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Evaluación ex post de permisos transferiblesde emisión: el programa estadounidense de

limitación y comercio de emisiones de SO2*

A. Denny Ellerman1

Massachusetts Institute of Technology (MIT)

Resumen

Este artículo presenta una evaluación completa y sucinta del funcionamiento del programa estadouniden-se de limitación y comercio de emisiones de SO2 y de la literatura relacionada hasta finales del año 2002.Este programa de limitación y comercio fue el primero de alcance establecido y el más extenso hasta la entra-da en vigor en 2005 del programa de la Unión Europea para las emisiones de CO2. El programa para las emi-siones de SO2 es, a día de hoy, el mejor estudiado y se ha convertido en la referencia de comparación paralas restantes experiencias. En particular, este trabajo discute el contexto político e institucional del progra-ma, presenta evidencia sobre su eficiencia económica y efectividad ambiental, compara estimaciones ex antey ex post de sus costes económicos y de los ahorros conseguidos, y se ocupa de sus efectos sobre la tecno-logía y costes de reducción de emisiones.

Palabras clave: permisos comercializables de emisión, comercio de emisiones, limitación y comercio,evaluación ex post, emisiones de SO2, lluvia ácida.

Clasificación JEL: Q51, Q54, Q58.

Abstract

The paper provides a succinct and complete evaluation of the performance of the U.S. SO2 Cap-and-TradeProgram and the literature pertaining thereto as of late 2002. This program was the first major cap-and-tradeprogram established and the largest until the European Union CO2 program entered into effect in 2005. The SO2program remains the most well studied program and it has become the canonical cap-and-trade program towhich all others are compared. Specifically, the paper discusses the program’s political and institutionalcontext, presents evidence of its economic efficiency and environmental effectiveness, compares ex ante and expost estimates of its economic cost and cost savings, and discusses its effect on abatement technology and costs.

Keywords: tradable permits, emissions trading, cap-and-trade, ex post evaluation, SO2 emissions, acid rain.JEL classification: Q51, Q54, Q58.

1. Introducción

El programa estadounidense de limitación y comercio (cap and trade), diseñadopara el control de las emisiones de SO2 (dióxido de azufre), se creó como resultadode la promulgación de las Enmiendas a la Ley de Aire Limpio de 1990 (1990 Clean

* Originalmente publicado en inglés por la OCDE bajo el título: Ellerman, D., Capítulo 3: The U.S. SO2Cap-and-Trade Programme, Tradeable Permits: policy Evaluation, Design and Reform © OCDE, 2004.Todos los derechos reservados. La calidad de la traducción al español y su coherencia con el texto originalson responsabilidad del Ministerio de Industria, Turismo y Comercio.

1 Center for Energy and Environmental Policy Research y catedrático de la Sloan School of Management.El autor quiere expresar su agradecimiento a Paul Joskow, Dallas Burtraw, Juan-Pablo Montero, Brian

McLean, y Nicholas Johnstone por los comentarios que aportaron al borrador de este trabajo. También quiereagradecer la financiación obtenida a través del Center for Energy and Environmental Policy Research y de labeca STAR núm. R-8<2863001-0 de la EPA para la investigación previa a la elaboración de este artículo.

Air Act Amendments, CAAA), en virtud de las competencias otorgadas por el TítuloIV, que incluía diversas medidas para reducir las emisiones precursoras de la deposi-ción ácida2. El aspecto relativo al SO2 consistía en un programa de limitación ycomercio de dos fases, diseñado para reducir las emisiones de SO2 procedentes de lascentrales eléctricas que consumían combustibles fósiles y que estaban situadas en los48 estados continentales de Estados Unidos. Durante la Fase I, que se extendió desde1995 hasta 1999, a las unidades generadoras de electricidad con capacidad de gene-ración superior a los 100 MWe y una tasa media de emisión anual, en 1985, superiora 2,5 libras de SO2 por millón de Btu (British termal unit) de consumo calorífico (apartir de aquí #SO2/mmBtu) se les exigió que redujesen las emisiones a un nivel que,por término medio, no superase los 2,5 #SO2/mmBtu. Durante la Fase II, que comen-zó en el año 2000 y se mantiene de manera indefinida, se amplió el programa paraincluir las unidades generadoras de electricidad con combustible fósil que superen los25 MWe, lo que equivale a la práctica totalidad de las centrales eléctricas de com-bustible fósil en Estados Unidos. Las emisiones de estas unidades afectadas están res-tringidas, tras responder por los permisos acumulados procedentes de la Fase I, a unlímite máximo anual de 8,9 millones de toneladas, o lo que equivale a aproximada-mente la mitad de las emisiones de SO2 procedentes de las empresas eléctricas a prin-cipios de la década de los 80. El límite máximo de la Fase II equivale a una tasamedia de emisión de 1,2 #SO2/mmBtu al dividirlo por el nivel de la carga caloríficade las centrales eléctricas de combustible fósil a mediados de la década de los 80.

Este límite máximo a las emisiones nacionales de SO2 se puso en práctica median-te la emisión de permisos negociables –que representan el derecho a emitir una tone-lada de emisiones de SO2– equivalentes, en su totalidad, a las emisiones anuales per-mitidas producidas por las unidades afectadas durante cada año a partir de 1995, ymediante la exigencia de que los propietarios de estas unidades usen un permiso porcada tonelada de SO2 emitida. Los permisos que no se hayan utilizado durante el añopara el que se han asignado pueden transferirse o acumularse (banking) para utilizar-los en el futuro por parte del propietario inicial o de cualquier agente al que se hayanvendido esos permisos acumulados. Los propietarios de las unidades afectadas recibenpermisos gratuitos para cubrir los 30 años siguientes, generalmente de manera pro-porcional a la carga calorífica anual media de cada unidad durante el período base detres años, es decir, entre 1985-87. Un pequeño porcentaje (2,8 por 100) de los permi-sos adjudicados a las unidades afectadas se retienen para su venta a través de unasubasta anual realizada por la Agencia de Protección Medioambiental de Estados Uni-dos (U.S. Environmental Protection Agency, EPA) con el fin de fomentar las transac-ciones y para garantizar que las nuevas unidades generadoras puedan disponer de per-misos. Los ingresos obtenidos con esta subasta se devuelven proporcionalmente a lospropietarios cuyos permisos fueron retenidos.

10 CUADERNOS ECONÓMICOS DE ICE N.º 71

2 La más importante del resto de las medidas supuso una reducción de dos millones de toneladas en lasemisiones de NOx (óxido de nitrógeno) al imponer a las fuentes afectadas unas tasas medias máximas de emi-sión anual de NOx basadas en la tecnología. Para cumplir estas normas, se permitió que las empresas eléc-tricas promediasen las tasas de emisiones entre las unidades que controlaban, pero no se permitió que se rea-lizasen transacciones de emisiones de NOx entre empresas.

EVALUACIÓN EX POST DE PERMISOS TRANSFERIBLES DE EMISIÓN 11

El programa de limitación y comercio de SO2 también contenía diversas dispo-siciones que permitían que las unidades generadoras que no estaban obligadas a res-petar un límite máximo hasta la Fase II pudiesen optar a la Fase I y recibir permisospara el año en el que participaba la unidad. Posteriormente, estas unidades debíanrespetar los mismos requisitos de cumplimiento que las 263 unidades que fuerondesignadas para formar parte de la Fase I; es decir, tenían que entregar permisosequivalentes a las emisiones de dicho año. Asimismo, las fuentes industriales emi-soras de SO2 a las que el Título IV no afectaba de otro modo podían establecer unpunto de referencia y recibir permisos, participando en las Fases I y II como cual-quiera de las otras unidades.

1.1. El contexto político y legal del Título IV

Tres de las características del contexto político y legal resultan importantes a lahora de evaluar el programa de limitación y comercio de emisiones de SO2. La pri-mera es que el sistema de limitación y comercio no es el único medio, ni siquiera elprimero, utilizado para controlar las emisiones de SO2 en las centrales eléctricas deEstados Unidos. El sistema de limitación y comercio sirve de complemento a unamplio conjunto de normativas de control y mandato (command and control) que hanestado vigentes desde comienzos de los años 70. Estas normativas tienen dos vertien-tes principales, en función de si las centrales eléctricas ya existían cuando entraron envigor los reglamentos que ponían en práctica las Enmiendas a la Ley del Aire Limpiode 1970. Las centrales que ya existían o que se estaban construyendo en 1971 tienenque respetar los límites de tasas de emisión impuestos por los Planes Estatales de Apli-cación (State Implementation Plans, SIP), que los estados individuales están obliga-dos a elaborar para que todas las zonas del país cumplan con las Normas Nacionalesde Calidad del Aire Ambiental (National Ambient Air Quality Standards, NAAQS) enlo que se refiere a los contaminantes «tipo» (incluyendo el SO2). Las nuevas unidadesconstruidas tras la fecha de entrada en vigor de las Enmiendas de 1970 deben ade-cuarse a la Normativa de Rendimiento para Nuevas Fuentes (New Source Performan-ce Standard, NSPS), que es un requisito nacional homogéneo basado en la tecnologíaque, en el caso del SO2, exige de hecho a las nuevas plantas generadoras de combus-tión de carbón que instalen equipos de desulfurización del gas de combustión3.

Las fuentes nuevas deben cumplir requisitos adicionales si van a estar situadasen zonas que no cumplen las NAAQS (zonas no cumplidoras). Las fuentes ubicadasen las zonas que cumplen estos requisitos también podrían tener que cumplir losrequisitos de prevención de deterioro significativo, cuyo objetivo consiste en asegu-

3 Las Enmiendas a la Ley del Aire Limpio de 1977 añadieron la exigencia de colocar un sistema de eli-minación de gases en las instalaciones nuevas. Las disposiciones iniciales de la Normativa de Rendimientopara Nuevas Fuentes de la Ley del Aire Limpio de 1970 solamente exigían que las emisiones de las nuevascentrales eléctricas de combustión de carbón se limitaran a 1,2 #SO2/mmBtu. Esta norma se cumplía insta-lando sistemas de desulfurización o utilizando un subconjunto limitado de carbones (a los que en adelante sedenominó «carbones de cumplimiento»), que emitían menos de 1,2 #SO2/mmBtu. ACKERMAN y HASS-LER (1981) proporcionaron la ya clásica explicación sobre la política de los grupos de interés y otras consi-deraciones que llevaron a la redefinición de la Normativa de Rendimiento para Nuevas Fuentes en 1977.


rar que las zonas cumplidoras no pasen a convertirse en no cumplidoras. Finalmen-te, a cualquier fuente localizada en una zona cercana a un parque nacional u otra áreaprístina (Clase I) se le puede exigir que cumpla unos límites adicionales, como losdestinados a preservar la visibilidad. Por lo general, todos estos requisitos legalesprevios imponen a los contaminadores límites sobre las tasas de emisión o bien exi-gencias tecnológicas. Esta compleja y exhaustiva estructura subyacente de mandatoy control implica que el cumplimiento de todos los objetivos medioambientales nodepende exclusivamente del Título IV. Existen otros mecanismos regulatorios paragarantizar que se evitan los efectos adversos sobre la salud local y que se preservanotros valores medioambientales, como la visibilidad. Otra de las consecuencias deeste contexto regulador es que la capacidad de las centrales eléctricas individualesde participar en el comercio de emisiones puede verse limitada por estos otros requi-sitos, como de hecho ocurre.

La segunda característica destacada del contexto político y regulador es que lasrazones subyacentes a la promulgación del Título IV son diversas, como ocurre conla mayor parte de las leyes. El objetivo aparente y más citado es la reducción de losefectos de la deposición ácida, un problema medioambiental acumulativo cuyosefectos se sufren sobre todo en el noreste, principalmente a consecuencia de las emi-siones de SO2 procedentes de la alta concentración de centrales eléctricas de com-bustión de carbón que existe en la región central de EE. UU. Sin embargo, las emi-siones de SO2 procedentes de las centrales eléctricas situadas en otras partes delpaís, como Florida, que afectan poco al noreste o a otras zonas que sufren deposi-ción ácida, están incluidas en el Programa contra la Lluvia Ácida (Acid Rain Pro-gram) y, en lo que respecta a la transacción de emisiones, las emisiones de estasfuentes se consideran totalmente equivalentes a las procedentes de centrales eléctri-cas situadas en zonas en las que es mucho más probable que vayan a afectar a laszonas sensibles a su recepción. Hubo otros dos motivos que fueron importantes conrespecto a la promulgación. El primero estaba relacionado con materia particulada,a las que las investigaciones sobre sus efectos en la salud pública comenzaban a con-siderar una amenaza. Aunque existía una gran controversia en lo que respecta al ori-gen de la materia particulada –y había que resolver esas cuestiones para revisar lasNormas Nacionales de Calidad del Aire Ambiental adecuadas– se llegó a la conclu-sión de que las emisiones de SO2 procedentes de las centrales eléctricas de com-bustión de carbón posiblemente contribuían a su existencia. El segundo motivo, yprobablemente el más importante, era el deseo de acortar la diferencia entre los lími-tes de emisión impuestos sobre las nuevas fuentes por la Normativa de Rendimien-to para Nuevas Fuentes y los límites impuestos por los Planes Estatales de aplica-ción sobre las fuentes existentes. Para poder reducir las emisiones de SO2 en funciónde cualquiera de estos motivos iba a necesitarse algo más que la estructura regula-dora existente, dado que casi todas las zonas de Estados Unidos cumplían las Nor-mas Nacionales de Calidad del Aire Ambiental de los años 80 relativas al SO2. Ade-más, la utilización de chimeneas altas para desviar las emisiones de SO2 muy porencima del nivel del suelo y evitar el incumplimiento de las normas medioambien-tales locales hizo que se agravase la deposición ácida en regiones más distantes


debido a la acción del viento. Se consideró que una reducción del 50 por 100 en elnivel total de las emisiones de SO2 reduciría de modo inmediato y significativo ladeposición originada por el SO2 en el noreste, contribuiría a cierta reducción de lamateria particulada, y eliminaría, en gran parte, la disparidad entre los requisitos deemisión impuestos sobre las fuentes nuevas y las ya existentes. Con respecto a esteúltimo motivo, resulta muy revelador que la norma sobre la tasa de emisión utiliza-da para decidir el límite máximo y adjudicar permisos en la Fase II fuese idéntica ala Normativa de Rendimiento para Nuevas Fuentes original promulgada en lasEnmiendas a la Ley del Aire Limpio de 1970.

La tercera y última característica del contexto político y regulador relativo a lapromulgación del programa de limitación y comercio para el SO2 es que puso fin auna década de debate sobre los controles adicionales para las centrales eléctricas decombustión de carbón ya existentes. Las propuestas anteriores hubieran conseguidouna reducción similar del 50 por 100 en las emisiones totales de SO2 ordenando lainstalación de desulfurización de gas en las centrales eléctricas más grandes y elcambio a un carbón con un contenido menor en azufre. Estas propuestas anterioresse consideraron muy costosas, se encontraron con la firme oposición del gobiernode Reagan y no consiguieron la mayoría legislativa en diversas sesiones del Con-greso. El deseo del nuevo gobierno de Bush (padre) de apoyar la reducción signifi-cativa de emisiones de SO2, siempre que esto se consiguiera a través de mecanismosbasados en el mercado, y de algunos grupos de presión ecologistas, sobre todo delEnvironmental Defense Fund, de probar un nuevo medio potencialmente más eficazde conseguir los objetivos ambientales, puso fin al punto muerto y permitió unamayoría legislativa en torno a una propuesta que reduciría significativamente lasemisiones totales de SO2 y alcanzaría los dispares objetivos que motivaron a losdiversos actores del proceso político.

1.2. Instituciones colaboradoras y metodología

Salvo que se indique lo contrario, este artículo se basa en la evaluación ex postdel programa estadounidense de limitación y comercio para emisiones de SO2 que,desde 1995, vienen realizando los miembros del Center for Energy and Environ-mental Policy Research (CEEPR) del MIT. Esta evaluación ha sido el principal cen-tro de atención del programa de investigación del CEEPR, que pretende contribuiral proceso de elaboración de políticas públicas mediante los resultados de una inves-tigación objetiva, correcta desde el punto de vista teórico y empírico, y a través depublicaciones y presentaciones menos formales dirigidas a audiencias interesadas.

Este trabajo de evaluación fue financiado inicialmente por el Programa Na-cional de Evaluación de las Deposiciciones Ácidas (National Acid PrecipitationAssessment Program, NAPAP) para apoyar el Informe Cuatrienal de 1996 al Con-greso de Estados Unidos. La investigación ha recibido financiación de forma conti-nua a través de subvenciones de la EPA y gracias al apoyo financiero subsidiario


concedido al CEEPR por diversas empresas patrocinadoras. Una contribución igual-mente importante, si no más, para el éxito de esta evaluación plurianual ha sido laabundancia de datos sobre emisiones y permisos y el fácil acceso a ellos, ya que laEPA los ha puesto a disposición de los analistas y del público en general a través desu página web.

Los resultados de los primeros años de la evaluación llevada a cabo por elCEEPR del MIT se exponen de forma exhaustiva en Markets for Clean Air: The U.S.Acid Rain Program (Ellerman et al., 2000), que la OCDE (2001) cita como ejemploa seguir para realizar evaluaciones ex post. Este artículo es una actualización de Mar-kets for Clean Air e incluye más información sobre el trabajo de otros investigadoresque se han ocupado sobre diversos aspectos del programa desde entonces.

A la hora de especificar los requisitos de una evaluación ex post, la OCDE (2001)reafirmó la advertencia de Frondel y Schmidt (2001) en cuanto a que «la tarea fun-damental de cualquier evaluación es la creación de una situación de razonamientocontrafactual creíble: una declaración precisa de lo que hubieran hecho los agenteseconómicos en ausencia de la intervención política». Teniendo en cuenta esta premi-sa, el resto de este apartado describe los razonamientos contrafactuales utilizados a lahora de evaluar el programa estadounidense para las emisiones de SO2.

Dos son los razonamientos contrafactuales que se tienen en cuenta a la hora deevaluar cualquier programa de comercio de emisiones: el primero, evaluar la canti-dad y el coste de la reducción de emisiones; el segundo, evaluar el ahorro en los cos-tes y otros efectos de las transacciones. El razonamiento contrafactual para evaluarla reducción de emisiones debe recurrir a hipótesis basadas en los motores básicosde la economía, como la demanda de electricidad y el precio relativo de los com-bustibles, y en otras normativas medioambientales que pueden limitar las emisiones,aspectos que pueden observarse a posteriori. En el caso del programa de SO2, el aná-lisis de la utilización por parte de las unidades individuales proporciona una esti-mación bastante precisa del efecto de los motores económicos básicos para cual-quier año específico. El efecto del régimen regulatorio previo puede verse en la tasade emisiones observadas justo antes del comienzo del programa de limitación ycomercio. Por lo tanto, el razonamiento contrafactual utilizado para este artículo, aligual que en trabajos anteriores realizados por el autor y sus colegas, se basa en lacarga calorífica observada en las unidades afectadas durante cada año y en una tasade emisión inalterada en dichas unidades, anterior al Título IV.

El efecto de esta suposición contrafactual es que se iguala la reducción estimadade emisiones con los cambios ponderados de input-producción en las tasas de emi-sión observadas en las unidades afectadas además de asumir que las reducciones deemisiones no se originan en cambios de demanda, ya sea de las unidades individua-les o del conjunto. Dado que el precio de la demanda de electricidad es poco flexi-ble, que el coste de los controles de SO2 por kilovatio-hora resulta relativamente bajoy el principal elemento a la hora de determinar el orden de uso o la utilización de lasplantas individuales productoras de energía eléctrica es el coste del combustible, elerror que se deriva de suponer que no hay efecto sobre la demanda es probablemen-te pequeño. Sin embargo, en la medida en que los costes añadidos del programa redu-


cen la demanda de electricidad o cambian el orden de uso de las instalaciones gene-radoras a la hora de cubrir dicha demanda, el efecto del programa está infravalora-do4. Un motivo de error más probable nace de las asunciones sobre la tasa de emi-sión contrafactual. En la medida en que otras normativas medioambientales, ocambios en los precios relativos del combustible, conllevan la bajada de la tasa deemisión en las instalaciones afectadas durante el período de evaluación, el efecto delprograma de SO2 está sobrevalorado. Los aumentos en las tasas de emisión contra-factuales reales tendrían el efecto contrario, pero su alcance es limitado porque todaslas instalaciones deben hacer frente a unos límites en la tasa de emisión en virtud dela normativa previa que rara vez, prácticamente nunca, se aumentan.

El otro razonamiento contrafactual, el utilizado para evaluar el comercio, resul-ta mucho más difícil de especificar. Éste exige un programa alternativo hipotético,igualmente eficaz, donde se prescinda del comercio de emisiones. El cálculo delahorro en los costes resulta forzosamente más subjetivo, dado que depende directa-mente del grado de ineficiencia supuesto en el régimen alternativo imaginado. Paraeste artículo se recurre a un límite cuantitativo en fuentes específicas que equivale ala adjudicación de permisos a unidades concretas. Este supuesto cumple con la ten-dencia sólidamente arraigada de recurrir a límites de fuentes específicas (aunqueapenas se aplica a las emisiones totales procedentes de una planta individual), si bienresulta relativamente favorable al no basarse en un mandato tecnológico similar alque caracteriza a gran parte de la estructura reguladora existente y al que existía enlas fracasadas propuestas legislativas anteriores.

2. Eficiencia económica

A la hora de evaluar el programa de limitación y comercio es necesario diferen-ciar dos aspectos relacionados con la eficiencia económica. El primero es el relati-vo a las transacciones entre las empresas sujetas y a la medida en que obtienen todoel ahorro en costes que pueden conseguir a través del comercio de emisiones. Elsegundo aspecto de la eficiencia económica se refiere a los efectos más amplios enel bienestar derivados de las interacciones fiscales y reguladoras resultantes de loscostes de la reducción y de las rentas de escasez generadas por la restricción medio-ambiental. Desde el punto de vista de este segundo aspecto, se ha planteado que elTítulo IV no consiguió la plena eficiencia económica porque, en primer lugar, lospermisos no se subastaron y los ingresos no se utilizaron para reducir los impuestos

4 El apéndice de Markets for Clean Air contiene un cálculo econométrico de la medida en que los requi-sitos del Título IV cambiaron el orden de uso de las unidades generadoras durante la Fase I. En resumen, lademanda que correspondía a las unidades sin desulfurización de gases sujetas al Título IV pasó a las unida-des con instalaciones desulfurizadoras afectadas y a las unidades no afectadas de la Fase II. Ambos efectosson relativamente pequeños, y éste último no hizo que aumentasen las emisiones de manera perceptible dadoque las tasas de emisión de las unidades afectadas sin desulfurización eran generalmente más altas que lastasas de emisión de las unidades no afectadas, que estaban en su totalidad exentas durante la Fase I debido asu inferior tasa de emisión.


distorsionantes sobre el trabajo y el capital. En segundo lugar, las reglas de costemedio aplicables a las unidades que siguen sometidas a una regulación de coste deservicio impiden que el coste marginal total de la reducción recaiga en el precio dela electricidad que pagan los consumidores (Goulder et al., 1997). Un debate pro-fundo sobre este aspecto de la eficiencia económica del Título IV implicaría un aná-lisis de la viabilidad del reciclaje eficiente de los ingresos, de cuestiones de equidad,y de cómo se aplica en la práctica la regulación del sector. Todos estos temas, noobstante, van más allá del alcance de este artículo. En adelante, todas las referenciasa la eficiencia económica que aparezcan en este trabajo seguirán lo comúnmente tra-tado en los estudios de comerco de emisiones, esto es, el ahorro en costes resultan-te de la flexibilidad proporcionada por el comercio de emisiones, sin considerar losefectos de bienestar que reflejen las ineficiencias en la asignación que puedan resul-tar de la interacción del programa con el sistema regulador y fiscal en vigor.

La prueba fundamental de la eficiencia económica del sistema de limitación ycomercio de emisiones de SO2 se refiere a la pronta aparición de un mercado de per-misos y a la significativa cantidad de transacciones que se han producido desde lapuesta en marcha del programa. La Figura 1 muestra la evolución de los precios delos permisos desde que comenzaron a observarse hasta finales de 2002, según lainformación proporcionada mensualmente por diversos intermediarios y a través dela subasta anual de la EPA.

FIGURA 1PRECIOS DE LOS PERMISOS DE EMISIONES DE SO2, 1992-2002

(mercado spot)

FUENTE: Información recopilada por el autor a partir de informes mensuales realizados por intermediariosy de informes procedentes de la subasta anual de la EPA.

Emission Exchange


FIGURA 2INTERCAMBIOS ANUALES DE PERMISOS

FUENTE: EPA.

Los precios han variado sustancialmente a lo largo del tiempo –desde el preciomás bajo de 65 dólares al comienzo de l996, hasta alcanzar un récord histórico lige-ramente superior a los 200 dólares en 1999 y de nuevo en 2001– aunque en cadamomento prevalece un único precio. Las primeras transacciones registradas se pro-dujeron a precios muy dispares, superiores al precio de liquidación de la primerasubasta de la EPA celebrada en marzo de 1993, aunque no puede decirse que enaquel momento existiera un mercado. Sin embargo aproximadamente seis mesesantes de la entrada en vigor de la Fase I (mediados de 1994) parecía que se habíaformado un mercado, y desde entonces ha prevalecido la ley del precio único.

Dado que los permisos se pueden sustituir fácilmente por reducción de emisio-nes, el precio proporciona un punto de referencia común y un mecanismo de coor-dinación para todos los propietarios de fuentes afectadas a la hora de decidir si sereduce más o menos en un momento dado y, de ese modo, se igualan los costes mar-ginales de reducción de emisiones. Además, el importante y creciente volumen detransacciones entre organizaciones económicamente distintas, tal y como ilustra laFigura 2, indica que las empresas eléctricas se están aprovechando de las posibili-dades de reducción de costes que les proporciona el comercio de emisiones.

Dado que la equiparación de costes marginales implica un precio común y elcomercio entre fuentes que se enfrentan a costes diferentes, se cumplen las condi-ciones previas para una reducción de emisiones coste-eficiente. El argumento de queno se están consiguiendo los objetivos de eficiencia del programa exigiría una hipó-tesis alternativa para explicar la existencia de un mercado y del volumen de activi-

1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001

Entre organizaciones económicamente indistintas

Entre organizaciones económicamente distintas

35

30

25

20

15

10

5

0Per

mis

os in

terc

ambi

ados

(m

illon

es)


dad comercial observado. De hecho, ningún observador defiende que las activida-des comerciales observadas estén motivadas por otra razón que no sea el ahorro encostes que esperan los participantes. Tal y como se expondrá posteriormente, laúnica discrepancia entre los analistas con respecto a la eficiencia económica del pro-grama de limitación y comercio de emisiones de SO2 se refiere a en qué medida seha conseguido la totalidad del ahorro potencial en costes.

Se pueden ver nuevas pruebas que respaldan el argumento de la eficiencia eco-nómica en las diferencias entre permisos y emisiones a nivel individual. Los dos grá-ficos de la Figura 3 muestran la tasa de emisión que se observaría sin transaccionesen las unidades afectadas de la Fase I en 1999 y 2000 (la línea continua) y la tasareal (las columnas), teniendo en cuenta el input calorífico en cada unidad duranteestos años.

COMERCIO DE EMISIONES DE LAS UNIDADES DE LA FASE I EN 2000

FIGURA 3COMERCIO DE EMISIONES DE LAS UNIDADES DE LA FASE I EN 1999

#SO

2/m

mB

tu#S

O2/

mm

Btu


Son pocas las unidades que se encuentran en la línea continua, en la tendrían queestar de no haber transacciones, tanto cuando la adjudicación de permisos fue rela-tivamente generosa en 1999 como cuando entró en vigor la asignación más estrictade la Fase II. La diferencia media entre las tasas de emisión observadas y la tasa sincomercio es de aproximadamente el 50 por 100 de la tasa media de emisión: 0,81#SO2/mmBtu frente a 1,64 #SO2/mmBtu en 1999 y 0,86 #SO2/mmBtu frente a 1,48#SO2/mmBtu en el año 2000.

Otro de los indicadores de la eficiencia económica lo proporciona el cambiorelativamente bajo en las tasas medias de emisión observadas (–10 por 100) cuandola cifra de permisos que se pusieron a disposición de las unidades para su uso en elaño 2000 se redujo en un 53 por 100 con respecto al nivel existente en 1999, fechade inicio de la Fase II. Este cambio menor en las tasas de emisión sólo se podía dara través del ahorro (banking) y, de hecho, estas 375 instalaciones pasaron de ahorrar1,8 millones de permisos en 1999 a 1,5 millones de toneladas en el año 2000. Estapauta de reducción global a lo largo del tiempo es característica de un programaóptimo de ahorro con certidumbre, en el que las empresas tienen en cuenta los pre-cios y las reducciones futuras requeridas a la hora de elaborar los planes de reduc-ción actuales. A su vez, este comportamiento implica que los precios de los permi-sos suben según el tipo de interés y que la reducción aumenta gradualmente durantetodo el período considerado. Esta pauta se observa durante la transición de la Fase Ia la Fase II entre las unidades afectadas durante ambos años. Además, a pesar detoda la variación estocástica en los precios de los permisos desde comienzos de1994, tal y como muestra la Figura 1, se puede observar una clara tendencia al alza.

Las investigaciones de Ellerman y Montero (2002) confirman que la acumulaciónglobal ha resultado sorprendentemente óptima. La sorpresa radica en el consensogeneral, expresado en Markets for Clean Air y en otros lugares, en cuanto a que se haproducido demasiado ahorro durante la Fase I. La explicación de este fenómeno seencuentra en la tasa de descuento aplicable a los permisos de SO2. Los precios quemuestra la Figura 1 permiten obtener una tasa de descuento para los permisos de SO2aplicando el modelo de evaluación de activos para determinar la cantidad de riesgo nodiversificable asociado a la tenencia de permisos de SO2. Este riesgo se expresamediante la correlación de rendimientos de la tenencia de permisos (es decir, el cam-bio mensual en los precios de los permisos), con los rendimientos de una cartera deacciones bien diversificada durante el mismo período de tiempo. Esta correlación esnula, lo que convierte los permisos de SO2 en activos cero-beta que deberían descon-tarse a una tasa libre de riesgo durante períodos de tenencia comparables.

3. Ahorro y costes de cumplimiento asociados al comercio de emisiones

A pesar de que la aparición de un mercado de permisos de SO2 y el crecimien-to del volumen de las transacciones de permisos de SO2 revelan con claridad que seestá consiguiendo ahorro en los costes, estos datos por sí mismos no proporcionanun cálculo de la magnitud del ahorro ni de su relación con los costes de cumpli-


miento reales o evitados de las reguladores de mandato y control. En el caso del Pro-grama contra la Lluvia Ácida se han hecho muchas elucubraciones acerca del aho-rro en los costes, pero solo se han realizado dos evaluaciones ex post rigurosas delcoste de cumplimiento (Carlson et al., 2000; Ellerman et al., 2000; en adelante, res-pectivamente, CBCP [las iniciales de los autores], y MCA [para Markets for CleanAir]). Ambos estudios coinciden en que las afirmaciones más radicales sobre el aho-rro en los costes son infundadas y en los cálculos que efectúan de los costes de cum-plimiento reales, pero difieren en lo que respecta a la metodología y al alcance delahorro en los costes en los primeros años.

3.1. Estimaciones ex post del coste de cumplimiento

A la hora de analizar los debates sobre el ahorro en los costes a partir del TítuloIV deben tenerse en cuenta dos definiciones muy distintas: una, vagamente enun-ciada pero más repetida; la otra, más rigurosa pero menos citada. La primera defineel ahorro en los costes como la diferencia entre los costes observados y los costesprevistos. La diferencia se atribuye, en términos generales, al comercio de emisio-nes a pesar de que otros factores pueden contribuir, y de hecho lo hacen, a hacer quelos costes reales sean inferiores a los previstos. La segunda definición, utilizada porlos dos estudios que se citan anteriormente, emplea una alternativa sin comerciodefinida con mayor rigor que incorpora factores exógenos identificables de reduc-ción de costes. Por lo tanto el análisis siguiente se centrará, en primer lugar, en losresultados de ambos estudios en lo que respecta al coste real de cumplimiento, paradespués compararlos con estimaciones anteriores y, finalmente, tratar las diferenciasentre los dos estudios en cuanto a la magnitud del ahorro en los costes.

CBCP y MCA coinciden en general en lo que respecta al coste de cumplimien-to durante los primeros años del Programa contra la Lluvia Ácida. En el segundoestudio se calcula el coste de cumplimiento en 726 millones de dólares en 1995 yalrededor de 750 millones de dólares en 1996, mientras que CBCP calculan el costeen 832 millones de dólares en 1995 y en 910 millones de dólares en 1996, todo elloexpresado en dólares de 1995. No obstante, estos cálculos no están tan alejados entresí como pudiera parecer. Una comparativa completa no resulta posible debido a lasdiferencias en la metodología, aunque ambos estudios calculan el gasto en sistemasde desulfurización de la misma manera5. A pesar de que en gran parte coinciden en

5 En MCA se proporciona un análisis abajo-arriba (bottom-up) planta por planta, basado en los gastos deinversión declarados y en las primas del azufre observadas. CBCP realizan una estimación econométrica deuna función de coste translog y de las ecuaciones de participación para 734 unidades sin desulfuración parael período 1985-1994, y luego utilizan los valores de los parámetros resultantes para construir las funcionesde coste de reducción marginal para las unidades, que posteriormente se usan para estimar los costes realesbasados en los niveles de emisión observados entre 1995 y 1996. Las centrales con sistemas de desulfuriza-ción se tratan separadamente en base a datos de contabilidad de costes, utilizando las mismas hipótesis decoste de capital y depreciación que las de ELLERMAN et al. (2000). Debe tenerse en cuenta que la estima-ción del coste de CBCP para el período 1995-96 es relativamente ajena al objeto principal del artículo, quees el de explicar la disminución de los costes de reducción para las estimaciones anteriores a 1995 y propor-cionar cálculos actualizados del coste de cumplimiento para el año 2010.


lo que respecta al coste fijo de los sistemas de desulfurización (375 millones dedólares en MCA y 382 millones de dólares en CBCP), difieren de manera significa-tiva en los costes variables asociados a la desulfurización de emisiones (89 millonesde dólares y 274 millones de dólares, respectivamente)6. CBCP utilizan datos sobreel coste variable de la desulfurización anteriores a 1995, pero el rendimiento real delos sistemas de desulfurización de la Fase I ha resultado mucho mejor de lo que seesperaba, tal y como se describe más a fondo en el apartado de este artículo relati-vo a los aspectos dinámicos. La simple corrección de esta cuestión elimina en granmedida la disparidad en los cálculos de los costes entre estas dos evaluaciones expost. Como cifra aproximada, 750 millones de dólares es probablemente una buenaestimación del coste anual de la reducción durante los primeros años de la Fase I.

3.2. Comparación con estimaciones de coste ex ante

Sin embargo, la diferencia importante que se observa entre CBCP y MCA noradica en lo que se refiere a los costes reales en 1995-96, sino entre las estimacio-nes ex post y ex ante de los mismos costes de la Fase I, además de las prediccionesde costes en la Fase II. La mayor parte de la discrepancia entre los cálculos ex antey ex post refleja hipótesis muy diferentes sobre la naturaleza de los controles pro-puestos contra la lluvia ácida, la demanda de electricidad y la disponibilidad y loscostes del carbón bajo en azufre. Por ejemplo, se calculó que los costes totales anua-les asociados a algunas de las primeras propuestas para controlar las emisiones pre-cursoras de la lluvia ácida oscilaban entre 3,5 y 7,5 miles de millones de dólares.Aunque las características de estas primeras propuestas variaban, generalmente exi-gían instalaciones de desulfurización para un número significativo de unidades ypermitían un comercio de emisiones muy limitado. En cuanto se propuso (en 1989)y se promulgó (en 1990) la solución que finalmente se convirtió en el Título IV, lasestimaciones del coste ex ante para todas las fases del programa de comercio dis-minuyeron a unos límites que oscilaban entre 2,3 y 6,0 miles de millones de dóla-res. La mayor parte de esta variación reflejaba unas hipótesis variables sobre lamedida en que se utilizaría el comercio de emisiones.7 Las estimaciones actuales de

6 Las cifras que citan CBCP proceden de su desglose de los costes de cumplimiento para el año 2010.Esta estimación es aproximadamente igual a la de los costes de las instalaciones de desulfurización en 1995-96,porque los costes fijos se anualizan a lo largo de 20 años, se supone que los costes de combustible no cam-bian después de 1995, el número de instalaciones de desulfurización permanente invariable y los costes seexpresan en dólares de 1995.

7 En MCA se incluye (págs. 231-235) un análisis de las pocas estimaciones ex ante de los costes de la FaseI (en contraste con los costes de la Fase II, en la que el límite máximo ya se ha introducido plenamente) y lascompara con su propia estimación del coste real en esa Fase. La mayor parte de la variación en estas estima-ciones, realizadas sólo unos años antes de que comenzara la Fase I, refleja supuestos distintos sobre la medidaen que las empresas eléctricas hacen un uso pleno de la flexibilidad permitida por el comercio de emisiones.Cuando se compara en base al coste medio para tener en cuenta las diferencias en las hipótesis sobre la canti-dad de la reducción de emisiones, la estimación de MCA del coste real en 1995 era ligeramente superior (3-15por 100) a las estimaciones ex ante que presuponían el uso pleno del comercio, y un 20-35 por 100 por debajode las estimaciones que presuponían una utilización relativamente pequeña del comercio de emisiones.


los costes de cumplimiento para 2010, tal y como indican CBCP y MCA, resultanaún significativamente más bajas (1,0 y 1,4 miles de millones de dólares respecti-vamente) para el mismo programa, pero están actualizadas para reflejar condicionesde mercado más vigentes.

CBCP proporcionan una cuantificación muy útil de las causas que propiciaronel cambio entre las estimaciones iniciales del Título IV y las estimaciones actuales.Al examinar los cambios durante el período de su regresión de panel, 1985-1994,descubrieron que el coste marginal de reducción para la disminución de una uni-dad representativa descendía a aproximadamente la mitad, que el 80 por 100 dela reducción de costes se podría atribuir a la caída en los precios del carbón de bajocontenido en azufre en relación con el de alto contenido, y que el 20 por 100restante se podía atribuir a cambios tecnológicos. El tema del cambio en el preciorelativo del carbón bajo en azufre se analiza con mayor profundidad en Ellermany Montero (1998), que atribuyen el cambio a la reducción en las tarifas de ferro-carril, producida a raíz de la liberalización de los ferrocarriles, para transportarcarbón barato del lejano oeste a los mercados de la región central en los que habíapredominado el carbón local de alto contenido en azufre. Éstos calculan que el cam-bio realizado por las unidades de la región central, muchas de las cuales estabansujetas al Título IV de la Fase I, de carbón de alto a bajo contenido en azufre y másbarato procedente del oeste disminuyó en alrededor de 1,7 millones de toneladas lacantidad de reducción necesaria para ajustarse al límite de la Fase I, o en torno a lamitad de lo que se había previsto en los cálculos precedentes sobre la reducciónnecesaria.

En la Tabla 1 puede verse la cuantificación que hacen CBCP de los efectos deestos cambios exógenos sobre las estimaciones de costes de cumplimiento para elprograma del Título IV plenamente desarrollado.

TABLA 1COSTE TOTAL DE CUMPLIMIENTO DEL TÍTULO IV EN 2010

(miles de millones de dólares de 1995)

Asunciones de coste Sistema de mandato y control Comercio eficiente

Tecnología y precios del carbón de 1989 2,67 1,90Tecnología y precios del carbón de 1995 2,23 1,51Precios del carbón de 1995 y tecnología de 2010 1,82 1,04

FUENTE: CARLSON et al. (2000), Tabla 2, pág. 1313.

Los cambios en los precios relativos de combustible y tecnología entre 1989 y1995 rebajaron los costes en torno a un 20 por 100 y la estimación preferida deCBCP para 2010, que mantiene los precios relativos del combustible de 1995 peroextrapola el índice de progreso tecnológico de 1985-94 al año 2010, reduce en otro


tercio los costes previstos. La hipótesis del cambio tecnológico continuado tambiénexplica la diferencia entre las estimaciones del coste anual de la Fase II realizadaspor CBCP y MCA, dado que en el segundo caso no se hace ninguna consideraciónsobre este factor.

En resumen, la mayor parte de la explicación sobre el hecho de que el coste delTítulo IV fuera inferior al previsto se puede atribuir a los cambios en la naturalezade los controles propuestos, desde la tecnología que se exige a la flexibilidad de unsistema de limitación y comercio, y a los cambios en los sectores económicos rela-cionados que llevaban a una reducción de las emisiones de SO2. Tal y como se puedeobservar al comparar las celdas de la Tabla 1, la diferencia en el coste total entre unaalternativa de mandato y control relativamente benévola y un comercio plenamenteeficiente representa una parte relativamente pequeña de la diferencia con respecto alas primeras estimaciones de coste que, para bien o para mal, quedaron impresas enlas mentes de muchos de los observadores.

La impresión de que los costes eran considerablemente inferiores se reafirmócon el precio de los permisos de SO2, que para la mayor parte de los observadoresha sido la manifestación más visible del coste. Nadie predijo los 100 dólares de losprecios de los permisos y mucho menos que eso fuese a ocurrir a finales de 1995 ydurante la mayor parte de 1996. La mayoría de las predicciones sobre los precios delos permisos del principio de la Fase I oscilaban entre 250 y 400 dólares, precios queaún no se han alcanzado. Es más, muchos de los observadores ocasionales sola-mente recordaban las predicciones de los precios de la Fase II, generalmente des-pués de haber reducido el ahorro, que oscilaban entre 500 y 1.000 dólares. Los pre-cios de los permisos a comienzos de 1996, sumamente bajos, pueden haber reflejadouna reacción exagerada frente a la corrección de las primeras expectativas sobre lascondiciones de mercado, pero con los años de experiencia en permisos de transac-ciones de SO2 parecen existir pocas dudas de que los cambios tecnológicos y la dis-ponibilidad de carbón con un contenido bajo en azufre cambiaron radicalmente lacantidad y el coste de la reducción necesaria para cumplir con el Título IV e hicie-ron que los precios de los permisos disminuyeran fuertemente.

3.3. El alcance del ahorro en costes derivado del comercio

El principal punto de discrepancia entre los analistas en cuanto a la eficienciaeconómica del programa se refiere a si se está consiguiendo el pleno ahorro poten-cial en costes derivado del comercio de emisiones. El punto de desacuerdo se refie-re al efecto de la regulación de coste de servicio sobre los incentivos de las empre-sas eléctricas para intercambiar permisos entre ellas. El debate tiene dos vertientes:en primer lugar, que la regulación convencional de coste de servicio no proporcio-na incentivos para realizar transacciones en el mercado exterior, dado que las ganan-cias pasarían a los consumidores y las pérdidas posiblemente no se recuperarían y,


en segundo lugar, que las comisiones reguladoras han adoptado políticas que alien-tan las elecciones subóptimas por parte de las empresas, tales como desulfurizar elcarbón local de alto contenido en azufre para proteger la economía de la zona (Bohiy Burtraw, 1997; Rose, 1995; Rose, 2000). Las investigaciones que simulan el efec-to de los incentivos asimétricos y otras posibles distorsiones regulatorias indican quelos costes de cumplimiento podrían aumentar bastante (Fullerton et al., 1997; Wine-brake et al., 1995).

De hecho, existen investigaciones empíricas que tienden a confirmar este efec-to. El resultado más sorprendente fue el de CBCP, que concluyeron que el coste realde cumplimiento con el Título IV en 1995 y 1996 era ligeramente superior al costede cumplimiento bajo una alternativa favorable de mandato y control (límites decantidad iguales a permisos en cada una de las unidades afectadas). Además, suestimación del coste total, contando con un comercio plenamente eficiente, ofrecíaun resultado inferior en unos 200-250 millones de dólares. Esta conclusión indica-ba que el ahorro en los costes no realizado era importante e implicaba que el comer-cio de emisiones no había supuesto ningún ahorro en costes durante los dos prime-ros años del programa. Los anteriores autores apuntaron que el volumen deemisiones comercializadas aumentaba y afirmaron que no pensaban que la aparen-te renuncia a las ganancias derivadas del comercio de emisiones fuese a durar. Másrecientemente, Arimura (2002) apoya la opinión de que las comisiones reguladorasinfluían en la elección del tipo de reducción y contribuían a los bajos precios de lospermisos.

El punto de vista opuesto se asocia a los investigadores del MIT y se describede forma más exhaustiva en MCA, aunque también se publicó en artículos y docu-mentos de trabajo anteriores (Joskow et al.,1998; Schmalensee et al.,1998; Ellermany Montero, 1998; y Bailey, 1996). En este caso, las conclusiones indican que ya amediados de 1994 surgió un mercado de permisos razonablemente eficiente, losvolúmenes de comercio aumentaron significativamente, incluso durante los prime-ros años, el efecto de las comisiones reguladoras estatales fue insignificante y seobtuvo ahorro en costes.

Gran parte del contraste entre estas dos interpretaciones es una cuestión de tono,aunque existen diferencias importantes en lo que se refiere al efecto de las comisio-nes reguladoras sobre el comercio de emisiones. El examen detallado de estas dife-rencias va más allá del alcance de este artículo, aunque el lector no familiarizado coneste debate deberá tener en cuenta varios puntos. En primer lugar, el debate sobre elahorro en los costes es en gran parte el de la visión del vaso medio lleno o mediovacío. El grupo del MIT no hace ninguna estimación sobre cuál podría ser el ahorrototal en costes, y concede que sin duda parte del ahorro en costes no se obtiene, peroenfatiza que sí ha habido ahorro en costes y que ningún mercado es perfecto. El cál-culo que se hace en MCA sobre el ahorro en costes durante los primeros años de laFase I (350 millones de dólares, es decir, en torno a la mitad del coste de cumpli-miento observado), se deriva de los datos observados suponiendo que dichos datosreflejan elecciones casi eficientes por parte de los reductores de emisiones. En otraspalabras, esta estimación concreta rechaza el problema sobre el que insiste la otra


escuela y fue desarrollada para rechazar los puntos de vista vigentes entonces, encuanto a que el ahorro en costes derivado del comercio de emisiones bajo el Título IVera muy superior. En todo caso, el otro grupo no cuestiona la existencia de ahorroen costes debido al Título IV. Por ejemplo, Bohi y Burtraw (1997) citan el «rompe-cabezas» del ahorro en costes con transacciones limitadas y Rose (2000) concluyeque el Título IV muestra que los «mecanismos de comercio parecen ser lo suficien-temente sólidos como para permitir un ahorro considerable... que se produce inclu-so cuando hacen frente a condiciones que distan de ser las ideales». Ya hemos men-cionado el problema de la precisión de los costes de la desulfurización en lasconclusiones de CPBC pero, incluso dejando esto al margen, el enfoque de CBCPse centra tanto en cuantificar el alcance del ahorro en costes no realizado como eninsistir en que su alternativa de mandato y control, menos costosa, resulta realista8.De este modo, un grupo tiende a subrayar los problemas, mientras que el otro hacehincapié en los logros. A pesar de ello, sigue existiendo una diferencia respecto a ala magnitud, aunque ésta podría interpretarse como si el vaso estuviese casi lleno osolamente medio lleno.

Un segundo punto a tener en cuenta es que el debate sobre la influencia regula-toria es, en el fondo, un debate sobre el funcionamiento de ésta en la práctica. Aun-que hasta el momento no lo haya hecho público, el grupo del MIT no discutiría elefecto teórico de las presuntas influencias, sino que sostendría que la teoría de laregulación aplicada es muy simple y no representativa de la fijación de precios basa-dos en el comportamiento como se puso en práctica en los años 90. El único análi-sis empírico directo de la hipótesis sobre la influencia regulatoria significativa en elcomercio de emisiones es de Arimura (2002), que no resulta convincente al analizarla diferencia entre las decisiones de reducción de emisiones en las unidades de laFase I propiedad de Tenessee Valley Authority, una empresa sin ánimo de lucro conautorización federal, y las unidades de la Fase I propiedad de unidades controladaspor comisiones reguladoras, confirma la hipótesis sobre la diferencia prevista en elcomportamiento reductor de emisiones entre empresas que maximizan los rendi-mientos y las empresas eléctricas reguladas.

4. Efectividad medioambiental

Los argumentos a favor del programa de comercio de emisiones siempre presu-ponen que las transacciones no van a poner en peligro la efectividad medioambiental,y ésta es invariablemente la principal preocupación de los grupos ecologistas y de

8 A pesar de todo, su razonamiento contrafactual sobre las regulaciones de mandato y control es idénti-co al que aparece en MCA, que concluye que cuestan en torno al 50 por 100 más que el coste de cumpli-miento observado. Además, la metodología adoptada por CBCP atribuiría el mismo cambio en el coste dedesulfurización a la alternativa de mandato y control, así que se mantendría la conclusión de no existenciade ahorro en costes.


quienes tienden a mostrarse escépticos sobre este sistema. La experiencia con el Títu-lo IV no ha dado motivos para que exista preocupación sobre la efectividad ambien-tal, de hecho la experiencia indica que el resultado medioambiental podría ser mejorque el que se obtiene con instrumentos comparables de mandato y control. Este apar-tado del artículo aborda este punto, presenta las pruebas que indican una mayor efec-tividad ambiental y proporciona algunas explicaciones sobre este resultado.

Un primer tema importante a la hora de evaluar la efectividad medioambientales el de identificar la medida adecuada. El motivo de este programa, la lluvia ácida,apuntaría a que la cantidad de deposición húmeda o la acidez de los lagos y bosquesen las regiones sensibles, resultaría una medida adecuada. Sin embargo, la medi-da más obvia y fácil de realizar, las emisiones totales, es la que generalmente seutiliza.

No existen dudas en torno a la cuestión de si se han reducido las emisiones deSO2

9. Los dos gráficos de la Figura 4 muestran las emisiones reales, los límites tota-les y una estimación de las emisiones contrafactuales de las primeras 375 unidadesque estuvieron sujetas al Título IV en 1995 y del grupo de unidades, mucho másnumeroso, que han estado sujetas al Título IV desde el año 2000. En los dos gruposde unidades de las Fases I y II la mayor reducción anual de emisiones se producedurante el primer año, cuando las unidades afectadas deben pagar por primera vezpor cada tonelada de emisiones. Dado el carácter progresivo de los requisitos quehan de cumplir las unidades de la Fase I y la capacidad que tienen de ahorrar, lareducción anual por parte de estas instalaciones fue muy superior a la requerida. Lareducción anual de emisiones en 1995 fue de 3,9 millones de toneladas, cifra que haaumentado a un ritmo constante hasta alcanzar 6,3 millones de toneladas en 2005.El uso de los permisos ahorrados implica que las emisiones registradas en los pri-meros años de la Fase II serán superiores a los permisos concedidos para esos años,pero la medición adecuada es la reducción acumulativa desde 1995, que ha sido de33,7 millones de toneladas, alrededor de un 29 por 100 más que los 26,1 millonesde toneladas que hubieran sido necesarios hasta 2001 sin ahorro. Para finales de laFase I la reducción acumulativa real era el doble de la que se requería, esperándoseque esa tasa baje de manera constante hasta el 1,0 cuando se agoten los permisosacumulados en la Fase I, lo que probablemente ocurrirá durante la segunda mitad deesta década.

9 Las teorías en sentido contrario, como las que aparecen en Darkening Skies (CLEAR THE AIR, 2002),una publicación del New York Public Interest Research Group, inducen a error al citar centrales concretas ycomparar las emisiones de 1999 con las de 1995, cuando ya no se había producido la importante reducciónde emisiones del primer año por la entrada en vigor del Título IV.


FIGURA 4AEMISIONES DE LAS UNIDADES, LÍMITES Y CONTRAFACTUALES

DE LA FASE I

FIGURA 4BEMISIONES DE LAS UNIDADES, LÍMITES Y CONTRAFACTUALES

DE LA FASE II

Mill

ones

de

tone

lada

s de

SO

2

Mill

ones

de

tone

lada

s de

SO

2


La rápida y significativa reducción de emisiones implica que también se hareducido la deposición de partículas ácidas. El último informe sobre avances en esteterreno de la EPA (2002), indica que todos los indicadores convencionales relativosal SO2 han descendido considerablemente debido al Programa contra la LluviaÁcida. La Figura 5 ilustra gráficamente el cambio en la deposición húmeda de sul-fato en el este de Estados Unidos que se produjo entre finales de los 80 y finales delos 90.

FIGURA 5REDUCCIÓN MONITORIZADA DE LA DEPOSICIÓN HÚMEDA DE SULFATO

SO42– húmedo

(kg/ha)

SO42– húmedo

(kg/ha)

Se podrían mostrar gráficos similares para las concentraciones de SO2 en elambiente y de sulfato en la atmósfera, que en general han descendido en las regio-nes del noreste y del Atlántico Central, llegando incluso al 50 por 100 en algunaszonas. Las concentraciones de sulfato en lagos y arroyos han disminuido significa-tivamente en todas las regiones monitorizadas del este de Estados Unidos exceptoen Virginia, y en algunas zonas, especialmente en Pensilvania y en los Aridondacks,ha comenzado a aumentar la capacidad neutralizadora del ácido que posee el suelo,lo que indica el comienzo de la recuperación en ecosistemas que sufren de acidifi-cación.

FUENTE: CASTNET&NADP/NTN 19/03/01. FUENTE: CASTNET&NADP/NTN 19/03/01.


Otro de los aspectos de la efectividad medioambiental del Programa contra laLluvia Ácida es el alcance del cumplimiento. A excepción de algunas de las nuevascentrales de gas del año 2000, sumamente pequeñas, el resto de las centrales gene-radoras ha cumplido con los requisitos del Título IV todos los años. Este récord decumplimiento de casi el 100 por 100 no se registra bajo la normativa de mandato ycontrol, en donde no es raro que las fuentes reciban diversas formas de exención queconsiguen demorar y a veces relajar de manera permanente la aplicación de lanorma. El motivo es que una norma única supone mayores gastos para algunas fuen-tes que para otras debido a las distintas consideraciones específicas en cada lugar ya que estas empresas solicitan al gobierno ayuda, que a menudo se concede, antesituaciones económicas especialmente graves. Aunque dichas ayudas puedan estarjustificadas en aras de la equidad, no se imponen unas normas ambientales com-pensadoras más estrictas a las empresas que hacen frente a menores costes queobviamente nunca darían un paso adelante voluntariamente porque los responsablesde la regulación no pueden identificar quiénes son. Las asimetrías de informaciónentre los reguladores y los regulados en los sistemas reguladores de mandato y con-trol conducen, de hecho, a una forma de selección adversa que hace que la normaresulte menos eficaz de lo que sería de otro modo.

En un sistema de limitación y comercio se evita este problema por dos motivos.En primer lugar, el mercado elimina las razones para que se den situaciones econó-micas especialmente graves, dado que la mayor carga que tendría que soportar cual-quiera sería el precio del permiso y, en un mercado con numerosos compradores,ninguno de ellos puede alegar que es el único perjudicado. En segundo lugar, el mer-cado proporciona a la vez un medio de cumplimiento más barato y sin compensa-ción que preserva la integridad medioambiental. Nada impide que una empresa soli-cite ayuda para cubrir el requisito de entrega de permisos, aunque la base sobre laque se sustenta dicha petición sea débil. Sin embargo, hacerlo puede resultar costo-so y el mercado permite que resulte más barato pagar a otro agente para que realicela reducción compensadora. En cierto modo, la capacidad de comercializar, y elmercado que esto implica, hace que la petición de ayuda sea poco interesante.

Una de las preocupaciones que se mencionan con frecuencia con respecto a laefectividad ambiental del programa de comercio de emisiones es la relacionada conlos denominados puntos calientes. Esta expresión se refiere a la posibilidad que exis-te en un sistema de comercio de que las reducciones de emisión se trasladen de zonasen las que las emisiones causan mayores daños a lugares donde las emisiones resul-ten menos perjudiciales. Los programas diseñados de forma óptima no tendrían esteproblema, dado que no habría comercio de emisiones a menos que tuvieran el mismoefecto medioambiental. Sin embargo, los programas reales exigen compromisos ine-vitables y el programa de SO2 no es una excepción. El mito subyacente al programacontra la lluvia ácida es que no importa la ubicación cuando, de hecho, desde el puntode vista de los efectos de la lluvia ácida es evidente que sí importa. El temor que exis-te en este programa es que las emisiones en la zona central de EE.UU. no se reduci-rían si las empresas de esta región pudieran pagar a otras situadas en zonas del paíscon poco impacto sobre el noreste para que redujeran en su lugar.


10 El análisis de este apartado se basa en gran parte en el trabajo de Juan-Pablo Montero (MONTERO,1999, y MONTERO, 2000), que se resume en el capítulo siete de Markets for Clean Air.

11 Las disposiciones legislativas y reguladoras para las unidades industriales se conocen como el Pro-grama Industrial de Participación (Industrial Opt-In Program) y las empresas eléctricas se incluyeron en lasdisposiciones de sustitución o compensación, aunque aquí nos referimos a todas como voluntarias o que hanoptado por participar. Las unidades de electricidad aptas para optar a la Fase I fueron las que eran propiedadde empresas que tenían otras unidades obligadas a formar parte de la Fase I. Se incluyeron disposiciones paraunidades que optaban al programa y eran propiedad de empresas sin unidades en la Fase I, a través de uncontrato con una empresa con unidades en la Fase I, si bien estas disposiciones contractuales fueron poco uti-lizadas.

Se ha demostrado que este temor es infundado (Swift, 2000). Las fuentes de lazona central de EEUU han sido responsables de aproximadamente un 80 por 100 dela reducción de emisiones conseguida en virtud del Título IV, representando en elaño 2000 en torno al 55 por 100 de las emisiones. Puede alegarse que las emisionesen la zona central siguen siendo demasiado altas, pero lo que no se sostiene es queel comercio de emisiones haya permitido que las fuentes de esa zona eviten realizarreducciones. La tendencia hacia el cumplimiento autárquico en la planificación ini-cial y los incentivos del programa a desulfurizar rápidamente también fomentaronlas reducciones en esta región, pero el motivo más importante parece ser que lareducción más barata se produce en donde están ubicadas las fuentes más grandes.

Este feliz resultado no es accidental. La mayor parte de la tecnología de reduc-ción, como la desulfurización, es intensiva en capital, y el coste por tonelada depen-de de cuántas toneladas se pueden eliminar por MWe de capacidad. Una mayor uti-lización y un mayor contenido de azufre en el carbón quemado se traducen en mástoneladas de reducción sobre las que se puede distribuir el coste del capital fijo yreducir así el coste total por tonelada. De esta forma, donde la tecnología intensivaen capital con importante capacidad reductora sea una opción, los sistemas de mer-cado dirigirán la reducción a fuentes relativamente mayores y más utilizadas, concarbón con contenido en azufre relativamente alto. Y si estas fuentes resultan lasmás perjudiciales desde el punto de vista medioambiental, la experiencia del TítuloIV indica que se actuaría en primer lugar y que no aparecerán puntos calientes.

5. Aspectos voluntarios del Título IV10

El Título IV contaba con diversas disposiciones que permitían que fuentes deemisiones de SO2 que estuvieran fuera del límite pudieran optar al programa. Estascaracterísticas resultan atractivas como medio adicional de rebajar costes sin poneren peligro los objetivos del programa, siempre que las fuentes que no estaban ini-cialmente incluidas pudiesen proporcionar una reducción más barata que las fuentesque sí lo estaban. En el caso del Título IV podían optar a la Fase I determinadasfuentes de empresas eléctricas a las que no se les exigía someterse al límite hasta laFase II, y las fuentes que no eran de empresas eléctricas y no formaban parte del pro-grama podían hacerlo en cualquiera de las fases11. La respuesta de estos dos gruposfue muy diferente: muchas de las empresas eléctricas aptas entraron, mientras que


pocas fuentes industriales lo hicieron. La respuesta de las fuentes de las empresaseléctricas también reveló el inevitable equilibrio entre los objetivos económicos ymedioambientales del programa básico.

Más de 200 unidades de empresas de electricidad optaron a uno o más años dela Fase I y 110 de ellas participaron durante los cinco años. En contraste, sólo algu-nas de las fuentes industriales decidieron optar al programa. La diferencia en la res-puesta se explica en gran parte por las diferencias en los costes de transacción paracada tipo de participante (Atkeson, 1997). Las fuentes industriales que consideraronla posibilidad de participar pero decidieron no hacerlo citaron los costes de controlcomo lo más importante. Además, las pocas que sí participaron ya tenían herra-mientas de monitorización instaladas como resultado de otros requisitos medioam-bientales o, en otros casos, no necesitaban instalarlas12. Las empresas eléctricasaptas no se enfrentaban a este obstáculo, porque todas las fuentes sujetas al Progra-ma contra la Lluvia Ácida tenían que instalar un sistema de monitorización de emi-sión continua antes de 1995, al margen de si la unidad iba a participar en la Fase I,que comenzó en 1995, o en la Fase II, que se puso en marcha cinco años después.Otro factor que contribuyó a la diferencia de respuestas fue que las empresas eléc-tricas propietarias de unidades que se consideraban aptas para convertirse en unida-des de sustitución y compensación en la Fase I ya estaban incurriendo en los costesindirectos derivados de la gestión de emisiones y contabilización de permisos, mien-tras que las fuentes industriales tendrían que asumir estas nuevas responsabilidades.Un último factor fue que las empresas de electricidad no tenían que asumir el gastode computar los puntos de referencia. Uno de los factores definitivos que contribu-yeron a las diferentes respuestas obtenidas fue que la cifra de permisos que se otor-garían a las unidades aptas de las empresas eléctricas se predeterminó mediante unaserie de fórmulas matemáticas similares a las utilizadas con las unidades que debíanparticipar en la Fase I. Como resultado de todos estos factores, los costes adiciona-les de participación eran muy bajos para las empresas de electricidad aptas y muchasde ellas se ofrecieron voluntarias13. En contraste, las fuentes industriales hubierantenido que incurrir en gastos de control de emisiones, estableciendo un punto dereferencia y llevando un control de los permisos y las emisiones. Estos costes detransacción eran superiores a los posibles beneficios derivados del comercio quehubieran obtenido a través de la participación voluntaria.

12 Por ejemplo, en uno de los casos una empresa de electricidad que participaba en el programa se com-prometió a proporcionar vapor y energía a una planta industrial, permitiendo así que dicha planta cerrase lascalderas que había utilizado previamente con ese objetivo. Los permisos equivalentes a lo que las instala-ciones cerradas hubieran producido para suministrar las necesidades actuales de la planta industrial se con-cedieron así a la empresa eléctrica que le proporcionaba la energía y el vapor.

13 Otra de las consideraciones que motivaba la participación de las empresas eléctricas fue la disposiciónsobre derechos históricos adquiridos con respecto al NOx (grandfathering provision). Las unidades condeterminados tipos de calderas podían ampararse en la cláusula de anterioridad con respecto a los límites deemisión de NOx de la Fase II del Título IV si participaban en el programa de SO2 en 1995. Aunque muchasunidades lo hicieron, por lo general no recibieron un exceso de permisos y no contribuyeron al problema deselección adversa que caracterizó a la mayor parte de las unidades eléctricas que optaron al programa.


Aunque la alta tasa de participación voluntaria en el Programa contra la LluviaÁcida por parte de las empresas eléctricas fue positiva, el análisis comparativo entrelas unidades aptas que optaron por formar parte del programa y las que no lo hicie-ron revela un fuerte elemento de selección adversa, que surgió de la imposibilidadde especificar un punto de referencia contemporáneo real (Montero, 1999). En teo-ría, las fuentes que decidían formar parte del programa recibirían permisos equiva-lentes a la cifra de las emisiones que se hubieran producido sin la participación. Elpunto de referencia especificado previamente, que redujo enormemente los costes detransacción, se basaba principalmente en datos de 1989-90. Sin embargo, los cambiosen los mercados de carbón y en la utilización de unidades generadoras de electrici-dad en los años siguientes fueron la causa de que las emisiones reales contrafactua-les fueran diferentes para las unidades que accedían al programa en 1995-99. Por ello,las unidades que ya habían hecho el cambio a carbón de bajo contenido en azufre porrazones netamente económicas debido a las modificaciones en los mercados de car-bón, tendieron a optar a formar parte del programa y recibir algunos permisos porencima de su punto de referencia real. Y aquellas que podrían haber ofrecido unosbajos costes de reducción, pero cuyas emisiones habían subido por encima del puntode referencia especificado previamente, en general no decidieron formar parte delprograma porque afrontarían los costes de reducir las emisiones al punto de referen-cia antes de poder disfrutar de las ventajas derivadas del comercio de emisiones. Elresultado final fue que las centrales que decidieron formar parte del programa no erantanto aquellas con costes bajos de reducción, aunque algunas podían serlo, sino másbien unidades que ya estaban realizando reducciones.

Este problema de selección adversa se agravó cuando se permitió a los propie-tarios de las unidades aptas que esperasen al 30 de noviembre de cada año para deci-dir si optaban por formar parte del programa aquel año y retirasen la unidad de dichoprograma el año siguiente si la situación resultaba desfavorable entonces. Aunquemuchas de las unidades aptas continuaron en el programa durante la totalidad de loscinco años de la Fase I, se puede observar que algunas de las unidades decidieronformar parte del programa y luego salieron de él, dependiendo de si durante el añoen cuestión las emisiones eran superiores o inferiores a los permisos que iban a per-cibir por haber optado al programa.

Aunque la evidencia de este sesgo de selección es muy clara, no hay que exa-gerar los efectos ambientales derivados de la relajación del límite máximo del Títu-lo IV. El número de permisos que podrían considerarse en exceso representaba tansólo el 3 por 100 del total autorizado durante 1995-99, y la inflación del límite máxi-mo durante la Fase II, cuando estos permisos se iban a utilizar, es sólo de un 2 por10014. Estas cifras no son altas y no puede decirse que hayan amenazado la integri-dad general del límite máximo de SO2. Además, muchas de las centrales que deci-

14 Dado que a las unidades que optaban por formar parte del programa se les exigió que se ajustaran alos mismos requisitos de cumplimiento que las unidades inicialmente incluidas en el límite máximo, la mayorparte de los permisos concedidos a las unidades que optaron en la Fase I fueron necesarios para cubrir suspropias emisiones durante dicha Fase.


dieron formar parte del programa también redujeron emisiones como respuesta a losprecios de los permisos y, por lo tanto, contribuyeron al programa con cierto ahorroen costes. Que este ahorro en costes fuese superior al beneficio ambiental reducidodepende mucho de la hipótesis sobre el punto de referencia real pero no observado.En resumen, los daños medioambientales no fueron importantes, como tampoco lofue el beneficio económico. En concreto, las características voluntarias del Título IVno merecieron el esfuerzo administrativo adicional realizado15.

6. Efectos dinámicos

La teoría económica ya pronosticó hace tiempo que los mecanismos basados enel mercado, como el programa de limitación y comercio, proporcionarían un mayorímpetu a la innovación que las regulaciones de mandato y control y, por lo tanto,añadirían a dichos instrumentos otra ventaja en reducción de costes (Magat, 1978;Milliman y Prince, 1989). El Título IV ha dado la oportunidad de comprobar estaafirmación teórica, conociéndose multitud de casos de lo que podría interpretarsecomo innovación. Sin embargo, sólo existe una investigación que haya intentadoabordar este tema con rigor, y sus resultados sólo confirman esta cuestión en parte(Popp, 2001). Quizás sea aún demasiado pronto para poder probar la hipótesis conseguridad, además de que incluso en circunstancias óptimas nos encontramos congrandes dificultades a la hora de distinguir los efectos del instrumento regulatorio delos cambios tecnológicos exógenos. Por lo tanto, el término «efectos dinámicos» seinterpreta en este apartado de forma muy amplia para abarcar otros factores, ademásdel comercio de los derechos de emisión, que contribuyen a bajar los costes de cum-plimiento.

Al analizar los efectos dinámicos es lógico centrarse en la desulfurización de losgases de combustión, dado que pueden eliminar el 95 por 100 o más de las emisio-nes de SO2 de la chimenea, se comercializan sin problemas, se utilizan mucho yresultan costosas. Es más, los costes totales de las instalaciones desulfurizadoras delTítulo IV, ya operativas al comienzo de la Fase I, han sido inferiores a lo previsto yun segundo grupo de instalaciones conformes al Título IV, que salieron al mercadoal comienzo de la Fase II, han resultado tener un coste incluso menor. En la Tabla 2se indican los componentes clave de este cambio en los costes.

15 Véase ELLERMAN et al. (2003), donde se plantea que esta conclusión, resultado de un equilibrioentre costes y beneficios, no debe transferirse a las potenciales aplicaciones del comercio de emisiones parael control de los gases de efecto invernadero.


Los costes de la desulfurización se pueden dividir en tres componentes: 1) elcoste inicial de la inversión, convencionalmente expresado en dólares por kilovatiode capacidad, 2) las toneladas de SO2 eliminadas por unidad de capacidad en un año,que dependen del contenido de azufre en el carbón y de la utilización de la instala-ción desulfurizadora durante el año, y 3) los costes operativos y de mantenimiento,que a menudo se expresan en dólares por kilovatio o centavos por kilovatio-hora,aunque para el fin que nos ocupa resulta más adecuado expresarlos en dólares portonelada eliminada. La tercera fila, costes fijos por tonelada, es simplemente laamortización anual del coste inicial de la inversión (primera fila) dividida por lastoneladas eliminadas (segunda fila). La suma de los costes fijos y de los costes ope-rativos y de mantenimiento fijos y variables (filas cuarta y quinta) determina la últi-ma fila, el coste total por tonelada.

Por lo general, las estimaciones ex ante del coste de la desulfurización de unaunidad de la Fase I se sitúan entre 400 y 500 dólares/tonelada, pero el coste medioex post es inferior a 300 dólares por tonelada. Esta cifra media oculta una enormevariabilidad, desde unas cuantas unidades cuyos costes aparentes superaban los 500dólares/tonelada a otras con costes en torno a los 200 dólares/tonelada. Tal y comomuestra la Tabla 2, la reducción calculada del 33 por 100 en el coste medio no sedebía a que los gastos de inversión inicial fueran menores, ya que fueron los pre-vistos, sino a: 1) un 25 por 100 más de utilización de las instalaciones readaptadas,y 2) a que los costes operativos y de mantenimiento resultaron ser la mitad de lo pre-visto. Los costes operativos fijos y variables fueron inferiores debido sobre todo ala mejora de la instrumentación y el control, lo que redujo las pérdidas de energía yla mano de obra necesaria. En cualquier caso, es probable que esta mejora reflejaralos importantes cambios en la tecnología de la información que se estaban produ-ciendo en toda la economía.

El cambio más interesante desde el punto de vista de los efectos del Título IV esel aumento en toneladas eliminadas por megavatio de capacidad, que se debió porcompleto a un aumento de la utilización, desde el 65 (previsto) al 85 por 100 de lashoras totales. Este cambio en el despacho reflejó los efectos de la prima del azufreen los mercados de carbón, que comenzaron a observarse al entrar en vigor el Títu-

TABLA 2EVOLUCIÓN DE LOS COSTES DE LAS INSTALACIONES DESULFURIZADORAS

Fase I ex ante Fase I ex post Fase II

Coste inicial de la inversión (dólares/K/We) 240 249 150Toneladas de SO2 eliminadas por MWe 99 137 137Coste fijo por ton. (dólares/tonelada) 273 206 124Costes operativos y de mant. fijos (dól./ton.) 75 15 15Costes operativos y de mant. variables (dól./ton.) 116 65 65Coste total por tonelada (dól./ton.) 464 286 204

FUENTE: MCA, Tabla 9.3, página 236 y análisis en la página 240.


lo IV en la totalidad del gradiente de azufre, en vez de restringirse al carbón de«cumplimiento» que requería que las unidades generadoras cumplieran las Normasde Rendimiento para Nuevas Fuentes anteriores a 1978, quemando carbón con can-tidades inferiores a 1,2 #SO2/mmBtu. La prima surgió porque la posibilidad de sus-tituir permisos por cambios a un contenido menor en azufre significaba que los pre-cios de los permisos y la prima del azufre por la utilización de un contenido menoren azufre tenderían a equilibrarse.

Esta diferenciación en los precios de los carbones con cantidades superiores a1,2 #SO2/mmBtu tuvo dos efectos que aumentaron la utilización de unidades consistemas de desulfurización y, por lo tanto, rebajaron el coste fijo de la desulfuriza-ción por tonelada. Dado que los precios de los permisos fueron superiores al costevariable de la desulfurización, una unidad con desulfurización tiene un coste margi-nal más bajo por generar electricidad si todo lo demás es igual. El segundo efectoreflejaba el cambio en el coste del combustible debido a la nueva prima del azufre.Este es el efecto más importante porque los costes de combustible suponen la mayorparte del coste variable de generar electricidad. Las unidades que no contaban condesulfurización de emisiones, que por lo general quemaban carbones cuyo contenidoen azufre era medio o bajo, se encontraron con que no sólo tenían que hacer frentea mayores costes marginales de reducción sino también a unos costes de combusti-ble más altos que las unidades con desulfurización, que normalmente quemaban car-bones con un contenido mayor de azufre que entonces resultaban más baratos16.Ambos efectos hicieron que las unidades con desulfurización ascendieran en el esca-lafón del orden de uso y que por tanto aumentara su utilización.

Después de finalizar el primer grupo de instalaciones desulfurizadoras de la FaseI, los constructores ofrecieron una reducción en el coste de capital para las siguien-tes, lo que llevó a que en 1998, cuando los precios de los permisos subieron a 200dólares, se anunciaran instalaciones en ocho unidades adicionales y que ahora estánen funcionamiento. Varias de estas unidades tenían unos gastos de inversión inicia-les de alrededor de 100 dólares/KWe (lo que implicaba unos costes totales inferio-res a 200 dólares por tonelada de SO2 eliminado). Estas unidades se pudieron con-seguir gracias al ahorro que supuso la utilización de los sistemas instaladospreviamente en otras unidades de la misma planta generadora. El coste total de lasinstalaciones desulfurizadoras de la Fase II que aparece en la Tabla 2 proporcionauna buena estimación del coste inicial de la inversión sin este ahorro, así como delcoste marginal de la eliminación de las emisiones por desulfurización a largo plazo,pero dicho coste aumentará a medida que las instalaciones se ubiquen en unidadesmenos utilizadas y en unidades que no tengan la opción de cambiar a un carbón másbarato, con mayor contenido en azufre (Ellerman y Joskow, 2003). Aún así, estáclaro que se ha producido una importante reducción en el coste de la desulfuriza-ción, y la cuestión es saber si se puede atribuir al Título IV.

16 Este efecto sólo se aplica a unidades con desulfurización que utilizan carbón con un alto contenido enazufre. Las unidades sin desulfurización que queman carbones cuyo contenido en azufre es más alto pagarmenos por el combustible pero necesitan más permisos, lo que significa que no disfrutan de ninguna venta-ja compactiva.


Hasta la fecha, el único trabajo de investigación que ha tratado este tema deforma expresa es el de Popp (2001), que comparó las patentes relacionadas con lasinstalaciones desulfurizadoras desde comienzos de los 70 hasta 1997 con el rendi-miento de éstas según consta en los informes anuales presentados ante la Agencia deInformación sobre la Energía (Energy Information Administration). Popp concluyeque la aprobación de las Enmiendas a la Ley del Aire Limpio de 1990 no conllevóun aumento en la actividad innovadora, que de hecho descendió ligeramente, aun-que el tipo de innovación sí cambió positivamente desde un punto de vista ambien-tal. Durante todo el período, la continua actividad innovadora desembocó en uncoste operativo más bajo, si bien las patentes concedidas después de 1990 están aso-ciadas a una mejora en la eficacia de la reducción de emisiones, que previamentehabía permanecido constante. Las conclusiones de Popp discrepan en parte con lasde otros dos estudios sobre los cambios en la tecnología de las instalaciones dedesulfurización (Bellas, 1998; y Taylor et al., 2001). Bellas examinó los mismosdatos de costes que Popp pero sólo durante 1992, sin encontrar «ningún avanceimportante […] en la tecnología de la reducción», lo que asoció a «la escasez deincentivos para la innovación, [relacionada con] el tipo de normativa que suele uti-lizarse en Estados Unidos». Taylor et al. (2001) analizan una cuestión ligeramentedistinta al intentar determinar la eficiencia relativa de las restricciones regulatoriasy el gasto en I+D para fomentar la actividad innovadora relacionada con las instala-ciones de desulfurización, encontrando la misma disminución en la actividad rela-cionada con las patentes que Popp, aunque también concluyen que existe un aumen-to continuo en la eficiencia en la reducción de emisiones y una disminuciónconstante en el coste de inversión que atribuyen al proceso «learning by doing»17.Estos resultados sobre la tendencia en los costes de las instalaciones desulfurizado-ras, interesantes pero no del todo coincidentes, no proporcionan una base muy sóli-da para suponer que el comercio de emisiones tiene un mayor efecto sobre la inno-vación que otros instrumentos.

Aunque puede considerarse que la desulfurización es la tecnología básica parala reducción de SO2, no es la única vía y en la reducción total de las emisiones deSO2 en virtud del Título IV representa un porcentaje relativamente menor (40 por100) que el cambio a carbón de menor contenido en azufre. Las reducciones en cos-tes obtenidas con el cambio no resultan tan fáciles de documentar ya que éste noatrae la misma atención que la instalación de un sistema de desulfurización, pero sepueden deducir los cambios que disminuyen los costes en la capacidad de las cal-deras construidas para quemar carbones bituminosos para adaptarse al carbón sub-bituminoso del oeste y de menor contenido en azufre. Siempre se pensó que estasunidades podrían transformarse para utilizarlas con carbones subbituminosos, aun-que el mayor contenido en agua y cenizas de este tipo de carbón produciría una dis-minución en la capacidad generadora de la unidad. Por ello se esperaba que las uni-

17 POPP (2002) y TAYLOR et al. (2001) utilizan los datos sobre las patentes de varias formas. Poppconstruye un stock de conocimiento utilizando diversas hipótesis de difusión y caída como variable inde-pendiente, mientras que TAYLOR et al. (2001) se basan en el recuento anual de la concesión de patentes.


dades de la zona central, que quemaban sobre todo carbón de alto contenido en azu-fre, instalaran desulfurizadores o pasaran a utilizar el carbón bituminoso de bajocontenido en azufre producido en la región de los Apalaches. Como los efectos deri-vados de la liberalización del ferrocarril hicieron que el componente transporte seredujese de forma significativa en el coste de los carbones subbituminosos de bajocontenido en azufre procedentes del oeste hacia la zona central, los ingenieros de lascentrales eléctricas comenzaron a experimentar mezclando estos carbones con car-bones bituminosos de alto contenido en azufre procedentes de fuentes locales. Aun-que la conversión del 100 por 100 a los subbituminosos produciría los efectos nega-tivos ya indicados, resultaba igualmente evidente que una mezcla del 1 por 100tendría poco efecto. Por ello, la cuestión operativa básica consistió en determinarcuál sería la mezcla que produciría una reducción en el rendimiento efectivo de launidad. La respuesta fue que, dependiendo de la unidad y de los carbones que semezclasen, las mezclas de hasta el 60 por 100 (y a veces más) de carbón subbitu-minoso de bajo contenido en azufre podían utilizarse sin que la unidad sufriese unadisminución significativa de su capacidad generadora. Los efectos de este avance seextendieron mucho más allá de la zona central: los costes de reducción más bajos enesta zona motivaron precios de permisos más bajos, primas de azufre más bajas parael carbón bajo en azufre de los Apalaches y, en consecuencia, costes de cambio infe-riores en las regiones al este de la frontera económica de los carbones bajos en azu-fre del oeste.

Se pueden observar otros cambios reductores de costes que podrían denominar-se innovaciones ajenas a los generadores y eléctricos como respuesta a la prima delazufre. Así, en la zona central de EEUU se explotaron minas de carbón con canti-dades medias de azufre en áreas donde antes no habían existido. Estas minas podíansuministrar carbón a esa zona a un precio competitivo con las mezclas del oeste,pero cuando la única prima que se pagaba fue para el carbón de cumplimiento(<1,2 #SO2/mmBtu) estas minas no pudieron competir con el coste inferior de lasminas de la zona central que producían carbón de mayor contenido en azufre y nosiguieron explotándose. En el norte de los Apalaches, la otra región productora decarbón con alto contenido en azufre, se observó un cambio similar en la disminucióndel contenido medio de azufre en el carbón que se suministraba, dado que en lasminas se explotaban vetas de carbón con menores cantidades de azufre y una granparte de éste se eliminaba en las plantas de preparación antes del transporte. Estoscambios en el suministro a carbones cuyo contenido de azufre era algo menor peroseguía siendo medio o alto, representan en torno al 36 por 100 de la reducción totalatribuible al cambio de carbones o, en otras palabras, más de la quinta parte del total.

Una cuestión relevante es si estos avances constituyen una innovación o sim-plemente la difusión de una tecnología ya conocida. En general estos cambios en elfuncionamiento de las centrales eléctricas, minas y plantas de preparación no sehabían observado antes ni se habían previsto. Los instrumentos reguladores previos,que tendían a exigir instalaciones desulfurizadoras o a crear distinciones artificialesa lo largo de un gradiente continuo de azufre, no proporcionaban incentivos paraexplorar o realizar cambios en las operaciones que condujesen a la reducción del


contenido en azufre. El Título IV proporcionó el incentivo en forma de primas, queabarcaban todo el gradiente de azufre, para cualquier cambio que conllevara sureducción. Aún está por saber si los propietarios de las centrales eléctricas, los inge-nieros de minas y los propietarios de las plantas de preparación estaban al tanto deestas posibilidades y simplemente necesitaban un incentivo para ponerlas en mar-cha. La respuesta a esta cuestión determinará si esos cambios innovadores puedenconsiderarse una alteración en la variedad de opciones tecnológicas surgida tras laentrada en vigor del Título IV o simplemente la difusión, a raíz del establecimientode incentivos, de técnicas ya conocidas. Otra posibilidad, que parece especialmenteaplicable a la experiencia de mezclar carbones subbituminosos y bituminosos, esque lo que inicialmente fue difusión condujo a nuevas reducciones en los costes gra-cias a procesos «learning by doing».

Burtraw (1996) señaló otra contribución del Título IV a la reducción de costesque no está relacionada con la innovación, denominándole ahorro en costes sincomercio de emisiones. Burtraw observó que el hecho de conceder a las plantas lacapacidad de elegir entre desulfurización, cambio y compra de permisos creó unarivalidad entre los proveedores de reducción de emisiones que no había existidoantes. La amenaza de comprar permisos requiere ciertas transacciones para resultarcreíble, pero no requeriría un mercado plenamente desarrollado. Incluso sin estaamenaza, la capacidad de selección entre el cambio de carbón y la desulfurizaciónaumentó la competencia y contribuyó a reducir los costes.

Lo que se desprende de la experiencia obtenida a través del Título IV es quelos costes son más bajos por razones que van más allá de la capacidad de comerciarcon las reducciones de emisiones entre las fuentes. Durante este período se estabanconsiguiendo mejoras de la productividad en toda la economía estadounidense yCarlson et al. (2000) llegaron a la conclusión de que éstas se aplicaron también a lareducción de SO2 y representaron hasta el 20 por 100 de la reducción en los costesentre 1985 y 1994. Aparte de esta tendencia general, diversas fuentes industrialesindican que la capacidad de comercializar emisiones y las transacciones en sí hanafectado a los mercados relacionados con las unidades generadoras y a la selecciónde la técnica de reducción de emisiones. Habrá que seguir investigando para averi-guar si estos cambios, que a menudo parecen innovación, son cambios reales en lasalternativas técnicas disponibles para las empresas o simplemente difusión de tec-nología ya conocida como respuesta a los incentivos adecuados. Está claro, en todocaso, que los costes son inferiores a los previstos por motivos que van más allá delcomercio de emisiones y que estos cambios no estaban previstos.

7. Otros costes y efectos

Todos los programas de control de las emisiones a la atmósfera implican costesy efectos que van más allá de los costes de reducción observables de modo directoy de la correspondiente disminución de emisiones. En el Programa contra la Lluvia


Ácida se calcula que los costes administrativos de reguladores y regulados han sidoinferiores a los de los programas regulatorios convencionales, si bien no se ha rea-lizado ningún estudio exhaustivo sobre este tema. El aspecto más importante de laadministración del programa está probablemente relacionado con el cambio radicalen la naturaleza de las tareas que ahora se exigen al regulador y al regulado (Kru-ger, McLean, y Chen, 2000).

El cambio en el instrumento regulador desde mandatos en función del emplaza-miento a programas de limitación y comercio ha ido acompañado por el correspon-diente cambio en su ejecución, desde una inspección intermitente e intensiva enmano de obra a mediciones y rendición de cuentas continuas con aportación de grancantidad de información. Si el cumplimiento se define por el respeto a algunanorma, al regulador le interesa saber qué hace cada fuente para reducir las emisio-nes y se necesita un cuerpo de inspectores para comprobar periódicamente el com-portamiento de las unidades reguladas. En un sistema de limitación y comercio laexigencia de permisos para todas las emisiones le permite al regulador despreocu-parse de la reducción de cada fuente y, por lo tanto, prescindir del cuerpo de ins-pectores (excepto para comprobar la precisión de monitorización de la emisión) aun-que las mediciones de las emisiones y la información sobre ellas deben sercontinuas. A su vez, esto exige manejar una mayor cantidad de datos y centrarse másen su contabilización de lo que se necesitaba en la regulación convencional.

Esta nueva aproximación se caracteriza por el control continuo de las emisionesy estos controles suponen a las empresas unos costes nada desdeñables que se sitú-an en torno al 7 por 100 del coste directo de cumplimiento (MCA, págs. 248-50)18.Tal y como muestra Atkeson (1997) en su estudio sobre los candidatos que han opta-do al Título IV, este coste puede ser un importante elemento disuasorio para la par-ticipación voluntaria. En el caso de las unidades de las empresas de electricidadsujetas al Título IV, se exigió el control continuo e información sobre las emisionesde SO2, NOX y CO2 (dióxido de carbono). En la medida en que esta información seutiliza para la aplicación de otros programas de control de emisiones a la atmósfe-ra, como por ejemplo el programa de promediación de NOX del Título IV o el pro-grama nororiental para el NOX (Northeastern NOX Budget Program), o en la medi-da en que los datos suministran beneficios ajenos al programa original, este costedebería atribuirse parcialmente a esos otros usos. No obstante, la experiencia con elTítulo IV deja claro que el coste de este prerequisito para el comercio de emisionesno es desdeñable.

Los costes administrativos en los que ha incurrido la EPA son considerablemen-te inferiores y de naturaleza distinta a los que hubiera tenido que hacer frente con unprograma regulatorio convencional. McLean (1997) afirma que el gasto de la EPApara poner en marcha y operar el Programa contra Lluvia Ácida durante los prime-

18 MCLEAN (1997) hace un cálculo considerablemente más alto de los costes de control, entre 200 y 300millones de dólares al año por el control de todas las fuentes. El cálculo que se hace en MCA del 7 por 100del coste directo de cumplimiento para las unidades de la Fase I en 1995 implica un coste anual de alrededorde 50 millones de dólares. Dado que los costes directos de cumplimiento resultan generalmente más bajos paralas unidades de la Fase II, el porcentaje para todo el programa es probablemente superior al 7 por 100.


ros cinco años fiscales posteriores a su aprobación (1991-1995) ascendió a 44 millo-nes de dólares de un total de 1,09 miles de millones de dólares necesarios para apli-car todos los programas de las Enmiendas a la Ley de Aire Limpio de 1990. Aunqueno existe un cálculo de los gastos en que habría tenido que incurrir la EPA para intro-ducir y operar un programa equivalente de mandato y control, la importancia delPrograma contra la Lluvia Ácida es desde luego superior al 4 por 100 de lo conse-guido por los programas asociados a las Enmiendas a la Ley del Aire Limpio de1990. Kruger, McLean y Chen (2000) describen los importantes requisitos relativosal manejo de datos que ahora se precisan e indican que esto no hubiera resultadomucho más caro antes de los recientes avances en informática y gestión de datos.Además, el alto nivel de automatización y la disminución en las necesidades de ins-pección han reducido enormemente las necesidades de personal. McLean (1997)indica que la administración del programa requiere alrededor de 150 años de traba-jo en los ámbitos federal, estatal y local, lo que equivale a cerca del 1 por 100 de las150.000 personas que trabajan en el control de la contaminación atmosférica endichos organismos. Tal y como ocurre con los gastos, este porcentaje resulta ínfimopara un programa que ha contribuido en más de un 1 por 100 a la reducción de dañosambientales procedentes de las emisiones a la atmósfera.

Aunque ningún investigador ha intentado abordar este tema, los costes adminis-trativos del programa de limitación y comercio para las empresas sometidas a regu-lación no son tan claramente menores a los derivados de la regulación convencio-nal. El coste del control continuo de emisiones es el factor principal de estefenómeno. Tal y como ocurre con los reguladores, los recursos administrativos de laempresa se dirigen a la presentación de informes sobre las emisiones y a la gestiónde los permisos, aunque no contamos estudios sobre las diferencias entre estos cos-tes y lo que supone la atención a los inspectores y el envío de información necesa-rios bajo un sistema convencional de mandato y control. Puede que no sean mayo-res, pero tampoco son claramente inferiores. En todo caso, las empresas reguladasparecen unánimes a la hora de expresar su preferencia por este nuevo tipo de regu-lación, presumiblemente porque los beneficios derivados de la reducción de los cos-tes de cumplimiento directo compensan cualquier coste adicional que pudiera surgiren la monitorización y gestión de los permisos.

Otro de los logros importantes en cuanto a otros costes es la reducción de loscostes de transacción en el comercio. La creación de una unidad de medición están-dar y la ausencia de requisitos de revisión en los intercambios han evitado los cuan-tiosos costes de transacción que limitaron los primeros experimentos de la EPA eneste campo (Ellerman et al., 2003; Kruger, McLean, y Chen, 2000). El derecho aemitir se ha convertido en un producto de fácil comercialización y las comisiones delos intermediarios son, en consecuencia, bajas. Esta característica, por supuesto, hafacilitado enormemente el desarrollo del mercado y los consiguientes ahorros encostes.

También son importantes dos de los efectos del Programa contra la Lluvia Ácidaque no están relacionados con los costes secundarios. El primero ha sido la creaciónde instituciones con constante interés en el comercio de emisiones. Ya hemos men-


cionado la aparición de intermediarios, como corredores de bolsa, bancos y otrosagentes que pueden ofrecer servicios de transacción y de gestión de riesgos. Y, comoquizás es inevitable que ocurra con cualquier actividad económica importante, se hacreado una Asociación para la Comercialización de Emisiones (Emissions Marke-ting Association) para promocionar el comercio de emisiones a través de diversosprogramas educativos, informativos, divulgativos y de captación de apoyos. Porúltimo, parecen no tener fin las conferencias, reuniones y los talleres donde se reú-nen profesionales de los sectores público y privado e integrantes del mundo acadé-mico para debatir sobre un aspecto u otro del comercio de emisiones.

A pesar de haberse producido esta institucionalización del comercio de emisio-nes, recientemente también se ha abrazado una reacción contraria, representada porClear the Air (2002) y Moore (2002). Este último expone de forma sucinta la posi-ción de estos grupos: «la comercialización debe rechazarse cuando se proponga yrevocarse en los casos en que ya exista» (pág. 2). Estos supuestos estudios son docu-mentos de presión consecuencia de la propuesta Clear Skies del gobierno de Bushque, además de disminuir en dos tercios el límite máximo de SO2 y de establecerlímites máximos nacionales para el NOX y el mercurio, eximiría a las unidades suje-tas de los requisitos de utilizar la mejor tecnología de control disponible que figuranen la actual Ley del Aire Limpio. Basándonos en la experiencia adquirida con laaplicación del Título IV, podríamos concluir que éste es un buen trato, tal y comohan adelantado algunos profesores universitarios (Ellerman y Joskow, 2000) y sesugiere en las publicaciones de algunas organizaciones ecologistas (Goffman yDudek, 1995; Environmental Defense, 2000) y miembros de organizaciones deinvestigación orientadas al medio ambiente (Swift, 2000; Swift, 2001), si bien éstees un punto de vista que distan mucho de compartir la totalidad de los integrantesdel colectivo ambientalista. Los motivos del rechazo del comercio de emisiones vanmás allá del alcance de este artículo, pero siempre están presentes el desdén por lastransacciones con agentes contaminantes por considerarlo algo moralmente censu-rable y la preocupación por la pérdida de margen de maniobra por parte de la Admi-nistración. Aunque estas actitudes podrían considerarse como una última tentativaante un consenso cada vez más dominante, han encontrado eco en un editorial delNew York Times y se han traducido en una ley en Nueva York que restringiría el con-sumo de emisiones. En lo que quizás sea un ejemplo de las nuevas instituciones, estaley estatal ha sido revocada en la Corte Federal de Apelaciones por considerarla unaviolación de la cláusula relativa al comercio interestatal de la Constitución de Esta-dos Unidos, tras una petición de resolución rápida presentada por los miembros dela Emissions Transaction Association (CAMG vs. Pataki, 2002).

8. Conclusiones e implicaciones

La experiencia derivada del Título IV y, en menor medida, de otros programasde limitación y comercio, marca un punto de inflexión en la regulación de las emi-siones a la atmósfera en Estados Unidos. Esta experiencia ha demostrado que los sis-


temas de incentivos basados en el mercado pueden reducir las emisiones con lamisma eficacia y con un coste considerablemente menor que en las aproximacionesconvencionales de mandato y control. A consecuencia de ello, se ha convertido enprácticamente obligatorio que cualquier propuesta legislativa para limitar las emi-siones a la atmósfera en Estados Unidos incluya al comercio de emisiones. Aunquela coincidencia entre izquierda y derecha en el espectro político no sea tan plenacomo pudiera parecer a primera vista, parecen existir pocas dudas de que el comer-cio de emisiones va a desempeñar un papel cada vez más importante en la regula-ción de las emisiones a la atmósfera en Estados Unidos y, probablemente, en otroslugares.

La opinión ortodoxa mantiene tanto que se necesita el comercio de emisionespara las nuevas iniciativas de control de emisiones como que la estructura existentede regulación de mandato y control es sacrosanta. Por ello, todas las propuestaslegislativas que otorgan nuevas competencias para regular las emisiones a la atmós-fera incluyen el comercio de emisiones, aunque su aprobación no haya sido másrápida por este motivo. Se siguen planteando las mismas cuestiones de coste y bene-ficio y los mismos imperativos de llegar a un consenso político viable. Si bien noparece que las propuestas legislativas que incluyen el comercio de emisiones avan-cen con rapidez, se está produciendo un cambio menos patente y potencialmentemás importante. Se están adoptando sistemas de limitación y comercio como elmedio preferido para conseguir los objetivos ambientales para los cuales ya existeuna autoridad legislativa y regulatoria que aplica las medidas convencionales. Ejem-plos de ello son el Programa RECLAIM, el Programa nororiental para el NOX, ade-más de la norma sobre NOX de los Planes Estatales de Aplicación (NOX SIP Call).En efecto, estos nuevos programas de limitación y comercio han sustituido poco apoco al sistema regulador convencional existente. Esta tendencia está en consonan-cia con la creciente confianza en las fuerzas de mercado, que durante las últimasdécadas se puso de manifiesto en todos los ámbitos regulatorios, e indica que elaumento en la utilización de los programas de limitación y comercio se puede mani-festar tanto en cambios incrementales en la estructura de mandato y control como através de nuevos y audaces avances en el ámbito legislativo.

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