.835 7,6 Forestación 76 0,9 38.283 3,1 Frutales y Vid 972 11,5 21.148 1,7 Horticultura 1.245 14,5 19.081 1,5 Semilleros, Viveros y Plantines 45 0,5 5.938 0,5 Otros (Incl. Serv. y Agroturismo) 212 2,5 17.029 1,4 (Fuente: elaborado por Failde et al., 2015, en base a datos del Censo Agropecuario 2011 DIEA-MGAP) Un aspecto a recalcar es la gran heterogeneidad en el tamaño de las explotaciones productivas. Mientras que 78,4 por ciento de las explotaciones tienen menos de 100ha., éstas representan tan sólo 13,8 por ciento del total de la superficie del área agropecuaria de la cuenca. A su vez, las explotaciones cuya principal fuente de ingresos son los vacunos de carne o de leche y con menos de 100 ha. tiene aproximadamente 15 por ciento del total de las cabezas de ganado (Failde et al., 2015 en base a datos del Censo Agropecuario 2011 DIEA-MGAP). Las explotaciones con una superficie entre 100 ha. y 1000 ha. tienen en total 46,8 y 59 por ciento de las cabezas de ganado vacuno de carne y de leche respectivamente. El resto se distribuye en explotaciones de 1000 ha. o más. Eso indica una concentración del ganado vacuno en explotaciones más pequeñas. A su vez, la cantidad de explotaciones cuya principal fuente de ingresos es la cría de ganado vacuno de carne es más que el doble de los que se dedican a la cría de ganado para producción de leche. Estas actividades se desarrollan realizando intervenciones en la cobertura del suelo que representan diferentes aspectos respecto a la exportación de nutrientes a los cuerpos de agua. La Tabla 16 muestra que se han desarrollado intervenciones en el suelo en 46 por ciento de la superficie total de la cuenca. Mientras que la cría de ganado para carne se desarrolla principalmente en campo natural (sin intervención), parte de esta actividad, así como gran parte de la cría de ganado para leche se realizan en praderas artificiales. A su vez, tanto la cría de ganado para leche como los feed-lots requieren de cultivos forrajeros. 111 Tabla 16. Aprovechamiento de la tierra en la cuenca del RSL 2011. Uso del suelo Superficie explotada Ha. porcentaje Total 1.262.443 100 Tierras sin intervención 664.322 53 Campo Natural 635.643 50,4 Bosques Naturales 28.679 2,3 Tierras sujetas a tratamiento 551.106 46 Praderas artificiales 191.706 15,2 Cultivos Forrajeros anuales 118.437 9,4 Cultivos forrajeros e industriales 89.814 7,1 Campo natural sembrado en cobertura 50.096 4 Bosques artificiales 47.809 3,8 Campo natural fertilizado 3.841 3 Tierra preparada tierra de rastrojo 32.223 2,6 Frutales y Vid 10.842 0,8 Cultivos de huertas 6.338 0,5 Tierras Improductivas y Espejos de Agua 12.446 1 (Fuente: elaborado por Failde et al., 2015, en base a datos del Censo Agropecuario 2011 DIEA-MGAP) En general, existe consenso respecto a que el principal problema de contaminación difusa en las actividades agropecuarias en la cuenca del RSL es la exportación de fósforo como consecuencia del uso de fertilizantes. En el caso de la cría de ganado vacuno, principalmente para producción de leche, se da un proceso de fertilizantes en las pasturas mejoradas. Las diferentes intervenciones tienen diferentes implicancias respecto a la exportación de nutrientes hacia las aguas. Los coeficientes más altos de exportación de fósforo se observan en los cultivos cerealeros e industriales, las praderas artificiales y cultivos forrajeros (Failde et al., 2015). Los contaminantes llegan a los cursos de agua a través de diferentes mecanismos. Eso depende principalmente del nivel de erosión del suelo, y características topográficas y climáticas relacionadas con el nivel de escurrimiento. En ese sentido, la exportación de nutrientes no depende sólo de su uso, sino también de la forma de aplicación, del manejo de la cobertura del suelo, y de la gestión de las barreras vegetales riparias. Como conclusión de las entrevistas con autoridades del MGAP, DINAMA, y UdelaR, existe consenso respecto a la importancia del control de la erosión del suelo para control de la exportación de nutrientes. El fósforo tiende a adherirse al suelo, no siendo fácilmente diluíble en agua. A medida que las partículas de suelo se erosionan y van a parar a los cursos de agua, éstas se asientan en los sedimentos trayendo el fósforo consigo. Una parte del fósforo puede disolverse, y ser tomado por plantas acuáticas, pero por lo general, la mayor parte del fósforo es atrapado y acumulado en los sedimentos. Este fósforo atrapado puede ser liberado nuevamente bajo ciertas condiciones (PCE, 2013). Es importante mencionar en este punto, que antiguamente no se tenía la visión que se tiene actualmente respecto del uso del fosforo como fertilizante para la actividad agropecuaria. Muy por el contrario, el servicio de extensión rural solía recomendar la aplicación de altas dosis para así hacer un banco de fosforo alojado en el suele, ya que éste no se perdía debido a que prácticamente no se disolvía. Esto permitía generar un stock de fósforo durante períodos de 112 menor precio, y evitar así las consecuencias frente a una posible escasez a nivel mundial. Solamente a partir de la década de los noventa se llegó a la conclusión de que eso afectaba la calidad del agua.40 La erosión del suelo es un problema histórico relacionado a la producción agropecuaria, pero sufrió una aceleración durante gran expansión que tuvo el sector agrícola en la última década, muchas veces desarrollado con prácticas de laboreo agresivo (Udelar, 2013). En ese sentido, se ha comenzado a exigir desde el año 2013 los Planes de Uso y Manejo del Suelo a aquellas explotaciones o tenedores de tierra que desarrollan más de 50 ha. de agricultura. Menos consenso existe entre los hacedores de política, técnicos, y académicos consultados respecto al rol no sólo de la dosificación del fertilizante, sino de la estratificación del mismo en las capas superiores del suelo. El fertilizante es casi siempre aplicado de forma superficial, dejando expuesto al nutriente a ser movido mediante la lluvia, tanto en las partículas de suelo como con el agua (Failde et al., 2015). Esto implica que el manejo de la cobertura del suelo no es suficiente, sino que el modo de aplicación pasaría a ser fundamental. Alternativas a la aplicación superficial pueden ser la aplicación de fósforo incorporado al suelo por medio de maquinaria especializada, o la no fertilización (implicando esto una posible pérdida en el rendimiento del cultivo). 40Argumento elaborado a partir de entrevista con el Ing. Agrónomo Carlos Perdómo y comunicación personal del PhD Francisco Rosas durante el proceso de evaluación del presente documento. 113 6. INSTRUMENTOS DE POLÍTICA PARA CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN DIFUSA EN URUGUAY En general, los instrumentos de política desarrollados en Uruguay para el control de la contaminación difusa proveniente de la actividad agropecuaria son de carácter regulatorio, o a partir de mecanismos que buscan fomentar la participación voluntaria. La Tabla 17 ordena las políticas existentes en el país en función del marco conceptual desarrollado anteriormente. Esto permite ordenar y caracterizar las ventajas y desventajas de los diferentes instrumentos. No es el objetivo del presente trabajo realizar una sistematización exhaustiva de los instrumentos de política existentes a nivel nacional. Por lo tanto, se partió del inventario de políticas desarrollado por Ferla (2017) como soporte a la presente asistencia técnica del Banco Mundial, y fue complementado a partir de las entrevistas desarrolladas con académicos y diseñadores de política durante la misión que tuvo lugar en junio de 2017 y el taller con hacedores de política y técnicos de organismos gubernamentales que tuvo lugar el día 12 de junio de 2017. A su vez, antes de repasar los instrumentos de política en sí, se hace una breve mención a la legislación ambiental en el país en términos generales. A su vez, al final se detallan otros mecanismos de incentivos relevantes que pueden estar ya en funcionamiento y forjando las decisiones de los productores a nivel individual, pero que no son instrumentos de política para disminución de la contaminación difusa en sí mismos. Estos son, en general, subsidios a diferentes aspectos de la producción sobre los que podría considerarse actuar a los efectos de enfocarlos con el objetivo del cumplimiento de una meta ambiental. 6.1. LEGISLACIÓN GENERAL RELACIONADA AL AMB IENTE En 1990 se crea el Ministerio de Vivienda, Ordenamiento Territorial y Medio Ambiente (MVOTMA) de Uruguay, a partir de la Ley Nº 16.112, el cual vela por la creación y evaluación de los planes para la protección del ambiente y el desarrollo sostenible, a través de la Dirección Nacional del Medio Ambiente (DINAMA). Se establece de forma obligatoria la Evaluación de Impacto Ambiental (EIA) de diversas actividades a través de la Ley Nº 16.466 de 1994 de Medio Ambiente. Esto incluye los complejos agroindustriales, donde se puede negar la autorización de producir si se considera que el proyecto provoca un impacto ambiental nocivo o negativo. La Ley General de Protección al Medio Ambiente (Ley Nº 17.283 de 2001) sienta las bases para un marco de referencia en temas ambientales a nivel nacional. Esta establece en sus Artículos 6 y 7 los principios de política ambiental y los instrumentos de gestión ambiental, respectivamente. Entre ellos, se indica la utilización de instrumentos económicos para proteger el ambiente. Esta ley, además, ha tenido una serie de cambios, a través de los años. Por último, es relevante mencionar el establecimiento de la Ley Nº 18.610 Política Nacional de Aguas del 2009, la cual establece los principios rectores y de gestión del recurso. 114 Tabla 17. Instrumentos de política para control de contaminación difusa de la actividad agropecuaria en Uruguay. Medida sobre la que se carga Mecanismo Insumos / Prácticas Proxy emisiones Concentración ambiental n.d. n.d. n.d. mercad Utilizan Impuestos / Subsidios do os n.d. n.d. n.d. mercado Creando Mercados s  Plan de Uso y Manejo del Suelo  Uso y conservación de los suelos y de las aguas (Ley N.5.239) y las sanciones de la Ley N. Decreto 253/79: 18.564. estándares para diferentes Estándares n.d.  Plan de Lechería Sostenible parámetros y tipos de Regulación  Plan de Acción Cuenca Santa cursos de agua Lucía Responsabilidad n.d. n.d. n.d. legal  Exoneración contribución rural Pagos conservación n.d. n.d. para inmuebles forestados  Proyecto UFFIP  Proyecto PRENADER  REDD+ Educación y  Proyecto DACC n.d. n.d. Mecanismos con participación voluntaria Asistencia Técnica  Proyecto PPR de Manejo integrado de recursos naturales y biodiversidad Información y n.d. n.d. n.d. Certificación Proyecto Uruguay Rural  Proyecto PPR de Manejo  integrado de recursos naturales y biodiversidad  Fondo de Financiamiento y Desarrollo Sustentable de la I+D n.d. n.d. Actividad Lechera  Proyecto DACC  Propuesta para: lechería sostenible en la cuenca del río Santa Lucia.  Ley de Promoción de Inversiones Nota: n.d. – no disponible ese tipo de instrumento en Uruguay (Fuente: elaboración propia) 6.2. REGULACIÓN En Uruguay, como en casi todos los países del mundo, existe regulación en lo que refiere a la concentración ambiental. Es decir, establecimiento de estándares de calidad de los cursos de agua respecto a diferentes parámetros por tipo 115 de curso. El Decreto 253/79 establece las normas para prevenir la contaminación ambiental mediante el control de las aguas. Por otro lado, no existen en el país estándares o regulaciones específicamente para las emisiones de contaminación difusa de la actividad agropecuaria (sí existen respecto a las emisiones industriales a los cursos de agua). Sin embargo, sí existen regulaciones que rigen sobre prácticas y usos de insumos que están relacionados con las emisiones a los cursos de agua. Los dos instrumentos de regulación principales son los Planes de Uso y Manejo del Suelo (PUMS) y los Planes de Lechería Sostenible. Si bien el primero ha sido diseñado para controlar la erosión como consecuencia del proceso de intensificación agrícola, es un instrumento que, de forma indirecta, sirve de soporte para fijar estándares a los procesos productivos. A su vez, el segundo es un instrumento cuya principal motivación es la disminución de nutrientes en los cursos de agua. Las primeras regulaciones se remontan a la reglamentación en el uso de agroquímicos a través de la Ley Nº 13.640 de 1967. Adicionalmente, la Ley Nº 13.663 de 1968 regula la producción, importación y comercialización de fertilizantes. Por otro lado, el Decreto 333/04 de la Ley Nº 15.239 de 1981 sobre uso y conservación del suelo, declara de interés nacional la promoción y regulación de uso y conservación de los suelos y de las aguas superficiales para fines agropecuarios. Así, en ésta se establecen normas básicas en el manejo y conservación de suelos y aguas. El Artículo Nº 3 establece que se deben determinar las normas técnicas básicas que se deben aplicar en el manejo y conservación de suelos y aguas y recuperación de suelos. Por otro lado, prohíbe la realización de determinados cultivos o prácticas de manejo de suelos y aguas en las zonas que corresponda. Además, el Artículo Nº 4 de este decreto indica que el MGAP promoverá que se otorguen beneficios a aquellos usuarios de tierras donde haya actividades productivas pero que conserven el suelo y mejore su capacidad de uso y productividad, o que apliquen planes de conservación o recuperación de tierras debidamente aprobados. Por otro lado, el Artículo Nº 7 indica que cuando hay erosión o degradación de los suelos se debe minimizar el laboreo de la tierra e incorporar medidas como controlar el escurrimiento de las aguas utilizando rotaciones de cultivos y pasturas, siembra directa, sistemas de labranza vertical, manejo de residuos en superficie y recomponer la fertilidad mediante la aplicación de enmiendas orgánicas, fertilizantes químicos y medidas que permitan una buena implantación de vegetación permanente. La Ley N° 16.858 de 1997 declara de interés general el riego con destino agrario. Los requisitos para el otorgamiento de las concesiones son: i) que exista agua disponible en cantidad y en calidad, acorde con la reglamentación que dicte el Poder Ejecutivo, ii) que el solicitante cuente con un plan de uso de suelos y aguas aprobado por el MGAP, de acuerdo con lo que disponga la reglamentación de la presente ley, y iii) que el solicitante acredite ser titular de un derecho de propiedad, usufructo o goce de los suelos donde se asienten las obras hidráulicas o sean afectados por ellas. Posteriormente, el Decreto 405/2008 del 2008 de la misma Ley extiende la obligación a elaborar y cumplir un Plan de Uso y Manejo de Suelos (PUMS), el que comienza a aplicarse en 2010 a través de una etapa piloto en predios con sistemas agrícolas cerealeros y oleaginosos. En 2013 comenzó la fase obligatoria de presentación, estableciéndose cierta gradualidad en términos de superficie y sistemas productivos. En la actualidad, los PUMS deben de ser presentado, además de por los productores que utilizan sistemas de riego, por explotaciones agropecuarias o el tenedor a cualquier título que siembren más de 50 ha. de agricultura de secano. El PUMS es elaborado por un ingeniero agrónomo certificado, y ha de determinar una rotación, o sucesión de cultivos a realizar en una unidad de producción, que no genere pérdidas de suelo por erosión estimadas por encima de la tolerancia para ese suelo. El umbral de tolerancia se determina a partir de utilizar la Ecuación Universal de Pérdida de Suelo. Así, la elaboración del plan implica: i) Realizar la cartografía de suelos en la unidad productiva, ii) asignar capacidad de uso a las distintas unidades de mapeo, a partir de la inferencia de propiedades complejas como drenaje, fertilidad, riesgo de sequía, riesgo de erosión, etc., iii) agrupar estas unidades por capacidad de uso similar, definiendo así el “mapa de capacidad de uso del suelo” de la unidad de producción, y iv) plantear diferentes rotaciones para las unidades productivas en las categorías I a IV, y evaluar su sostenibilidad a través de estimaciones 116 de pérdidas de suelo por erosión.41 Así, los PUMS permiten seleccionar el sistema productivo que tenga una estimación de pérdida de suelo, igual o menor de la tolerancia para ese suelo. De esta manera, los PUMS se consolidan como un instrumento que, si bien no regula directamente los estándares de emisiones, regula el manejo de la cobertura del suelo, directamente relacionada con la cantidad de emisiones. Sin embargo, se ha de recalcar en este caso, que al instrumento no estar diseñado de forma tal que disminuya las exportaciones de contaminantes a cursos hídricos, sino la erosión, no habiendo una discriminación entre la erosión de productores que va a parar a cursos de agua y la de los que no. A partir del 2013 se introduce el Plan de Acción para la protección del agua en la cuenca del RSL. El plan de acción consta de 11 medidas, de las cuales algunas pueden interpretarse como fijación de estándares o regulaciones relacionadas con la contaminación de fuentes difusas de la actividad agropecuaria. La Medida 3 exige en forma obligatoria a todos los padrones rurales el control de la aplicación de nutrientes, mediante la presentación en el área de los Planes de Uso, Manejo y Conservación de Suelos, y exige realizar las aplicaciones de fertilizantes en base a análisis de suelos para evitar que la concentración de fósforo supere las 31ppm de fósforo (Bray1). A su vez, la Medida 7 restringe el acceso directo del ganado a abrevar en los cursos de la cuenca que están en la zona A (declarada como prioritaria como zona de abastecimiento de agua para consumo humano) y junto con un perímetro alrededor de los embalses. De esta manera, el acceso al agua para abrevadero de ganado se ha de dar de manera indirecta por medio de tomas de agua. A su vez, la Medida 8 indica que se debe instalar una zona de amortiguamiento (buffers) que no esté bajo laboreo y ni uso de agroquímicos. Estos buffers bordearán los cursos de agua, a ambos lados de sus márgenes como franjas de 40 metros, medidos desde la línea de propiedad o lindera entre el curso y los predios que estén en la ribera, hacia el interior de dichos predios. Para algunos cursos de agua en específico, se designan buffers más pequeños (como la Virgen: 30 metros a cada lado, Canelón Grande: 35 m a cada lado, Canelón Chico: 25 m a cada lado, y El Soldado: 35 m a cada lado). En caso de incumplir con lo previsto anteriormente, se aplican las sanciones del Artículo 147 del Código de Aguas: 1. Multa entre 100 -5.000 unidades reajustables, según la gravedad de la infracción. 2. Caducidad del permiso o concesión de uso de aguas que se hubiera otorgado al infractor. De forma adicional, hay otras dos medidas que afectan a la actividad agropecuaria, pero hacen referencia a las emisiones puntuales producidas en tambos y feed-lots. Por un lado, la Medida 4 específica por medio del decreto Nº 282/013 del 2013 se deben de suspender las nuevas actividades de engorde de ganado a corral en cielo abierto y las ampliaciones de los que ya existen hasta una nueva reglamentación. Por otro lado, la Medida 5 exige el tratamiento y manejo obligatorio de efluentes a todos los tambos ubicados en toda la cuenca hidrográfica del RSL. En este marco es que el MGAP decide a partir de 2017 extender la obligatoriedad de presentación Planes de Uso a los sistemas lecheros en la Cuenca del Río Santa Lucía (Planes de Lechería Sostenible – PLS). Los objetivos y el procedimiento de presentación de los PLS son similares a los PUMS. Adicionalmente, la elaboración de los PLS implica elaborar un programa de Manejo de la fertilización química y orgánica, como medida para controlar el nivel de fosforo en el suelo. De esta manera, este instrumento es el que regula de forma más clara el alcanzar un estándar de prácticas que logren ayudar a alcanzar un objetivo ambiental. 6.3. MECANISMOS VOLUNTARIOS Ferla (2017) identifica diversos programas nacionales que brindan asistencia técnica y promueven mejores prácticas que permiten mitigar la exportación de nutrientes como consecuencia de la actividad agropecuaria a los cursos de agua. En cuanto a los mecanismos de participación, los principales suelen ser programas de formación técnica y educación. Los principales programas identificados son: 41El MGAP utiliza la clasificación de capacidad de uso del suelo elaborada por USDA adaptadas al hemisferio sur por Durán y García-Préchac (2007) donde las áreas son clasificadas en hasta VII categorías tal que I a IV son cultivables, y las V a VIII son no cultivables. 117  Proyecto UFFIP (vigente entre el 2013-2017) de Mejora en la Sostenibilidad de la Ganadería Familiar en Uruguay: busca involucrar a distintos actores en el proceso de producción para promover la transferencia de conocimiento. Tiene como objetivo mejorar la rentabilidad y viabilidad de los predios ganaderos familiares sin comprometer los recursos naturales. Para ello, el programa brinda asistencia técnica a través de diferentes instituciones, ayudando a diseñar e implementar planes prediales, la realización de demostraciones tecnológicas en predios, e involucrando grupos de productores asociados para la transferencia de conocimiento.  Proyecto PRENADER (Programa de Manejo de Recursos Naturales y Desarrollo del Riego): basado en incentivos y asistencia técnica, el cual estuvo vigente entre 1996 y 2001. De acuerdo con la FAO, el programa se enfocó en la mejora del manejo de los recursos naturales en el sector agropecuario, así como la promoción de la tecnología del riego, alumbramiento de aguas subterráneas y construcción de obras de almacenamiento de agua destinada para el riego. A parte de esto, brindó asistencia técnica a los productores en temas de manejo sostenible (Ferla, 2017).  Proyecto Uruguay Rural: vigente entre el 2001 y el 2011. El programa tenía una serie de pilares, pero en esencia se encargaba del desarrollo rural a partir de uno de sus componentes más importantes, los microcréditos que surgen de la creación de un Fondo de Desarrollo Rural (Brenes et al., 2011). Estos microcréditos permitían el financiamiento total o parcial de inversiones que promovieran el uso productivo y sostenible de los recursos naturales, especialmente el agua, su manejo y calidad.  Proyecto PPR (Proyecto Producción Responsable) – sobre el manejo integrado de recursos naturales y biodiversidad: vigente entre el 2005 y el 2012, se enfocó en la asistencia técnica a productores agropecuarios de escalas pequeñas y medianas. Incorporaban el componente de financiamiento por medio de subsidios a inversiones destinadas a las buenas prácticas en cuanto al manejo de los recursos naturales. De acuerdo con Bruno (2006), el programa se enfocaba en tres componentes principales: i) manejo de los recursos naturales y la biodiversidad, co- financiando proyectos para la conservación de los suelos y agua, uso de pasturas naturales, utilización racional de plaguicidas, depuración de efluentes, entre otros, ii) áreas prioritarias demostrativas de biodiversidad, con capacitaciones y acciones en temas de sostenibilidad y conservación, y iii) servicios de apoyo, los cuales incorporaban el fortalecimiento institucional del MGAP, un programa de investigación aplicada, un programa de capacitaciones y un plan de comunicación y difusión de tecnologías en materia de uso, manejo y conservación de los recursos naturales.  Proyecto de Desarrollo y Adaptación al Cambio Climático (DACC): vigente entre el 2012 hasta el 2015. Este proyecto comenzará en la actualidad a implementar una segunda etapa. El DACC busca apoyar a los productores rurales para el desarrollo del uso sostenible de los recursos naturales y así generar una mayor adaptación a la variabilidad y cambio climático. Un componente importante es la promoción de la modernización de la gestión de información y servicios relacionados al clima y los recursos naturales por parte del MGAP. El programa establece una nueva cartografía de suelos, implementa planes de uso y manejo de los suelos, agua y campo natural. Un componente relevante es la adaptación a los efectos del cambio climático por medio de la ejecución de sub- proyectos prediales integrales. Para mejorar la calidad del agua de la Cuenca del Río Santa Lucía, se financian inversiones en tecnologías limpias a los productores lecheros y se establecen estándares de calidad de agua específicos. A parte de esto, para gestionar las mejoras se crea la Unidad de Agua en la DGRN.  Proyecto Ganaderos Familiares y Cambio Climático: Este Proyecto estuvo activo entre 2012 y 2017. Convoca a familias de ganaderos a la concreción de inversiones a nivel de predio, apoyándolas económicamente, para reducir la vulnerabilidad y aumentar la resiliencia ante el cambio y variabilidad climática que puedan sufrir. A los beneficiarios también se les brindan capacitaciones, asistencia técnica y fortalecimiento de los grupos de productores y redes. Por otro lado, se ha de destacar la exoneración de la contribución inmobiliaria rural para inmuebles forestados, según detalla la Ley Nº 18.245 de 2008. Esto es, aquellos establecimientos que protejan los bosques nativos declarados protectores (que tengan como principal objetivo conservar el suelo, el agua y otros recursos naturales renovables), pueden solicitar la exoneración de la contribución inmobiliaria rural y cualquier tributo nacional sobre la propiedad inmueble rural. Otro mecanismo de participación voluntaria es el componente de Producción Más Limpia (P+L) de la Ley N° 16.906 de Promoción y Protección de Inversiones. Amparados en esta Ley, los empresarios pueden solicitar diferentes 118 exoneraciones fiscales. Entre los criterios de evaluación se contempla un componente de P+L, donde se evalúa positivamente la incorporación de diferentes bienes relacionados principalmente a la eficiencia energética y a la incorporación de riego en el sector agropecuario, y la generación de externalidades positivas relacionadas con la eficiencia energética, el ahorro en el consumo de agua, materias primas, insumos y residuos, el reciclaje interno con objetivos de ahorros en energía, agua, residuos y que mejoren la calidad de los productos y la calidad ambiental, la utilización de las mejores tecnologías disponibles (BAT), la mejora ambiental de la calidad del aire, agua y suelo, el mantener la salud humana, los cambios en los productos y procesos apuntando a la mejora de la calidad, y otras actividades que generen impactos positivos a nivel de Producción Más Limpia definidas por la Comisión de Aplicación de la Ley de Inversiones (COMAP). Por último, vale la pena mencionar que en el marco del programa de certificación de carnes de la Alianza para el Pastizal mencionado en la sección 4.5.2, Uruguay ha recientemente enviado muestras de cortes de carne cumpliendo los requisitos de certificación de esta Alianza a Holanda. La certificación de carne de pastizal, u otros instrumentos similares, pueden ser útiles para complementar acciones de cumplimiento obligatorio, y ayudar a ser más rentable, en término relativo, ciertos usos del suelo que se desarrollan a partir de prácticas que representan menor exportación de nutrientes a los cursos de agua. Es importante remarcar que si bien existen todos estos programas, no conocemos cual ha sido su efectividad en lo que respecta a alcanzar el objetivo ambiental. Sería muy relevante desarrollar una evaluación de este tipo. 6.4. OTROS MECANISMOS RELEVANTES Además de los instrumentos existentes para control de la contaminación difusa en la actividad agropecuaria, existen a nivel nacional exoneraciones tributarias a los productores agropecuarios que tienen que ver con insumos y prácticas relacionados con la exportación de nutrientes a los cursos de agua. Es útil en este punto realizar una distinción entre aquellos productores agropecuarios que deben tributar a la Dirección General Impositiva (DGI) el Impuesto a las Rentas de las Actividades Económicas (IRAE) o el Impuesto a la Enajenación de Bienes Agropecuarios (IMEBA). En general, los productores agropecuarios tienen la opción de declararse como contribuyentes de IRAE o IMEBA, excepto aquellos que cumplan con los requisitos de la Tabla 18, que están obligados a tributar IRAE. En general, los productores que tributan IRAE son los productores grandes. Los productores IRAE han de presentar una declaración jurada anual sobre la cual se computan su renta fiscal neta. El impuesto equivale a 25por ciento de la renta fiscal neta. A su vez, las unidades económicas que se encuentran gravadas por IRAE, automáticamente tendrán la obligación de incluir en sus operaciones de venta el Impuesto al Valor Agregado (IVA). Sin embargo, la venta de productos agropecuarios en su estado natural no se comercializa con IVA mientras sigan estando en ese estado. Por otro lado, es posible recuperar el IVA pagado en las compras de insumos, bienes y contrataciones de servicios destinados a la actividad (De León, 2016). A su vez, los gastos deducibles de IRAE tienen diferentes tasas dependiendo de a quién se le adquiere el bien o servicio.42 Una parte importante de los bienes o servicios que los productores agropecuarios adquieren provienen de entidades que no pagan IRAE (ej. cooperativas agrarias, las sociedades de fomento rural, u otros productores que pagan IMEBA por sus rentas). Aplicando los criterios anteriores, los productores que tributan IRAE no podrían descontar estos gastos de sus ingresos, y por ende, el aporte por renta neta se incrementaría. A modo de mitigar el perjuicio a los productores IMEBA como consecuencia de una posible disminución en la demanda de sus bienes y servicios, el Poder Ejecutivo decretó que los contribuyentes IRAE podrían descontar los gastos por compra de bienes o contratación de servicios con: i) explotaciones agropecuarias que paguen IMEBA, ii) instituciones gremiales agropecuarias, iii) sociedades de Fomento Rural, y iv) cooperativas agrarias, de producción y las de ahorro y crédito. 42 Según De León (2016) las condiciones para deducción del gasto dan lugar a las siguientes situaciones: i) el gasto pagado es 100 por ciento deducible cuando constituye para la contraparte un ingreso gravado por IRAE, ii) el gasto pagado es 100 por ciento deducible si constituye para la contraparte un ingreso gravado por el IRPF en la categoría de rentas del trabajo, iii) el gasto pagado es deducible en un 48 por ciento si constituye un ingreso gravado por IRPF en la categoría de rentas de capital, iv) el gasto pagado es deducible en un 48 por ciento si constituye un ingreso gravado por el IRNR para el receptor del mismo. 119 Por un lado, la Ley prevé que los contribuyentes de IRAE tienen derecho a la exoneración por inversiones, lo que busca a que el empresario reciba un beneficio por invertir la renta generada en la adquisición de bienes que se consideran prioritarios para el sector y la actividad. En este marco, los contribuyentes IRAE tienen el derecho a bajar de su renta el 40 por ciento de las adquisiciones de fertilizantes fosfatados en cualquiera de sus fórmulas con fósforo únicamente destinados a la instalación y a la re-fertilización de praderas permanentes, en las condiciones que establezca la reglamentación como gastos en inversión. A modo de compensar por el mismo rubro a los productores que tributan IMEBA, el Art. 24 Ley Nº 18.341 de 2008 indica que estos productores reciben un crédito equivalente al 12 por ciento de las adquisiciones de fertilizantes fosfatados. A su vez, todos los productores agropecuarios están exonerados del pago de IVA (a partir de Ley Nº 18.083) por la contratación de servicios agrícolas asociados a la aplicación productos químicos, siembra, y fertilización destinados a la agricultura por empresas registradas antes las autoridades competentes. Esto representa un subsidio directo para los productores IMEBA, al tiempo que los productores IRAE, que pueden descontar el IVA de las adquisiciones del IVA de sus ventas, ven reflejada esta exoneración en un beneficio financiero, como consecuencia de contar con ese dinero en su poder. A su vez, existe también la exoneración de impuestos a la importación y adquisición de fertilizantes registrados. Si bien no es común que los productores importen directamente, sino que lo haga un intermediario, esta exoneración puede operar en la misma forma. Por último, aquellos productores que tributan IRAE pueden computar algunos costos por un total equivalente a 1,5 veces su valor. Entre ellos se encuentran costos asociados al asesoramiento para la producción, entre lo que se puede considerar asesoramiento para la gestión ambiental. Esto disminuye la renta neta sobre la cual se carga la tasa del IRAE a pagar. Tabla 18. Caracterización de Impuestos a la Renta y Enajenación de Bienes Agropecuarios para los productores agropecuarios. IRAE IMEBA El contribuyente puede optar por tributar IRAE o IMEBA, salvo en los siguientes casos en que siempre ha de tributar IRAE:  Facturación anual > 2: Unidades Indexadas ($UY 7: a junio 2017 ¿Quiénes?  >1500 ha. índice CONEAT 100 al inicio del ejercicio  Ingresos por ventas de activo fijo y “asociaciones productivas”.  Explotaciones que adoptaron la forma jurídica de Sociedades Anónimas o Sociedades en Comandita por Acciones.  Establecimientos permanentes de entidades no residentes, Fondos de Inversión y Fideicomisos. 25 por ciento sobre la renta fiscal neta Tasas varían según el producto enajenado, entre Tasa 0,1 y 2,5 por ciento 40 por ciento de la compra de fertilizantes fosfatados Recibe un crédito equivalente al 12 por ciento de Adquisición fertilizantes es computada como inversión, recibiendo las las adquisiciones de fertilizantes fosfatados fosfatados exoneraciones pertinentes en la declaración de la renta (Art. 24 Ley Nº 18.341 de 2008) Servicios Agrícolas Exoneración IVA Adquisición de Exoneración IVA fertilizantes registrados, así como diversos bienes y envases relacionados a la aplicación fertilizantes registrados y almacenamiento de fertilizantes (Art. 39 Decreto 39/990) Importación fertilizantes Exoneración IVA fertilizantes registrados registrados Pueden computar algunos costos, como ser compra de Computo costos en semillas, u honorarios de asesores (entre los que puede declaración haber asesoramiento para la gestión ambiental) por un valor de 1,5 veces. (Fuente: elaborado en base a entrevistas con Ana Laura Calleja (DGI), Adrián Tambler (OPYPA), Santiago Guerrero y Virginia Chiesa (DINAMA), y De León, 2016) 120 7. ELEMENTOS PARA EL DISEÑO DE INSTR UMENTOS DE POLÍTICA FACTIBLES DE SER IMPLEMENTADOS EN URUGUAY A continuación, se resumen las principales lecciones y conclusiones alcanzadas tras las actividades desarrolladas en el Taller del día 12 de junio con autoridades y técnicos ministeriales en temas relacionados a la producción agropecuaria, el medio ambiente, y la economía y finanzas. El Anexo 2 presenta las actividades desarrolladas, al tiempo que el Anexo 3 resume las discusiones llevadas adelante en cada uno de los grupos de trabajo. Hay un consenso respecto a que los únicos elementos de regulación sobre prácticas o insumos son los PLS, y el Plan de Acción del Santa Lucía. A su vez, todos identifican los PUMS como mecanismo de regulación indirecto, a pesar de no ser ese su objetivo principal. También se mencionó que los estándares de concentración ambiental son muy antiguos (desde 1979), y desde hace 10 años se viene intentando trabajar en su actualización. Sin embargo, esto no ha dado frutos aún. Ninguno de los estándares refiere a un tope de emisiones de contaminación difusa, por lo que implementar mercados de emisiones no sería factible a priori. Adicionalmente, se mencionó que, en caso de fijarse un tope a las emisiones, un mercado sería poco factible debido a la complejidad para comprender la relación entre las acciones y el resultado por parte de los productores, y la dificultad para su administración. Sin embargo, parece existir la información adecuada. Sí sería factible respecto a este elemento implementar medidas de compensación a través de pagos a la conservación. Sin embargo, esto está sujeto a la discusión respecto a quién debe de pagar por remediar el problema. De hecho, se mencionó que los programas para mejoramiento de las plantas de efluentes de tambos ya son una compensación. Esto fue mencionado de esta manera, a pesar de que, en realidad, es un subsidio para alcanzar un estándar de manejo de efluentes, pero no una compensación por el costo de oportunidad de dejar de producir en ciertos lugares. Todos los grupos de trabajo coincidieron en que quienes hoy en día producen la contaminación no realizan ningún acto de compensación por ello. A su vez, existe cierto consenso respecto a que si bien el regulador, DINAMA, tiene la voluntad de cargar la responsabilidad en quién contamina, el hacerlo a través del impuesto implicaría dejar a unos comprar el derecho a contaminar que otros no pueden.43 Eso no sería aceptado desde los principios morales y éticos. Aun así, todos los grupos coinciden en que en este momento puede existir consenso para desarrollar instrumentos que carguen la responsabilidad en el que contamina. Es más bien el término ‘impuesto por contaminar’ lo que parece hacer ruido. Por otro lado, existe consenso en que si bien es factible cargar la responsabilidad al que contamina, esto puede traer resistencias por parte del MGAP y de los productores por involucrar en un rol estelar a los productores lecheros, que vienen de vivir algunos años de muy malos resultados. En ese sentido, la crisis del sector lechero podría ser una barrera a la implementación de instrumentos que se basen en cargar la responsabilidad en el productor, al menos, en el momento actual. Se señaló que, si lo mismo se hubiese planteado 5 años atrás, probablemente, no hubiese traído las mismas resistencias. Por último, también fue mencionada una posible barrera que puede existir a nivel del MEF. Es promesa electoral del presente gobierno la no proliferación de impuestos. Eso implica que es prácticamente imposible llevar adelante un nuevo impuesto. En ese sentido, fue planteado en diversos grupos el hecho de que se debería de utilizar los esquemas tributarios existentes, y reformular las exoneraciones e imposiciones en aquellos ya implementados, a modo de hacer factibles posibles cambios en el comportamiento a través de motivos económicos. Finalmente, todos los grupos señalaron que, si se plantea explícitamente, el hecho de cargar a la sociedad con la responsabilidad de financiar acciones para compensar a los productores agropecuarios por dejar de producir en ciertas zonas, seguramente generaría resistencia. De hecho, así lo plantearon autoridades de DINAMA en algunas mesas, como una posición institucional. Esto cerraría la puerta de pagos por conservación, pero dejaría lugar a co- financiar esquemas de acuerdos ambientales. 43 Esto fue una apreciación de los participantes del taller, y no un concepto vertido en nuestro documento ni en nuestra presentación. 121 Sin embargo, también los grupos señalaron que la sociedad ya carga con el costo del deterioro de la calidad del agua en la actualidad, principalmente a través del incremento de los costos de potabilización. En ese sentido, puede existir lugar para buscar re direccionamiento de fondos presupuestales hacia acciones de remediación dentro de las unidades de producción. Como posible mecanismo para canalizar estos fondos, se propuso fortalecer el ya existente Fondo Nacional del Medio Ambiente (FONAMA), el que en la actualidad recibe dinero únicamente de las multas por delitos contra el medio ambiente, y su aplicación ha sido escasa. De hecho, se mencionó que hoy en día ya se subsidian medidas de remediación a nivel de planta, por ejemplo, a través de las ayudas para mejoramiento en el tratamiento de efluentes. Similares medidas podrían pensarse respecto a la vegetación. Sin embargo, no existe consenso respecto al implementar, adicionalmente, pagos por compensación del no poder desarrollar actividades agropecuarias en zonas vulnerables. 122 8. RECOMENDACIONES PARA AYUDAR AL DISEÑO DE INSTRUMENTOS DE POLÍTICA PARA CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN DIFUSA DE LA ACTIVIDAD AGROPECUARIA EN URUGUAY En esta sección se analiza de forma conjunta la batería de instrumentos existentes, considerando sus ventajas y desventajas, en conjunto con las experiencias internacionales para su aplicación, y lo que es factible de llevar adelante en Uruguay a partir de los elementos recogidos en las entrevistas y en el Taller del 12 de junio de 2017. Esta sección no pretende traer una receta a ser aplicada de forma tácita, sino traer elementos que ayuden a mejorar los instrumentos ya existentes, a partir de las lecciones aprendidas en otros lados. Es importante recalcar en este punto, que es necesario un conjunto de políticas que se apliquen de forma conjunta, a modo no sólo de castigar el uso de insumos y prácticas nocivas, sino que también promuevan los más amigables. La siguiente sección pretende resaltar las ventajas y desventajas respecto a diferentes aspectos de cada uno de los posibles instrumentos. En este sentido, se enumeran a continuación una serie de recomendaciones que pueden servir de guía para ayudar a complementar los instrumentos de política ya existentes. 1. Establecer un marco de modelación integrado para el diseño de políticas Un marco de modelación integrado propone articular información de diferentes naturalezas con métodos de análisis de diferentes disciplinas para alcanzar el objetivo de mejora de calidad del ambiente. Esto implica entender que el problema de deterioro de la calidad del ambiente es consecuencia (involuntaria) de decisiones humanas, en este caso, relacionadas a la actividad agropecuaria, que se desarrollan contenidas en un sistema social y natural (la Figura 1 en la Introducción presentaba este marco conceptual). La Figura 10 presenta una propuesta de modelación integrada a partir del caso del lago Erie, en Ohio (EE.UU.). El marco integrado implica, por un lado, entender como los productores toman sus decisiones de producción, cuáles son las barreras a la adopción de prácticas y tecnologías más amigables, y como responden a cambios en los incentivos económicos y no económicos. La ciencia económica puede hacer un aporte en este sentido. Por otro lado, es importante comprender como esas decisiones se ven reflejadas en la exportación de nutrientes a los cursos de agua por escorrentía (o cualquier otro contaminante a otro ambiente donde éste se deposite), y como este se acumula en el mismo. Para esto, es necesario contar con el conocimiento y las herramientas de otras disciplinas, relacionados principalmente a la modelación hidrográfica y geográfica del uso del suelo. A su vez, es necesario tener una buena estimación de como la exportación de nutrientes (u otros contaminantes) crea cambios en la calidad del ecosistema. Para este paso es relevante contar con el conocimiento de disciplinas tales como la ecología terrestre y acuática. Además, es imprescindible el conocimiento agronómico para entender los posibles impactos de las medidas en la productividad. Si bien toda esta interacción está basada en diferentes modelos estadísticos, y contienen ciertos grados de incertidumbre, es mejor que no contar con ninguna idea a priori, y sirve como marco de referencia. Desde este marco, podemos pensar como la implementación de diferentes instrumentos de política influye en los procesos de toma de decisiones de los productores, y estimar los cambios en la calidad del ecosistema a partir de cambios en estas decisiones. 123 Figura 10. Marco para el diseño de políticas desde un modelo integrado. (Fuente: elaboración propia basado en Irwin, 2016)44 A su vez, a la hora de evaluar diferentes instrumentos de política, es importante evaluar los costos de implementación de los mismos (tanto de monitoreo, administración, como a quiénes son objeto del instrumento), y los beneficios (monetarios y no monetarios) para la población en general como consecuencia del incremento en la calidad del ambiente. Es imprescindible guiar los procesos de toma de decisiones a partir de analizar los costos y beneficios de las diferentes acciones a modo de poder priorizar aquellas que brinden mayor resultado respecto a los costos y dificultad de implementación. El análisis de costos y beneficios en conjunto con el modelo integrado permite priorizar los instrumentos de política en función del beneficio neto para la sociedad, y la mejora en el ecosistema. Adicionalmente, permite considerar los efectos adversos de diferentes políticas y prácticas, y así evitarlos. Por ejemplo, muchas veces una forma de disminuir la carga de nitrógeno en los abonos es dejándolo escapar al aire, lo que incrementa las emisiones de GEI. Es importante en este esquema evaluar la complementariedad y competencia entre los instrumentos en relación a diferentes variables de objetivo ambiental. Por ejemplo, mientras la promoción de mantenimiento de humedales para mitigar la exportación de nutrientes a los cursos de agua, el mismo instrumento puede estar empeorando el desempeño respecto a otra variable de objetivo ambiental, como ser el incremento de emisiones de gases de efecto invernadero como consecuencia de mantener un humedal (Kerr & Kennedy, 2009). Este aspecto ha de ser analizado de forma cautelosa a la hora de diseñar instrumentos de política. 2. Analizar en profundidad las opciones de mitigación de emisiones disponibles para los productores uruguayos En parte de este reporte se resumió las posibles prácticas a promover para mitigación de la exportación de nutrientes a los cursos de agua desde el punto de vista de los entrevistados y los participantes del taller. Estos se resumen principalmente en: i) fomentar prácticas de fertilización integrada en el suelo, y ii) promover áreas riparias cerca de los cursos de agua. Sin embargo, la posible batería de opciones a promover es mucho más amplia, desde por ejemplo, promover cambios en el uso del suelo de ganadería a actividad hortícola, hasta el uso de inhibidores, diferentes sistemas de ración y 44Presentación de Prof. Elena Irwin en la conferencia pública del Instituto SARAS2 “Seeking sustainable pathways for land use in Latin-America”, 1º de marzo de 2016, Maldonado, Uruguay. 124 manejo de efluentes, o mejoras genéticas en el ganado. Esta fuera del alcance del presente reporte profundizar en estos aspectos. Sin embargo, han de ser analizados en detalle para el caso de estudio. 3. Fijar metas realistas, y acordar de forma participativa las causas y las posibles soluciones para las cuales se diseñarán las políticas Fue claro a partir de las entrevistas realizadas con diferentes hacedores de políticas que no existe un consenso respecto a las causas que provocan la exportación de nutrientes de fuentes difusas relacionadas a la actividad agropecuaria a las fuentes de agua. Mientras que el MGAP hace énfasis, y diseña políticas de forma activa para el control de la erosión del suelo, desde la DINAMA y parte de la academia se insiste en que el problema no es sólo la dosificación del fertilizante, sino también la estratificación, lo que daría un rol importante a la exportación del nutriente a través de la dilución de el fósforo en agua debido su alta concentración en las capas más superficiales del suelo. El diseñar políticas para ayudar a mitigar la exportación de nutrientes por una u otra vía puede implicar promover o no diferentes prácticas o uso de insumos. Para elegir que prácticas o insumos promover, de manera de cambiar los precios relativos entre nocivas y no nocivas, es necesario primero llegar a ese consenso. Sin embargo, a pesar de esa diferencia en el origen de las emisiones, ambas instituciones parecen coincidir en las soluciones. Por lo que esto debería de analizarse a fondo y tratar de solventar esa barrera. Por otro lado, un elemento clave para el éxito es que los productores objeto de la política comprendan cabalmente la relación entre sus acciones y los cambios en la calidad de los ecosistemas. Para eso, es necesario involucrar a los productores durante el proceso de diseño de la política, brindarles información, y alcanzar consensos. A su vez, es necesario que el proceso se realice de forma adaptativa. No siempre se lograrán los objetivos al primer intento, o con el primer diseño de la política, dado la complejidad tanto en las decisiones de producción, como en los ecosistemas. Así, es importante evaluar constantemente los instrumentos de política, e irlos ajustando a medida que se vaya viendo sus resultados. 4. Revisar los esquemas tributarios existentes, y redirigirlos de forma tal que continúen promoviendo la producción, pero ayudando a alcanzar objetivos de calidad ambiental La Tabla 18 de la sección 6.4 presentó diferentes exoneraciones tributarias respecto a insumos y prácticas relacionadas con la exportación de nutrientes a los cursos de agua. Esto permitió identificar oportunidades sobre las cuales redireccionar estos tributos, a modo de mitigar la exportación de nutrientes por fuentes difusas de la actividad agropecuaria. Es decir, podrían diseñarse las exoneraciones existentes, a modo de que promuevan prácticas que disminuyan la exportación de nutrientes. Al tratarse de exoneraciones, si se quiere alcanzar una meta de calidad ambiental, ésta ha de fijarse previamente, y luego se ha de rediseñar las exoneraciones a las diferentes prácticas e insumos de manera de que alcancen esa meta. Este aspecto incorpora complejidad, y disminuye la factibilidad para su aplicación en el muy corto plazo. Sin embargo, comenzar por la remoción de exoneraciones a prácticas nocivas, y redirigirlas a la promoción de prácticas más amigables sería un primer paso muy importante, más allá del cumplimiento de la meta en sí. En una segunda instancia, se puede comenzar a pensar en ajustes a éstos, a modo de alcanzar una meta de calidad ambiental dada. Sin embargo, se ha de tener claro que, al tratarse de exoneraciones, por ejemplo, al impuesto a la renta de las actividades económicas, o descontar el impuesto del valor agregado, su alcance es limitado, ya que el beneficio que los productores obtienen de cambiar a prácticas e insumos más amigables viene dado por la base de estos impuestos. En general, existe consenso en que promover la fertilización integrada en el suelo puede disminuir las exportaciones de nutrientes a cursos de agua. Failde et al. (2015) también mencionan la no fertilización, y complementar la alimentación de los animales con forraje. En ese sentido, algunas ideas que pueden ser implementadas en el corto plazo a partir de las entrevistas realizadas son: i) Exonerar el IVA de servicios agrícolas solamente a las aplicaciones de fertilizantes integrados en el suelo, y no a las aplicaciones superficiales (o poner tasas diferenciadas) ii) Exoneración del IVA en la adquisición de fertilizantes registrados diferenciada respecto al daño potencial de los diferentes insumos y su forma de aplicación. Es importante considerar los componentes activos, y como 125 diferentes formas del mismo componente activo pueden tener mayor o menor grado de exportación a cursos de agua, a la hora de realizar esta diferenciación. También podría plantearse esta exoneración respecto a la adquisición de complemento alimenticio cuando no se fertiliza. iii) Derogación de la devolución a la compra de fertilizantes fosfatados a los productores IMEBA y del cómputo del 40 por ciento de la compra de éstos a los productores IRAE. Podría pensarse en redirigir este beneficio hacia la promoción de prácticas de fertilización y/o del establecimiento en general que ayuden a incrementar la producción, pero con menor exportación de nutrientes. Lo mismo puede pensarse respecto a la complementación en la alimentación. Sin embargo, mientras que la incidencia del cómputo como inversiones para los productores IRAE no es conocida, el alcance de la remoción de las devoluciones por gastos en fertilizantes fosfatados a los productores IMEBA es limitada, dado que este instrumento casi no se utiliza. 45 Entre 2009 y 2017 el monto de adquisiciones de este tipo de fertilizantes por parte de los productores IMEBA que se presentó al trámite de devolución fue de $UY 292.426.062, lo que representó un crédito fiscal del 12 por ciento de la adquisición de $UY 35.091.136, y una renuncia fiscal por la exoneración de IVA (22 por ciento) de $UY 64.333.734.46 iv) Incentivar la aplicación integrada al suelo de fertilizante explícitamente a través del componente P+L de la Ley de Promoción de inversiones. En la actualidad, esto se encuentra dentro del componente ‘externalidades’, el que, según miembros de la COMAP, no ha sido casi explotado. Podría pensarse en incorporar adquisición de este tipo de maquinaria en proyectos de desarrollo agropecuario, o incentivar la inversión en la adquisición de la maquinaria necesaria para la prestación de estos servicios a través de las asociaciones y cámaras de servicios agropecuarios. Trabajar a través de exoneraciones tributarias uniformes para todos los productores tiene implicancias respecto a diferentes aspectos relacionados con los objetivos de política del instrumento. Por un lado, presenta varias ventajas. En particular, es factible de ser implementado, dado que ya existen esquemas tributarios que pueden ser reformulados. Esto implica que la administración de éstos se dé a través de los mecanismos ya existentes a través de la DGI. A su vez, la información requerida no sería diferente de la que se requiere en la actualidad. Los productores sólo necesitan información respecto a sus insumos y prácticas. En todo caso, la DGI necesitaría una reclasificación de insumos y prácticas que computen diferentes niveles de exoneraciones. Adicionalmente, sería un instrumento que brindaría flexibilidad, tanto al productor como al gestor. Los productores tienen flexibilidad a definir que prácticas e insumos implementar, en función de las condiciones del mercado. A su vez, el agente regulador puede cambiar las exoneraciones con cierta flexibilidad. Sin embargo, esto último no siempre es tan sencillo de hacer de forma ágil. Por otro lado, la principal desventaja de este mecanismo está asociada a que es un instrumento del tipo ‘segundo mejor’. Esto es, que se aplica de manera uniforme a todos los productores, y por lo tanto, puede alcanzar resultados no eficientes en el proceso de producción, ya que está dirigiéndose también a unidades de producción que tal vez no estén causando ningún efecto nocivo, y podrían tener mayor rendimiento con otras prácticas que son desincentivadas. Se ha de resaltar, además, que la efectividad de cambios en los instrumentos existentes a partir de derogar exoneraciones estará condicionado al grado de reacción de la demanda de fertilizantes por parte de los productores respecto al precio. Al tiempo que un incremento en el IVA de los fertilizantes puede motivar a los productores IMEBA a usar más eficientemente el insumo, probablemente poco logrará la derogación de la devolución del 12 por ciento de las compras a estos productores, dada la baja cantidad de productores que solicitan este reintegro Respecto a los productores IRAE, aplicar tasas diferenciadas según el posible daño ambiental a la parte de la compra de fertilizantes que pueden computar como inversión en la declaración a la renta podría ser efectivo. Sin embargo, es fundamental ofrecer a los productores alternativas para sustituir aquellos insumos y prácticas que se quieren desalentar. Si los productores no tienen alternativas que se les vuelvan viables, simplemente no reaccionarán a los cambios en los precios relativos, e incluso, incrementarán la conflictividad ya que su alternativa se volverá en disminuir la producción. En caso de que estos cambios tributarios uniformes no logren cambiar el comportamiento, será fundamental intentar utilizar parte de la recaudación de, por ejemplo, un incremento en el IVA de servicios agropecuarios para fertilización 45 Ing. Agr. Adrián Tambler, sub-director de OPYPA, comunicación personal durante la reunión con su división en la misión de Junio de 2017. 46 Comunicación personal de la Cra. Ana Laura Calleja, de la DGI. 126 superficial, o fertilizantes en general, para desarrollar sustitutos y ayudar a la adopción de los mismos. En el mismo sentido, es importante acompañar medidas como las ii) y iii) con medidas como la i). Finalmente, este es un ejercicio realizado de forma primaria, a partir de entrevistas y el trabajo de Ferla (2017). Es importante analizar en detalle todo el esquema de tributos y exoneraciones a los que se enfrentan los diferentes tipos de productores, así como incorporar al análisis estos aspectos respecto a otros agentes de la cadena productiva, de comercialización de insumos, y prestadores de servicios agropecuarios. A modo de evaluación de las implicancias que podría tener una reconversión de las prácticas productivas, Failde et al. (2015) calculan que reducir las exportaciones aplicando fósforo incorporado al suelo tendría un costo de USD 140 /ha/año en total (UDS 65 en que ya incurre por el costo del fertilizante y USD 75 adicionales por el proceso de incorporación). Failde et al. (2015) evalúan como alternativa incorporar el fertilizante en la pastura, proveer al ganado con suplemento alimenticio como forma de complementar la dieta de los mismos. Según el precio del suplemento y la dotación de vaca masa en la cuenca, no fertilizar y suplementar el ganado lechero costaría entre USD 8,30 y 9,90 /ha/año, dependiendo de si se proporcionan 5 o 6 grs. P/animal/día respectivamente. Los autores evalúan el costo fiscal directo para el Estado bajo dos escenarios. Se analizan dos escenarios, debido a la falta de conocimiento del nivel de P en el suelo en la cuenca. Si se compensara a los productores agropecuarios para que se cambiaran a estas dos prácticas que disminuyen la exportación de fósforo a cursos de agua, representaría para el Estado un costo fiscal directo de USD 3,4: en un escenario en el que una alta proporción del área no recibe compensación, llegando a los USD 7,7: en un escenario en que 50 por ciento del área recibe la mayor compensación posible por hectárea. La gran variabilidad en el costo directo para el Estado para los diferentes escenarios resaltan la importancia de profundizar en el conocimiento de la línea de base respecto al fósforo en suelo en la cuenca. 5. Diseñar nuevos instrumentos de política que complementen los instrumentos ya existentes, ayudándolos a ganar eficiencia Como se mostró en la Sección 6.2, ya existen diversas políticas que buscan regular las prácticas e insumos en búsqueda de mejorar la calidad del agua en la cuenca del Río Santa Lucía. En la presente sección brindamos algunas ideas para el diseño de instrumentos de política que puedan ayudar a complementar las políticas existentes, en pos de incrementar la eficiencia de los instrumentos, brindando mayor flexibilidad a los productores agropecuarios para tomar las medidas de mitigación tomando en cuenta su rentabilidad privada 5.1 Complementando los Planes de Lechería Sostenible Unos de los instrumentos vigentes que resalta son los Planes de Lechería Sostenible (PLS), los que incluyen un plan de fertilización para los productores lecheros en la cuenca del RSL. Contar con planes de fertilización, permite llevar una contabilización de la cantidad de nutrientes que entran y salen en cada unidad de producción. Este plan de contabilización es la base de muchos instrumentos de política que buscan alcanzar la asignación más eficiente de los recursos. En este esquema, se desarrollan a continuación dos posibles instrumentos que pueden alcanzar soluciones eficientes. 5.1.1 Esquema de depósito – devolución por entradas y salidas de nutrientes en las unidades productivas Uno de los grandes desafíos a la hora de implementar correcciones a las decisiones privadas de producción es conocer información respecto a los procesos de producción que es privada, es decir, sólo los productores conocen. En un esquema como éste, donde es posible conocer las entradas al sistema a través de, por ejemplo, planes de fertilización, establecer un sistema de depósito – devolución llevaría a dar incentivos a los productores para revelar sus decisiones, y alcanzar la solución más eficiente. Un esquema depósito – devolución es un esquema similar al que se da con los de botellas de vidrio, donde el consumidor paga un monto fijo cuando adquiere el envase, el que le es retornado cuando devuelve el envase a través de un agente previamente fijado. Holterman (1976) y Hansen (1999) han propuesto este esquema para exportaciones de nitrógeno y fósforo, respectivamente, proveniente de fuentes difusas relacionadas con la actividad agropecuaria. Este tipo de esquema no ha sido utilizado anteriormente para control de contaminación difusa, y por eso no ha sido incluido en la revisión de experiencias internacionales. 127 En este contexto, los productores agropecuarios pagarían un impuesto sobre los insumos (fertilizantes y complementos alimenticios para el ganado), y recibirían una devolución en función de sus salidas, calculadas a partir de los alimentos que produzcan y salgan del establecimiento. Así, los productores sólo pagarían en función de la pérdida de nutrientes a lo largo del proceso productivo. Las ventajas de un sistema como éste, es que crea incentivos para evitar las pérdidas de nutrientes durante el proceso productivo (DEC, 2016):  Incentiva a los productores a comercializar y aplicar abono orgánico, en lugar de adquirir fertilizantes químicos. Esto es importante no porque los fertilizantes químicos sean menos nocivos que los abonos orgánicos (ambos tienen el mismo principio activo), sino porque logra crear una demanda por el abono orgánico producido en los establecimientos lecheros y de carne, permitiendo distribuirlos en el terreno, en vez de ser vertidos directamente a los cursos de agua.  Utilizará información relacionada la medición de la cantidad de nutrientes en suelo que ya se recogerá tanto a través de los planes de fertilización, como a través del Plan de acción del Santa Lucía, el que prevé la fertilización basada en medición de forma obligatoria  Puede diferenciarse por regiones, o por sectores productivos Sin embargo, también presenta algunas desventajas. Por un lado, implica altos costos administrativos, aunque no está claro que sean mayores que en los que ya se incurre para la administración de los PLS. Por otro lado, se debería de analizar en detalle la interacción con los cultivos que fijan nutrientes en el suelo. Esta medida en general se ha promovido, pero sus efectos sobre este tipo de contabilización puede que no permitan la salida de nutrientes, disminuyendo así el reembolso. En caso de que aún bajo un esquema como este se sigan manteniendo unidades productivas que no son eficientes en la actividad, se debería de complementar con un esquema de subsidios a acciones para control de la exportación de nutrientes (por erosión o dilución) que sea comprobable. Este punto lo tratamos con más detalle más adelante en la sección 3.2. de este reporte (llamado, “Impuestos o subsidios sobre las emisiones esperadas o insumos/prácticas”). 5.1.2 Mercados de aplicación de fertilizantes El hecho de que los PLS brinden información de un programa de fertilización e información de la cantidad de nutrientes en el suelo, abre la puerta a pensar un esquema de transacciones de aplicación de nutrientes, como en el caso del Lago Taupo, en Nueva Zelanda. Este mecanismo sería muy ventajoso en el caso de que diferentes productores de ganado para leche se enfrenten a medidas de mitigación heterogéneas. De esa manera, un mercado de emisiones permitiría que aquellos productores que afrontan mayores costos marginales de mitigación compensen sus exportaciones de nutrientes a través de financiar la mitigación a través de productores con menores costos marginales de mitigación. Sería recomendable, seguir al igual que Nueva Zelanda, un esquema de cap-and-trade, a modo de poder dejar fijo el nivel total de emisiones. Establecer un esquema como este puede ser más complejo que la propuesta anterior, según las opiniones volcadas en el taller, tanto por su complejidad administrativa como respecto a la comprensión del problema por parte de los productores. A su vez, se ha de considerar la complejidad en la estimación de emisiones de fósforo, respecto a las emisiones de nitrógeno, que es lo que es transado en Nueva Zelanda. Esto ha de ser analizado en detalle si este instrumento se considera factible en una primera instancia. Se ha mencionado durante el Taller que existen limitaciones a la fijación de un tope a las emisiones, al tiempo que se ha considerado que un mercado de emisiones sería poco factible debido a la complejidad para comprender la relación entre las acciones y el resultado por parte de los productores, y la dificultad para su administración. Sin embargo, parece existir la información adecuada. Dado lo anterior, lograr superar estas limitaciones parece principalmente un problema de alinear las diferentes voluntades, políticas y no políticas, a comprometerse con una solución al problema de la exportación de contaminantes de fuentes no difusas de la actividad agropecuaria de la forma más eficiente. 128 Otro punto fundamental a analizar es como llevar adelante el proceso de asignación de permisos de emisión. En general, el grandfathering es una de las formas más viables. Esto ha de considerarse con cuidado, dado que puede llegar a provocar extender áreas a ciertos usos, o intensificar la acumulación de fósforo, con el fin de obtener una mayor parte de la cuota. Adicionalmente, es recomendable que al igual que en el caso de Nueva Zelanda, se cree un fondo para la conservación, con el fin de financiar medidas de mitigación, y retirar permisos del mercado a fin de disminuir las emisiones. Esto se trata con mayor detalle en la sección 3.2. Impuestos o subsidios sobre las emisiones esperadas o insumos/prácticasen este reporte (llamado, “Impuestos o subsidios sobre las emisiones esperadas o insumos/prácticas”). 5.2 Incentivos a la regeneración y conservación de áreas riparias Hoy en día, existen diversos programas gubernamentales con participación voluntaria de los productores, que brindan principalmente asistencia técnica, pero también financiera, para la implementación de prácticas productivas amigables con el ambiente, y disminuir la vulnerabilidad al cambio climático. De hecho, el programa DACC provee subsidios a la mejora de manejo de efluentes de tambos. Si bien esto es una fuente puntual, está estrechamente relacionado con la exportación de nutrientes a los cursos de agua. Sin embargo, el programa DACC ha contado, hasta la fecha, con la participación de aproximadamente 30 por ciento de los productores.47 En este sentido, se podría pensar en complementar los programas existentes a través de programas de acuerdos ambientales. Por un lado, se podría pensar un programa de acuerdos para financiar o co-financiar la implementación de regeneración de áreas buffer. Esto es diferente a un programa de pagos por servicios ambientales, ya que se estaría financiando la asistencia técnica y otros gastos que sean necesarios para regenerar las áreas buffer, pero no la compensación al productor agropecuario por el costo-de oportunidad de no poder producir en esa unidad productiva. Si bien, esto puede disminuir los incentivos por parte de los productores a participar, no parece haber aceptación por parte de la DINAMA a llevar adelante un esquema de ese tipo. A su vez, si bien existen productores pequeños en Uruguay, éstos son relativamente grandes respecto al resto de Latino América, donde los programas por servicios ambientales se han considerado muy exitosos, no sólo por el ayudar al cumplimiento de objetivos ambientales, sino también porque brindan una oportunidad de re-distribución del ingreso hacia parte de la población rural, la que generalmente es más carenciada, así como achicar brechas respecto a acceso a educación y salud, a cambio de cuidar del ambiente. En ese sentido, podría complementarse un esquema de acuerdos ambientales con exoneraciones fiscales para aquellos productores que participen del programa. Esto también podría aplicarse al programa DACC para incrementar la cantidad de tambos que participan del mismo, u a otros programas. En caso de implementarse medidas de este tipo, se recomienda asignar los pagos a través de un esquema de co- financiamiento, y a través de un esquema de subastas. Esto permite comenzar financiando a aquellos productores que presentan una mayor disponibilidad a colaborar con fondos propios, incrementando la eficiencia del programa. Adicionalmente, existe en la actualidad el Fondo Nacional de Medio Ambiente (FONAMA). Éste podría ser fortalecido, y servir de base para este tipo de programas. 6. Entender en detalle los procesos de toma de decisiones de uso del suelo, de aplicación de fertilizantes, y la reacción de los productores a los diferentes incentivos Hasta ahora hemos hablado de un esquema general para el diseño de políticas, y de algunas recomendaciones de políticas concretas. Sin embargo, para el buen diseño de instrumentos es necesario entender que tan sensibles son los productores a los diferentes incentivos que afrontan. A su vez, es importante considerar determinantes económicos y no económicos en el análisis, así como la aversión al riesgo de los productores. 47Ing. Agr. Jorge Marzaroli, Gerente Ejecutivo Programa DACC, comunicación personal en una reunión durante la misión de la presente asistencia técnica en junio 2017. 129 Productores de diferente naturaleza reaccionan de diferente forma. Incluso, incentivos diseñados de forma que no consideren la heterogeneidad de los productores pueden llegar a desplazar comportamientos altruistas y conservacionistas ya existentes. A su vez, productores muy aversos al riesgo serán muy reacios a fijar sus incentivos respecto a medidas que dependen de otros productores y de la variabilidad natural. A su vez, algunos autores argumentan si bien el uso de insumos, como ser fertilizantes, incrementa el rendimiento de los cultivos, existe incertidumbre respecto a cuál será el rendimiento. Es implica que la variabilidad en los rendimientos es mayor cuando se incrementa el uso de estos insumos. Así, si la incertidumbre de los productores está dominada por la variabilidad en el rendimiento, deberíamos de observar una disminución en el uso de estos fertilizantes. Sin embargo, esto no se suele observar. Esto se explica por el hecho de que los productores, si bien pueden ser aversos al riesgo, prefieren no correr el riesgo de perderse el alcanzar un rendimiento alto en caso de que se den las mejores condiciones climáticas (Babcock, 1992). El análisis de los procesos de tomas de decisiones de uso del suelo, se puede abordar a través de análisis econométricos o de optimización (Plantinga, 2016). Estos permiten entender como los productores toman sus decisiones en función de motivaciones económicas y no económicas. Para el primero se requiere información de encuestas. Dependiendo de las encuestas ya realizadas disponibles, puede que no sea necesario recopilar información primaria nueva. Esta es una línea que es deseable profundizar si se quiere entender bien la motivación y la reacción a los incentivos. El segundo es factible hacerlo a nivel agregado, y a partir de información secundaria. Sin embargo, ese análisis pierde la heterogeneidad en los tipos de productores. A su vez, sin recolección de información primaria sería difícil profundizar en las motivaciones no económicas relacionadas a las decisiones de uso del suelo y de elección de tecnologías de producción. Este tipo de modelos permitiría analizar como cambios en los incentivos de los productores se reflejarían en cambios en el uso del suelo, y por ende, a través del modelo integrado, en la calidad del ecosistema. 7. Entender las barreras a la adopción de tecnologías y participación en programas de política Los productores no sólo deciden qué actividad desarrollar, sino que también deciden cómo hacerlo. Por un lado, la adopción de tecnologías de producción menos nocivas puede simplemente ser consecuencia de la disminución en el retorno de la actividad. Sin embargo, existen otras barreras que pueden jugar un importante rol (Jaffe, 2017), relacionados a los costos de transacción, a la información, el costo de ajustarse a la nueva tecnología, la ausencia o la estructura de los mercados, a la generación de externalidades que los productores no se apropian (por ejemplo, arrendatarios, o externalidades positivas sobre los productores vecinos), o elementos relacionados al comportamiento, como la tendencia a mantenerse en las prácticas que suelen emplear, la aversión al riesgo, el rol de la incertidumbre, el efecto de los pares, u otras motivaciones no económicas. Esto podría analizarse en detalle a través de análisis econométrico basado en información primaria que ha de ser recopilada a través de encuestas. Esto permite analizar no sólo diferentes aspectos, económicos y no económicos, de cómo los productores desarrollan sus actividades en la actualidad, sino también de que tan propensos son a elegir esquemas alternativos. Esto permite evaluar algunos instrumentos o la preferencia por adopción de prácticas que aún no han sido implementadas a través de análisis de preferencias declaradas. 130 REFERENCIAS Bruno, A. (2006). Proyecto Reducción Responsable. Revista Del Plan Agropecuario, 17–21. Connor, J and Bright, M. (2003). "Which Market Based Instrument Approaches to Natural Resource Management?" Australian Agricultural Resource Economics Society 2003. Allen, M. (2016). Forms of farm support / subsidy as operated in selected countries and associated conditions. Babcock, B.A. (1992). “The Effects of Uncertainty on Optimal Nitrogen Applications”, Applied Economic Perspectives and Policy, Volume 14, Issue 2, Pages 271–280, https://doi.org/10.2307/1349506 Baumol, W. and Oates, W. (1988). 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Nombre Institución Fecha y Lugar Ana Laura Calleja DGI División análisis macroeconómico Juan Chavez 1 MEF 7 de junio 2017, MEF Daniela Lavín MEF Rossana Gaudioso SNAAC Carlos Perdomo Facultad de Agronomía 2 7 de junio 2017, SNAAC Rossana Gaudioso SNAACC Fabiana Bianchi 8 de junio 2017, Banco 3 Verónica Piñeiro SNAACC Mundial Rossana Gaudioso Instituto de Economía de la Facultad Miguel Carriquiry de Ciencias Económicas y de Administración (FCEEyA) UdelaR 8 de junio 2017, Banco 4 Universidad ORT y Centro de Mundial Francisco Rosas Investigaciones Económicas (CINVE) Rossana Gaudioso SNAACC Dirección General de Recursos Mariana Hill Naturales MGAP 4 8 de junio 2017, SNAACC Oficina de Programación y Política Mariela Buonomo Agropecuaria (OPYPA) del MGAP Marisol Mallo DINAMA del MVOTMA 5 8 de junio 2017, DINAMA Santiago Guerrero DINAMA del MVOTMA Fabiana Bianchi 9 de junio 2017, Banco 6 Verónica Piñeiro SNAACC Mundial Rossana Gaudioso 9 de junio 2017, Banco 7 Federico Ferla FAO Mundial Adrián Tambler Cecilia Jones Mariela Buonomo OPYPA MGAP 9 de junio 2017, OPYPA 8 Natalia Barboza MGAP María Noel Ackerman Jorge Marzaroli DACC MGAP Ana Laura Calleja DGI 16 de junio 2017 9 Santiago Guerrero DINAMA MVOTMA DGI Virginia Chiesa DINAMA MVOTMA 136 ANEXO C. ACTIVIDADES PARA LA SESIÓN DE INSTR UMENTOS DE POLÍTICA PARA CONTROL DE CONTAMINACIÓN PROVENIENTE DE LA ACTIVIDAD AGROPECUARIA Introducción Los días 12 y 13 de junio de 2017 se realizó un taller en Montevideo, donde se presentaron los avances de la asistencia técnica que el Banco Mundial se encuentra prestando a Uruguay. Dentro del taller, se realizaron dos actividades relacionadas al componente de instrumentos de política para control de la contaminación: i) discusión general y análisis sobre la percepción y priorización de problemas de contaminación del agua relacionado al uso de nutrientes, y ii) mesas de trabajo para identificación de elementos a considerar para el diseño de instrumentos de política que sean factibles de ser aplicados en el caso uruguayo. Tal como fue acordado con la contraparte del gobierno de Uruguay, durante el taller se discutieron únicamente instrumentos para el control de contaminación relacionados al exceso de nutrientes, relacionado principalmente al uso de fertilizantes. ACTIVIDAD 1: PERCEPCIÓN Y PRIORIZACIÓN DE PROBLEMAS AMBIENTALES Objetivo: El objetivo de esta actividad fue conocer la percepción y priorización de aspectos relacionados a la contaminación de la actividad agropecuaria relacionada con el uso de nutrientes por parte de técnicos trabajando en agencias gubernamentales y hacedores de políticas. Participantes: directores de división y técnicos ministeriales en temas relacionados a la actividad agropecuaria, la calidad del ambiente, y economía y finanzas. Descripción de la actividad: La presente actividad se llevó a cabo durante la última hora del primer día del Taller. Consistió en la realización de una encuesta en tiempo real, donde a los participantes se les planteó una serie de preguntas a través de una aplicación web, y los resultados se analizaron en tiempo real. A continuación de cada pregunta, se procedió a discutirla y analizarla en forma de plenario. El presente ejercicio busca actuar como rompedor de hielo, para comenzar a distinguir puntos de acuerdo o desacuerdo entre los participantes del taller, quiénes, a fin de cuentas, son los encargados de diseñar y llevar adelante las políticas nacionales. Esto es muy relevante, a la hora de poder empezar a analizar de forma conjunta que tipo de medidas se pueden desarrollar. La Tabla B. 4. presenta las preguntas que se desarrollaron en el taller. Para su diseño, se partió de una lista de preguntas potencial, que luego fue refinada a partir de las entrevistas realizadas en los días previos al taller (ver Anexo B. para ver una lista de las entrevistas realizadas). Resultados esperados: Conocer la percepción y priorización de los principales problemas ambientales relacionados a la contaminación del agua en la cuenca del Río Santa Lucía. Mostrar la heterogeneidad u homogeneidad de opiniones respecto a temas prioritarios y causas de los problemas de degradación ambiental. 137 Tabla B. 4. Cuestionario para el desarrollo de la consulta de priorización y percepción de problemas ambientales. Sección I: Datos generales Nombre: Organización MGAP, MVOTMA, MEF, SNAACC, OSE, Otra (¿cual?) Sección II: Priorización de temas críticos P1. Para los siguientes temas críticos relacionados a la cuenca del Río Santa Lucía, por favor ordene las opciones según la importancia que les asigna (donde el valor 1 es el más importante, y así sucesivamente hasta llegar a 9, que es el menos importante) 1. Reducción de la contaminación proveniente de industrias y saneamiento urbano 2. Reducción de la contaminación proveniente de los efluentes de tambos y feedlots 3. Reducción de la contaminación proveniente de las prácticas de cobertura del suelo y fertilización en la actividad agropecuaria 4. Preservación de la biodiversidad 5. Desarrollo de actividades económicas que tengan en cuenta la preservación de los recursos naturales y la calidad ambiental 6. Fortalecimiento de la participación de la sociedad civil en la toma de decisiones de aspectos relacionados al desarrollo y cuidado ambiental 7. Fortalecimiento de la cooperación entre entidades gubernamentales para la mejora de la calidad ambiental de la cuenca 8. Mejor información sobre el impacto ambiental del manejo actual de los vertidos industriales y urbanos 9. Mejor información sobre el impacto ambiental de las practicas agropecuarias Sección III: Causas de los problemas P2. A continuación vemos una lista de posibles causas de los problemas relacionados a la calidad del agua en la cuenca del Santa Lucía. Por favor, califique cada uno de los problemas en una escala de 1 a 5, de acuerdo al grado de importancia según su opinión, donde 1 representa “ninguna importancia” y 5, “máxima importancia”. Ninguna Importan Máxima importancia importancia cia relativa 1 2 3 4 5 1. No disponibilidad de tecnologías adecuadas de tratamiento de vertidos industriales y urbanos 2. No disponibilidad de tecnologías adecuadas de tratamiento de vertidos de tambos y feedlots 3. No disponibilidad de mejores prácticas de fertilización y manejo de cobertura del suelo por parte de la actividad agropecuaria 4. Normativa ambiental insuficiente 5. Falta de incentivos (económicos y no económicos) a nivel de las empresas para mejorar el tratamiento de efluentes industriales 6. Falta de incentivos (económicos y no económicos) a nivel de los productores agropecuarias para implementar prácticas más amigables con el ambiente 7. Falta de conocimiento científico sobre las causas del deterioro ambiental de la cuenca del Santa Lucía 8. Desarrollo de emprendimientos urbanos que no cumplen con los Planes de ordenamiento territorial a nivel departamental y nacional. 9. Superposición de competencias entre las diferentes autoridades nacionales Sección IV: Actitudes ambientales P3. Para finalizar, le voy a leer una serie de afirmaciones. Por favor, indique en qué medida está o no de acuerdo con cada una de ellas. Para ello, indique su opinión en una escala del 1 al 5, donde 1 es “totalmente en desacuerdo” y 5 “totalmente de acuerdo”. Totalmente en Ni de acuerdo ni Totalmente de acuerdo desacuerdo desacuerdo 1 2 3 4 5 1. La prioridad número uno del Estado debe ser la satisfacción de las necesidades básicas delas familias de menores recursos, principalmente en materia de empleo. El cuidado y mejoras en la calidad ambiental es un lujo que sólo se pueden dar los países ricos. 2. Los productores agropecuarios disponen de prácticas para la aplicación de fertilizantes y manejo de cobertura del suelo más amigables, pero no las implementan por ser muy costosas 3. Los productores agropecuarios estarían dispuestos a cambiar sus prácticas de producción y manejo de recursos naturales, pero no conocen alternativas menos nocivas 4. Los grandes productores agropecuarios no se interesan por los problemas ambientales 5. Tendría que limitarse el crecimiento urbano y el desarrollo de determinadas actividades económicas que perjudican la calidad del agua de la cuenca del Santa Lucía 6. La contaminación de la cuenca del Santa Lucía se origina en la falta de coordinación de las políticas ambientales entre ministerios 7. No hay suficiente información confiable sobre la calidad ambiental de la cuenca del Santa Lucía 8. Las ONGs ambientalistas y otros actores exageran sobre los niveles de contaminación de la cuenca del Santa Lucía 9. La aplicación a rajatabla de las normativas ambientales se convierten en un freno para las inversiones productivas 138 ACTIVIDAD 2: MESAS DE TRABAJO PARA IDENTIFICACIÓN DE ELEMENTOS A CONSIDERAR PARA EL DISEÑO DE INSTRUMENTOS DE POLÍTICA QUE SEAN FACTIBLES DE SER APLICADOS EN EL CASO URUGUAYO. Objetivo: Identificar elementos que pueden ser utilizados por los tomadores de decisiones para el diseño de instrumentos de política para controlar la contaminación de cursos de agua como consecuencia del uso de fertilizantes en la cuenca del Río Santa Lucía (Uruguay). En particular, se espera obtener elementos respecto a: i) que tipo de instrumentos son factibles de ser aplicados desde la perspectiva de las agencias de gobierno, ii) que barreras institucionales pueden existir para diseñar instrumentos de política para incentivar o desincentivar diferentes alternativas de prácticas productivas. Participantes: directores de unidad y técnicos ministeriales en temas relacionados a la actividad agropecuaria, la calidad del ambiente, y economía y finanzas. Descripción de la actividad: Esta se llevó adelante durante la segunda mitad de la sesión de instrumentos de política para control de la contaminación difusa. Durante la primera parte de la sesión se desarrolló una presentación de los instrumentos de política generalmente utilizados para el control de la contaminación agropecuaria, y las experiencias internacionales respecto a su aplicación. En la segunda parte de la sesión, se procedió a dividir a los participantes en mesas de trabajo de no más de 6/8 participantes. La duración de la sesión fue en total 2 horas. La primera hora y media se trabajó en grupos. Al día siguiente, se abrió el taller con una socialización de la visión de cada una de las mesas. En la primera dinámica se siguió el marco de análisis propuesto por Connor y Bright (2003) para una aproximación cualitativa a la identificación de ventajas y restricciones. Cada mesa de trabajo desarrolló dos dinámicas, abocadas a responder una pregunta fundamental cada una de ellas. Cada dinámica duró media hora. Composición de los grupos: Se buscó que las instituciones estén representadas en cada uno de los grupos. Esto busca brindar diversidad y una rica discusión adentro de cada mesa. Los grupos serán conformados de antemano. Cada grupo contó con un facilitador que ayudó a encausar la discusión, y reportará la misma durante la etapa de socialización. 139 DINÁMICA 1: DETERMINANTES INSTITUCIONALES PARA LA FACTIBILIDAD DE UN INSTRUMENTO BASADO EN INCENTIVOS ECONÓMICOS La primera dinámica busca analizar entre los participantes de la mesa los determinantes institucionales. Para ello, los participantes han de recorrer el árbol de factibilidad de la Figura C. 1. Figura C. 1. Árbol de factibilidad de instrumentos basados en incentivos económicos. (Fuente: elaboración propia basado en Connor y Bright, 2003) Guía para moderadores de mesas Cuadrante 1. Esta regulación refiere a las emisiones de la actividad agropecuaria (difusa). Por ejemplo, sí existen topes a las emisiones industriales, pero acá buscamos saber que topes legales existen a las actividades agropecuarias. Si la respuesta es ‘No’, se puede analizar si es factible hacerlo o no, y en caso de ser factible se puede avanzar por el árbol con la misma lógica (es decir, en caso de que no exista, se puede analizar la factibilidad de que exista). Cuadrantes 2 y 3: Estos cuadrantes buscan ligar la discusión respecto a sobre quién es factible cargar la responsabilidad de la mejora ambiental. La idea es desvincular de donde aplicar las medidas, de quién lo debe de pagar. Por ejemplo, ¿hay lugar para que quienes se beneficiarían de una mejoría en la calidad del agua aporten al financiamiento de medidas para remediarlas? (de hecho, ya lo hacen, a través de decisiones privadas, como consumo de agua embotellada, o filtros, o costos más altos de OSE). En la discusión de estos cuadrantes probablemente salgan cuestiones relacionadas a subsidios, y mix de políticas, que sería relevante recopilar. 140 Cuadrante 4: El último cuadrante busca analizar, una vez se haya llegado a un consenso de si es factible o no desarrollar instrumentos basados en las ‘emisiones esperadas’, en los insumos/prácticas relacionadas, o en la concentración ambiental. Sería deseable conocer la aceptabilidad de cargar sobre estimaciones de emisiones, respecto a prácticas/insumos, o concentración ambiental. DINÁMICA 2: ANÁLISIS DE BARRERAS INSTITUCIONALES PARA EL DESARROLLO DE INSTRUMENTOS ECONÓMICOS PARA INCENTIVAR / DESINCENTIVAR CAMBIOS EN LAS PRÁCTICAS PRODUCTIVAS Objetivo: El objetivo de esta dinámica es analizar las barreras institucionales para implementar instrumentos de política basados en incentivos económicos para incentivar o desincentivar diferentes prácticas e insumos. En la dinámica anterior se exploró la posibilidad de implementar impuestos / subsidios sobre las emisiones esperadas, insumos/prácticas, y concentración ambiental. En esta sección, nos concentraremos directamente en posibles instrumentos económicos para la promoción de ‘buenas prácticas’ según diferentes guías de manejo de los diferentes ministerios, así como prácticas identificadas a partir de las entrevistas con actores claves (ver Anexo 1). 141 Tabla C. 5. Prácticas e insumos sobre los que se podría implementar instrumentos de política para incrementar o disminuir su utilización o práctica. Instrumento que podría aplicarse y sus Posibles medidas barreras institucionales 1 Fertilización incorporada en suelo (servicio agrícola) 2 Fertilización superficial (servicio agrícola) 3 Rotación de pasturas de ciclo largo (anuales vs. perennes) Deducciones fiscales por demostrar cumplimiento Planes de Uso y Manejo del 4 Suelo, y Planes de Lechería Sostenible Reducción/eliminación devolución gasto en fertilizantes (12 por ciento en 5 productores que tributan IMEBA) y de cómputo 1,5 en productores que tributan IRAE Contratos y pagos/subsidios por conservación de vegetación en áreas riparias a 6 los productores Análisis químico del suelo previo a la instalación de los cultivos, para ajustar la 7 dosis de fertilizante. 8 Otros: 142 ANEXO D. RESULTADOS DE LA ACTIVIDAD 2 DEL TALLER DEL DÍA 12 DE JUNIO DE 2017 DINÁMICA 1: DETERMINANTES INSTITUCIONALES PARA LA FACTIBILIDAD DE INSTRUMENTOS BASADOS EN MERCADOS EXISTENTES O LA CREACIÓN DE NUEVOS MERCADOS La primera dinámica busca analizar entre los participantes de la mesa los determinantes institucionales. Para ello, los participantes han de recorrer el árbol de factibilidad de la Figura C. 1. Los participantes del taller se dividieron en tres grupos de trabajo, según se detalla en la Tabla D. 6. La Tabla D. 7. resume los puntos tratados en cada grupo respecto a la Dinámica 1. Tabla D. 6. Integrantes de los grupos de trabajo. Grupo 1 Grupo 2 Grupo 3 Francisco Rosas – ORT/CINVE Marisol Mallo - DINAMA Alicia Torres - MIEM Luis Reolon - DINAMA Mateo Juri - DINAGUA Fabiana Bianchi - SNAACC Gozalo Gomez - OSE Pablo Reali - DINAMA Pablo Kok - DINAMA Flora Mer – IRI (International Research Institute for Climate and Rossana Gaudioso - SNAACC Matías Piaggio – EfD-CATIE / UdelaR (Banco Mundial) Society de Columbia Univesity) Miguel Carriquiry – IECON UdelaR Renato Vargas – Banco Mundial Silvana Alcoz - DINAGUA Virginia Chiesa - DINAMA Paul Martin – Banco Mundial Giovanni – Banco Mundial Mariela Buonomo - OPYPA Juan Pablo Castañeda – Banco Mundial Fernando Miralles –University of Maryland (Banco Mundial) Bettina Miguez – DGRN del MGAP 143 Tabla D. 7. Puntos discutidos en cada uno de los grupos de trabajo respecto a la Dinámica 1. Cuad. Resp. Grupo 1 Grupo 2 Grupo 3 Si bien no representan estándares, se destacan los siguientes planes como Directos:  1. Estándares: medidas de regulación: Plan de Lechería Sustentable (límite o Sobre los vertidos: puntuales Plan de acción de la Cuenca del Santa Lucía (alcance local). Una de las fertilización) principalmente medidas establece un estándar que limita fertilización (>30 ppm fósforo). o Sobre las concentraciones (aplica a Establece prácticas y medidas orientadas a reducir las descargas a cursos de Plan de Acción Cuenca Río Santa Lucía las fuentes difusas) agua. En particular, medidas de regeneración Planes de uso y manejo del suelo (alcance nacional; amplio porcentaje de zonas buffer y de fertilización basada en o Decreto de 1979 cobertura con planes). Establece limitaciones en el uso del suelo para fines medición  Desactualizados agrícolas orientados a reducir problema de erosión del suelo. Estas  10 años intentando actualizarlo limitaciones implican indirectamente una disminución de la cantidad Indirectos  En valores de los estándares y descargada a cursos de agua. Planes de uso y manejo del suelo también conceptualmente para que Si tenga un objetivo de calidad y no se 1 centre tanto en el estándar. o Otro estándar es el que implica la LUMS. Aplica a fuentes difusas, erosión  Lechería sostenible  Ya están paso Severino y aguas corrientes  Para el año que viene se cubre toda la cuenta del Santa Lucía No Existe tope a la erosión Duda de si existe tope a aplicación Si fertilizantes en PSL Fertilización basada en medición sería un 1a. tope No existen topes a la emisión, sí a la erosión en PUMS. No existen estándares que limiten el uso de insumos. Los hay indirectamente en No No define un tope en base al uso de insumos el Plan de Acción de la Cuenta del Sta Lucía y en el Plan de Uso y manejo de suelos, implícitos en las medidas/prácticas o acciones que debe adoptar el productor para cumplir con las exigencias que establecen los planes. 144 Cuad. Resp. Grupo 1 Grupo 2 Grupo 3 Sería factible explorar sobre aplicación Esquemas transables. fósforo (tipo NZ), pero no sobre erosión Requiere un gran conocimiento de las características de No existió acuerdo en el grupo con relación a la aplicación de pagos x (cobertura suelo no es negociable por la cuenca compensación. MGAP) Parece haber la información adecuada (es un poco ambiguo esta respuesta) En la actualidad ya existen esquemas que El sistema sería muy difícil de administrar podrían entenderse como de Requiere cambio en la normativa, la vigente no lo ‘compensación’, como podría ser el subsidio para mejora tecnológica en tambos. Eso permite, 10 años para hacer un cambio de ese decreto sería factible de ampliarse a otras medidas 1979, existen restricciones a que se cambie. 1.b 145 Cuad. Resp. Grupo 1 Grupo 2 Grupo 3 No, nadie paga. Algunos actores del grupo señalaron que sería factible Desde DINAMA no habría resistencia a implementar algún instrumento o mecanismo que permita internalizar estas cargar al contaminador. externalidades a quienes la generan, ya que se percibe que Sin embargo, en el país no hay tradición institucionalmente, a nivel del gobierno (en particular, DINAMA, MGAP y MEF) de permitir que unos paguen más que se considera que existiría acuerdo para hacerlo. Se menciona que el otros a base de pagar un precio por ello. momento económico actual, en particular la caída en la rentabilidad de la Desde MGAP habría resistencia, por lechería, y el posible impacto negativo que podría tener la introducción de un afectar la competitividad del sector, y instrumento económico sobre los costos y la competitividad de este sector, que son productores pequeños. Sobre estarían siendo uno de los factores que estaría explicando o limitando su todo en la coyuntura actual que afecta al posibilidad de implementación. sector lechero.  2. Hoy no lo pagan Desde MEF habría resistencia, por o No habría interés en que paguen para contaminar Se mencionó la oportunidad de explorar opciones que permitan redireccionar promesa electoral de no proliferación de o Del regulador no está bien concebido la idea los subsidios existentes (ej. reintegro compras fertilizantes; deducción para el impuestos. Por ende, debería de conceptual de pagar para contaminar cálculo del IRAE) de forma que el monto de los subsidios esté vinculado a la explorarse casi exclusivamente realizar aplicación de buenas prácticas que impliquen una reducción de las descargas modificaciones a los esquemas tributarios  Aunque bajo ciertas circunstancias sería aplicable: hacia los cursos de agua. Tener un carácter más selectivo a la hora de pensar ya existente. mientras unos contaminen más que otros pero la exoneraciones. Desafío, ¿cómo hacerlo neutro para el 2 contaminación se mantenga por debajo de las productor, y también para la recaudación cargas máximas aceptables en los cursos. Se señaló que estamos en un momento adecuado para pensar en algunas del gobierno?  Esto da lugar a un esquema de permisos de alternativas con el respaldo de una evaluación del impacto económico de Debería de evaluarse el costo económico contaminación, donde es vital donde se fija el umbral cada una de estas alternativas sobre los sectores productivos. A modo de de no hacer nada. ejemplo, incorporar su impacto sobre rendimiento, producción, rentabilidad, y la cantidad de permisos que se otorgan. más allá de su impacto sobre la mejora en la calidad del agua. Incorporar evaluación de distintos escenarios e incluir en particular un escenario que permita recoger los costos económicos que tendría el mantener la situación actual, es decir si no se hace ninguna acción. 146 Cuad. Resp. Grupo 1 Grupo 2 Grupo 3 No lograron tener acuerdo. Consideran que de hecho, la sociedad incurre Seguramente tendría rechazo, pero en los actualmente en costos adicionales asociados a la pérdida de calidad del agua, hechos ya se hace, ya sea a través del ya sea a nivel individual (ej. Costo por compra de agua embotellada, filtros, incremento den la tarifa de OSE para etc.) y costos adicionales de OSE para llevar el agua a la calidad objetivo. realizar inversiones para disminuir la Si bien estos no representan, desde el punto de vista conceptual pagos x incertidumbre, o los costos defensivos, salud, preservación de la calidad ambiental, son pagos que realiza la sociedad y el etc, que la población ya asume sin saber. Estado x concepto de gastos defensivos. Existe el FONAMA, el cual podría Con respecto a la alternativa de establecer pagos por conservación, por reformularse, a modo de poder ser nutrido ejemplo para mantener zonas buffer, no existe unanimidad en la posición del con fondos de otros lados, y volcarse a grupo. inversión en estas áreas. Quienes están en contra argumentan que no corresponde financiar, es decir No habría interés si la pregunta es directa otorgar un pago x conservación por mantener una zona buffer en un predio Pero en contexto que ya lo venimos pagando todos, para remediar un problema/externalidad ambiental, que se genera como consecuencia de la actividad de un privado que afecta un recurso común como cambia un poco la forma de concebirlo. es la calidad del agua. Mantener esta zona debería estar enmarcada en una Pago para la zona buffer? Se opina que los buena práctica (exigida a través regulación). 3 productores vienen cumpliendo esa medida en base a La posición es que el contaminador pague. la regulación de las 11 medidas. O sea sin pago por servicio ambiental. Realizar acciones sobre los insumos o prácticas, sería más sencillo que pensar en el diseño de un instrumento de mercados y/o establecer impuestos por concentración ambiental. Se considera que podrían explorarse exoneraciones selectivas (o eventualmente modificar el sistema actual de subsidios) de forma de que estos estén orientados hacia productores que acepten entrar en programas de mejores prácticas, por ejemplo, de fertilización incorporada. Existirían mecanismos a través de la ley de promoción de inversiones, que ya tiene dos componentes para promover inversión limpia: 1. Taxativa (ej. riego, o energía) y 2. Generación externalidades Con respecto a que proxy utilizar en el caso de impuestos ambientales, se considera adecuado basarlo en el consumo de insumos, a modo de ejemplo, el consumo de fertilizantes , por un tema de facilidad de diseño e implementación con relación a las otras opciones mencionadas (emisiones esperadas o concentración ambiental). 4 Un aspecto que se destaca, es considerar la disponibilidad de alternativas tecnológicas (mejores prácticas) e insumos sustitutos al momento de diseñar el instrumento. Si se establece un impuesto a un fertilizante es necesario garantizar que el productor disponer de una alternativa, por ejemplo, un fertilizante orgánico, o que existe una alternativa de aplicación que le garantice el mismo rendimiento. 147 DINÁMICA 2: ANÁLISIS DE BARRERAS INSTITUCIONALES PARA EL DESARROLLO DE INSTRUMENTOS ECONÓMICOS PARA INCENTIVAR / DESINCENTIVAR CAMBIOS EN LAS PRÁCTICAS PRODUCTIVAS La tabla presentada a continuación resume los elementos discutidos en cada uno de los grupos respecto a la Dinámica 2. Tabla D. 8. Resumen de las discusiones en los grupos de trabajo respecto a la Dinámica 2. Posibles medidas Grupo 1 Grupo 2 Grupo 3 Si, asociado a las devoluciones fiscales; incorporar un re-diseño del sistema actual que Analizamos en conjunto el 1. Y el 2. establezca como requerimiento para acceder a Habría diferentes reacciones según el sistema este subsidio que el productor por ejemplo productivo, habría que analizar sector por sector participe de un programa para promover la incorporación d esta práctica. Un subsidio a la práctica, junto a un desincentivo a Una posibilidad, sería pensar en dirigir las Un tema que surge en forma recurrente es la exoneraciones al IVA en servicios agrícolas, hacia la nro 2. necesidad de profundizar en la tecnología de aquellos que la realizan de forma incorporada. Fertilización incorporada en Exigir que lo contrate al servicio para controlar al 1 producción. Ya que existen tecnologías como la suelo (servicio agrícola) aplicador siembre directa que contribuyen a la reducción de la erosión del suelo pero generan un problema con el fósforo superficial que impacta sobre la calidad del agua. En definitiva se considera necesario explorar en las tecnología productivas de forma de lograr un equilibrio entre el problema de erosión del suelo vs aporte de fósforo x sistema de fertilización y su impacto sobre la productividad. Ejercer el control sobre el aplicador, GPS Des- incentivar este tipo de práctica. Cuando aplica en propietario es más complicado controlar Receta en la compra del P Fertilización superficial (servicio 2 Concientización al productor que el P superficial agrícola) se lava Meter este mecanismo en los PLS, donde además de las dosis, entre la técnica de aplicación Anexarlo a los PLS y los PUMS. Rotación de pasturas de ciclo Más amplio que eso, sirve para otras prácticas Se considera que este instrumento está orientado 3 largo (anuales vrs. perennes) BMP, como se hace con las terrazas para acortar al problema de erosión del suelo. la pendiente Se señala que los planes de uso y manejo de Los planes son obligatorios, y si no se presentan, suelos son obligatorios, por lo que no corresponde implican una multa. aplicar deducciones por una medida que es Deducciones fiscales por No, ya el derecho está del lado de la sociedad obligatoria. demostrar cumplimiento Planes Lo que podría pensarse es un esquema de tipo 4 de Uso y Manejo del Suelo, y depósito-devolución asociado al cumplimiento del Planes de Lechería Sostenible plan. Es decir, el productor paga un impuesto (o realiza un depósito) en función de las entradas de nutrientes al sistema, realiza el plan, y ha de certificar su cumplimiento. Se le hace una 148 devolución en función de la salida de nutrientes (esto es una propuesta en Dinamarca). Podría pensarse alternativamente, la exoneración de algún tributo como consecuencia de que comprueban el cumplimiento del plan. Me parece que este instrumento es poco usado, Se sugiere vincular estas deducciones a la 12 por ciento podría generar resistencia, por ser entonces, sacarlo no tendrá efecto la aplicación de ciertas prácticas que impliquen un principalmente a pequeños productores. Reducción/eliminación contaminación. Es relevante saber cuánto se usa. menor impacto ambiental. Es decir que no se devolución gasto en De todos modos, sacarlo es una señal en la aplique en forma genérica sino atendiendo al tipo fertilizantes (12 por ciento en dirección correcta. de práctica utilizada por el productor. El 1,5 a los grandes podría llegar a pensarse, 5 productores que tributan pero no en esta coyuntura IMEBA) y de cómputo 1,5 en productores que tributan IRAE Mejorar la reglamentación, sacarlo de la cuenca del SL, pero no necesariamente en otros lugares Debería de conocerse mejor el peso en la del país. estructura de costos ¿De dónde sale ese subsidio? Este tema se vincula con la discusión planteada en la Figura C. 1 si corresponde o no realizar pagos Contratos y pagos/subsidios Exoneración de contribución rural (problemas con por conservación. por conservación de vegetación los Intendentes) 6 en áreas riparias a los productores Solo en las cuencas comprometidas como SL. Se considera que en este caso existen barreras financieras y económicas. Se señala que en este caso lo que se podría plantear es si exigir o no un balance de nutrientes. Análisis químico del suelo Actualmente esto se exige para el plan de previo a la instalación de los Similar a lo que exige para PLS lechería sostenible. 7 cultivos, para ajustar la dosis ¿Cómo se controla? Este balance sería un insumo para el diseño de un de fertilizante. instrumento. Se señala como barrera la disponibilidad de un laboratorio con capacidad para realizar este análisis. Otros Colectivos de estiércol Análisis químicos para el que tiene una toma de 8 agua para riego. Empeoramiento de calidad de agua de embalses, debe garantizar calidad de agua embalsada i Sterner, T., & Coria, J. (2012). Policy Instruments for Environmental and Natural Resource Management. Journal of Chemical Information and Modeling (2nd ed., Vol. 53). New York: RFF Press. https://doi.org/10.1017/CBO9781107415324.004 149 The World Bank 1818 H Street, NW, Washington, DC 20433, USA. www.worldbank.org