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2014 46 Juan Antonio Román Aso Valoración económica de la tributación sobre emisiones en el ámbito autonómico Director/es Departamento Estructura e Historia Económica y Economía Pública Vallés Giménez, Jaime Director/es Tesis Doctoral Autor Repositorio de la Universidad de Zaragoza – Zaguan http://zaguan.unizar.es UNIVERSIDAD DE ZARAGOZA Departamento Director/es Juan Antonio Román Aso VALORACIÓN ECONÓMICA DE LA TRIBUTACIÓN SOBRE EMISIONES EN EL ÁMBITO AUTONÓMICO Director/es Estructura e Historia Económica y Economía Pública Vallés Giménez, Jaime Tesis Doctoral Autor 2014 Repositorio de la Universidad de Zaragoza – Zaguan http://zaguan.unizar.es UNIVERSIDAD DE ZARAGOZA Departamento Director/es Director/es Tesis Doctoral Autor Repositorio de la Universidad de Zaragoza – Zaguan http://zaguan.unizar.es UNIVERSIDAD DE ZARAGOZA Universidad de Zaragoza Departamento de Estructura e Historia Económica y Economía Pública VALORACIÓN ECONÓMICA DE LA TRIBUTACIÓN SOBRE EMISIONES EN EL ÁMBITO AUTONÓMICO Autor: Juan Antonio Román Aso Director: Dr. Jaime Vallés Giménez INTRODUCCIÓN......................................................................................... 1 CAPÍTULO 1: ASPECTOS TEÓRICOS DE LA TRIBUTACIÓN AMBIENTAL SOBRE EMISIONES .......................................................... 7 1.1 Introducción ............................................................................................. 9 1.2 Los problemas ambientales y la justificación económica de la intervención ................................................................................................. 11 1.2.1 Externalidades como justificación de acción pública ....................................... 11 1.2.2 Valoración de impacto ambiental ..................................................................... 14 1.3 Instrumentos de corrección del fallo de mercado ............................. 16 1.3.1 Regulación ........................................................................................................ 16 1.3.2 Tributación ........................................................................................................ 18 1.3.3 Subvenciones .................................................................................................... 22 1.3.4 Ventajas de la imposición ambiental sobre la regulación ................................. 22 1.3.5 Derechos negociables ........................................................................................ 24 1.3.6 Comparativa entre derechos negociables y tributación..................................... 28 1.3.7 Acuerdos voluntarios ........................................................................................ 29 1.4 Los principios tributarios ..................................................................... 30 1.5 Asignación territorial de la imposición verde .................................... 33 1.5.1 Asignación jurisdiccional de las competencias en bienes públicos .................. 33 1.5.2 Externalidades negativas y daño ambiental. Corrección del impacto ecológico entre diferentes jurisdicciones: Cooperación o centralización ......................... 35 1.5.3 La tributación ambiental como instrumento de corrección del daño ambiental. ¿Qué jurisdicción debe gestionar dichos impuestos? ...................................... 36 1.6 Conclusiones .......................................................................................... 39 CAPÍTULO 2: ASPECTOS GENERALES SOBRE LA TRIBUTACIÓN AMBIENTAL EN ESPAÑA Y LA EXPERIENCIA COMPARADA A NIVEL INTERNACIONAL ....................................... 43 2.1 Introducción ........................................................................................... 45 2.2 Experiencia internacional ...................................................................... 46 2.2.1 Aspectos cualitativos de la tributación ambiental internacional. ...................... 46 2.2.2 Aspectos cuantitativos de la tributación ambiental internacional. .................... 50 2.2.3 Política ambiental en la Unión Europea ........................................................... 55 2.2.4 Armonización vs integración fiscal europea ..................................................... 56 2.3 Tributación ambiental en España ....................................................... 57 2.3.1 Marco legislativo .............................................................................................. 57 2.3.2 Aspectos generales ............................................................................................ 59 2.4 Tributación sobre emisiones en España .............................................. 63 2.4.1 Introducción ...................................................................................................... 63 2.4.2 Marco legislativo .............................................................................................. 66 2.5 Valoración de la tributación sobre emisiones ..................................... 70 2.5.1 Suficiencia, eficiencia y equidad ...................................................................... 70 2.5.2 Flexibilidad ....................................................................................................... 72 2.5.3 Otros principios: sencillez y perceptibilidad ..................................................... 73 2.5.4 Efectividad ambiental ....................................................................................... 73 2.6 Conclusiones .......................................................................................... 75 CAPÍTULO 3: ANÁLISIS EMPÍRICO DEL IMPACTO DE LA TRIBUTACIÓN AUTONÓMICA SOBRE EMISIONES ...................... 79 3.1 Introducción ........................................................................................... 81 3.2 Revisión de la literatura ....................................................................... 82 3.3 Efecto de la tributación sobre emisiones ............................................. 87 3.3.1 Introducción ...................................................................................................... 87 3.3.2 El modelo con datos agregados ......................................................................... 88 3.3.3 El modelo con datos desagregados ................................................................. 100 3.3.4 Conclusiones e implicaciones políticas .......................................................... 109 3.4 Frontera de eficiencia en costes ......................................................... 111 3.4.1 Introducción .................................................................................................... 111 3.4.2 Revisión de la literatura .................................................................................. 114 3.4.3 Datos y metodología ....................................................................................... 115 3.4.4 Resultados generales ....................................................................................... 118 3.4.5 Conclusiones e implicaciones políticas .......................................................... 122 3.5 Convergencia estocástica en las emisiones autonómicas ................. 124 3.5.1 Introducción .................................................................................................... 124 3.5.2 Revisión de la literatura .................................................................................. 126 3.5.3 Datos y metodología ....................................................................................... 127 3.5.4 Resultados generales ....................................................................................... 130 3.5.5 Resultados gráficos ......................................................................................... 134 3.5.6 La Curva de Kuznets Ambiental para España ................................................ 137 3.5.7 Conclusiones e implicaciones políticas .......................................................... 145 CAPÍTULO 4: REFLEXIONES FINALES ................................................ 147 4.1Síntesis de las principales conclusiones .............................................. 149 4.2Instrumentos de corrección ................................................................. 150 4.3Propuestas de mejora en la gestión y el diseño ................................. 153 REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS .................................................... 157 Introducción 6 Finalmente, el capítulo “Reflexiones finales” recoge las principales conclusiones de la investigación y realiza una función de síntesis, que favorece la comprensión de dicho proyecto como un todo. En este punto, aprovecho la ocasión para agradecer el apoyo a los departamentos de Estructura e Historia Económica y Economía Pública y Análisis Económico de la Facultad de Economía y Empresa de la Universidad de Zaragoza. En especial, quiero mostrar mi más sentido agradecimiento a Jaime Vallés Giménez, director del presente proyecto, por su gran dedicación y esfuerzo. Me gustaría agradecer a su vez, la inestimable ayuda de los grupos de investigación de Análisis Económico Cuantitativo y Selección de Modelos Econométricos del departamento de Análisis Económico. Finalmente, no puedo olvidar el apoyo mostrado por Laura, por mi familia, amigos y compañeros del Master y doctorado, a quienes dedico este trabajo. ASPECTOS TEÓRICOS DE LA TRIBUTACIÓN AMBIENTAL SOBRE EMISIONES 1.1 Introducción ............................................................................................. 9 1.2 Los problemas ambientales y la justificación económica de la intervención ................................................................................................. 11 1.2.1 Externalidades como justificación de acción pública ....................................... 11 1.2.2 Valoración de impacto ambiental ..................................................................... 14 1.3 Instrumentos de corrección del fallo de mercado ............................. 16 1.3.1 Regulación ........................................................................................................ 16 1.3.2 Tributación ambiental ....................................................................................... 18 1.3.3 Subvenciones .................................................................................................... 22 1.3.4 Ventajas de la imposición ambiental sobre la regulación ................................. 22 1.3.5 Derechos negociables ........................................................................................ 24 1.3.6 Comparativa entre derechos negociables y tributación..................................... 28 1.3.7 Acuerdos voluntarios ........................................................................................ 29 1.4 Los principios tributarios ..................................................................... 30 1.5 Asignación territorial de la imposición verde .................................... 33 1.5.1 Asignación jurisdiccional de las competencias en bienes públicos .................. 33 1.5.2 Externalidades negativas y daño ambiental. Corrección del impacto ecológico entre diferentes jurisdicciones: Cooperación o centralización ......................... 35 1.5.3 La tributación ambiental como instrumento de corrección del daño ambiental. ¿Qué jurisdicción debe gestionar dichos impuestos? ...................................... 36 1.6 Conclusiones .......................................................................................... 39 Capítulo 1 9 1.1 Introducción Desde el final de la última glaciación, la actividad humana se ha desarrollado en un contexto de estabilidad climática, que actualmente se encuentra en peligro debido al calentamiento global. Según el Informe de Síntesis de 2007 del Panel Intergubernamental sobre Cambio Climático (IPCC, 2007), las observaciones llevadas a cabo en todos los continentes y océanos, confirman la existencia de un proceso generalizado de deshielo, un incremento de las temperaturas oceánicas y terrestres, y en el nivel del mar. Ante dichas evidencias, el fenómeno de cambio climático parece haber encontrado un amplio consenso en el entorno científico. Respecto a las consecuencias del cambio climático y según la Agencia de Protección del Medio Ambiente de Estados Unidos, algunos son irreversibles, pero se puede mitigar su impacto procurando una reducción en las emisiones de gases de efecto invernadero (GEI). En caso contrario, si se agrava este proceso y se produce un cambio en el clima, la actividad humana, estrechamente conectada con el medio natural, sufrirá las consecuencias del mismo cambio que provocó. Debido a la trascendencia del problema que supone el cambio climático, la investigación en este ámbito ha sido prolija en los últimos años, circunscrita fundamentalmente al estudio de los medios económicos necesarios para frenar el proceso y al tiempo que resta para convertir las consecuencias en inevitables. A continuación, vamos a revisar algunos trabajos destacados. El Informe Stern (Stern, 2006), apunta que la lucha contra la degradación del medio natural supone un coste considerable en términos económicos, pero la no intervención eleva los costes futuros considerablemente. El informe aboga por una “respuesta internacional, basada en un entendimiento común de los objetivos a largo plazo”. Para lograrlo, asume que es necesario fomentar el comercio de emisiones, la Capítulo 1 10 cooperación tecnológica, la lucha contra la deforestación y la adaptación de los objetivos a la situación de cada país 1 . Por otra parte, Nordhaus (2008) afirma que limitar las emisiones de CO2 es un factor de ahorro para las generaciones futuras. Además, a la hora de valorar una inversión en favor de un objetivo ambiental, señala que no se debe realizar desde la perspectiva del coste beneficio (cociente entre ambas magnitudes) sino del beneficio neto (resta). En esta línea, Kempf (2011) advierte del peligro que supone una posible aceleración de los efectos del cambio climático que impida una respuesta efectiva a corto plazo. Este acontecimiento pondría en riesgo la estabilidad económica mundial, afectando negativamente al bienestar de la población. En aras de impedir las consecuencias negativas del cambio climático, debemos incentivar un cambio en el proceso productivo a través de los hábitos de consumo. Al tiempo que las administraciones procuren una regulación de la actividad privada que potencie dicha transformación. Una vez revisados algunos trabajos sobre el tema climático, y con el fin de establecer los conceptos básicos del capítulo, procedemos a mostrar la estructura del mismo. En primer lugar, se aborda la justificación de intervenir, que procede del hecho de que la iniciativa privada no tiene en cuenta los beneficios ni los costes sociales en el equilibrio de mercado. Para paliar dicha carencia, se debe implementar una medida que garantice el equilibrio social óptimo. Por otro lado, se expondrán los diferentes tipos de intervención, comparando las regulaciones tradicionales con la tributación y ésta última, con los mecanismos de intercambio de derechos de emisión. Posteriormente, se introducen los principios impositivos de cara a disponer de un marco donde evaluar la tributación sobre emisiones 1 A dicho informe, le sucedieron una serie de trabajos críticos con la previsión del coste de las emisiones (Reisman, 2006) y con la estimación de la tasa de descuento para las inversiones en protección ambiental (Mendelsohn, 2006; Ian Byatt et al., 2006 y Carter et al., 2006). Capítulo 1 11 Finalmente, otro factor que merece especial mención es la asignación jurisdiccional Los criterios, como veremos más adelante, no son unánimes aunque se ha logrado cierto consenso alrededor de la necesidad de internacionalizar las soluciones para un problema de magnitud mundial. No obstante, la dificultad de tributar por encima de los gobiernos nacionales conlleva una solución de second-best, donde la jurisdicción central y regional se disputan el protagonismo. 1.2 Los problemas ambientales y la justificación económica de la intervención 1.2.1 Externalidades como justificación de la acción pública En este primer apartado, vamos a tratar las cuestiones referentes al estudio de la teoría de las externalidades, cuyo origen se encuentra en la contribución de Pigou (1920). La externalidad tiene lugar cuando la actividad económica de un agente afecta al bienestar de otro, que no participa en el proceso productivo. Si el efecto representa un beneficio, se trata de una externalidad positiva, y si es un coste, se denomina externalidad negativa. Esta idea proviene de la propia naturaleza del mercado, cuyo equilibrio garantiza únicamente la contabilización de los costes y beneficios privados, sin considerar los costes externos de la actividad. Este desajuste requiere una corrección que reestablezca el equilibrio entre el Coste Marginal Social y el Beneficio Marginal Social. Si bien, la economía ambiental trasciende el ámbito de las externalidades y engloba la condición de bien público del medio ambiente que, según Erias (2003) cumple los principios de no exclusión y no rivalidad. La naturaleza de dichos bienes implica que pueden ser disfrutados de manera universal y al suponer un beneficio para el conjunto de los ciudadanos, su asignación se encuentra en la órbita de la responsabilidad pública (Musgrave y Musgrave, 1976). La contaminación atmosférica procedente de la actividad económica responde claramente al esquema de externalidad negativa. Esto comporta una asignación ineficiente del bien público, que requiere una intervención para restituir la oferta a su Capítulo 1 12 nivel óptimo. En nuestro caso, consideramos que el aire es un recurso de propiedad común y la contaminación es un efecto externo negativo vinculado a dicho bien. Coase (1960) establece una solución a través de la asignación de derechos de propiedad sobre el bien. Dicho método se sustenta en una negociación a coste nulo entre una empresa que contamina y los ciudadanos (se convierten en agentes privados y no externos al mercado). Si consideramos que la empresa tiene derecho a contaminar, los habitantes de las localidades adyacentes pagarán una compensación a la empresa por reducir su contaminación hasta el equilibrio social. Alternativamente, si los derechos de propiedad se adjudican a los ciudadanos, la empresa deberá pagar por contaminar, elevando sus costes y reduciendo la producción hasta el óptimo social. El límite para ambos casos, se encuentra en el punto en el que se igualen las pretensiones de unos y otros. A esta iteración se la denomina Teorema de Coase y se representa en el gráfico 1.1. El análisis cuenta con cuatro hipótesis de partida: la economía es competitiva; los agentes cuentan con información perfecta; los costes de transacción son nulos (o muy bajos); y la asignación de los recursos será eficiente e invariante si se respetan las leyes de propiedad. El equilibrio de mercado se sitúa en el punto de corte de la demanda D y de los costes marginales privados C´p, es decir, en X*. Si los derechos se asignan a la empresa, los ciudadanos estarán dispuestos a pagar como máximo (a), el coste marginal de la externalidad (C´e). La empresa, por su parte, determinará que la compensación mínima por reducir su producción (b) será la diferencia entre los costes marginales del equilibrio privado y el coste marginal social derivado de reducir su producción. Si los derechos de propiedad se asignan a los ciudadanos, la cantidad máxima que la empresa estaría dispuesta a pagar por contaminar se corresponde con el aumento de su coste marginal privado (b). Por otro lado, los ciudadanos exigirán como mínimo los costes marginales de la externalidad (a). La solución se encuentra donde se igualan a y b, es decir, la máxima disponibilidad a pagar de una parte y la mínima cantidad a recibir de la otra, X**. Esto implica que no sería necesaria la intervención pública salvo para garantizar la adecuada asignación de los derechos de propiedad. Capítulo 1 13 Gráfico 1.1: Teorema de Coase Fuente: elaboración propia a partir de Coase (1960) A pesar de ser coherente desde un punto de vista teórico, en la práctica su implementación es muy problemática, debido a la dificultad que deriva del alto número de agentes negociadores y a la existencia de free-riders (Riera et al., 2005). Los problemas en la aplicación de un sistema de negociación colectiva justifican la intervención pública en presencia de un fallo de mercado. No obstante, la intervención del sector público no es infalible y está sujeta a condicionantes políticos que limitan su efectividad. Rosen (2008) sostiene que si la solución de mercado no es eficiente (o no tiene en cuenta criterios de equidad) la asignación pública tampoco tiene porqué serlo 2 . 2 Wolf (1995) incide en la imperfección delos mercados y los gobiernos Capítulo 1 14 En cualquier caso, bajo la hipótesis de una excesiva concentración en el poder de mercado e incluso de inexistencia del mismo, la intervención sería ineludible y se postula como un instrumento esencial para alcanzar, o al menos aproximar una asignación óptima 3 1.2.2 Valoración de impacto ambiental Al problema de asignación de derechos de propiedad, se une la dificultad de evaluar en términos monetarios el impacto ambiental. Dicha valoración económica implica cuantificar los bienes y servicios derivados de los recursos naturales, sin que exista necesariamente un precio de mercado (Tomasini, 2001). Si se realiza de forma satisfactoria, facilita la evaluación de las políticas ambientales desde un análisis costebeneficio. De este modo, el regulador conoce cuál es el coste ambiental evitado y el coste necesario para internalizarlo y puede decidir sobre la idoneidad de una u otra intervención. En este contexto, destacan los trabajos de Epstein (1996) y Boone y Rubenstein (1997) que introducen el concepto de contabilidad medioambiental. Con el desarrollo de esta disciplina, se pretende conocer la “carga de impacto ambiental basado en el coste de control” (Mathews y Lockhart, 2001). La forma de medirlo es a través del pago por la instalación y puesta en marcha de los controles ambientales tecnológicos 4 . El segundo método para valorar de los efectos externos es la estimación de una función de aproximación del daño ambiental. En la cual, la información científica se integra en los modelos económicos, como método para estimar los costes externos 3 Otra de las causas que justifican la intervención es el riesgo sobre la salud que origina el empeoramiento de la calidad atmosférica. Bordehore (2001), Lechón et al. (2002) o Aloi y Tournemaine (2011), entre otros. 4 Los autores que apoyan esta metodología argumentan que el coste de la unidad marginal del servicio de control, bajo los límites ambientales establecidos, equivale de forma aproximada al precio que la sociedad está dispuesta a pagar por un determinado nivel de protección. Capítulo 1 15 de los impactos físicos. Epstein (1996) describió tres maneras de medir los costes ambientales para su modelización. Coste basado en el control de la contaminación antes de que aparezca. Coste de limpiarla después de su aparición. Coste de reparar el daño una vez que éste ha tenido lugar. La primera alternativa en la valoración del impacto ambiental es una solución de carácter estático, ya que se pueden producir cambios en las disponibilidades de pago o en los precios de los mecanismos de control. La función de daño ambiental tiene un sentido más dinámico que permite estimar los costes del daño físico, obteniendo un resultado extrapolable a otras situaciones. A pesar de ello, la función de daño está sujeta a una errónea modelización, e incluso, a una interpretación equivocada de los resultados. En este sentido, es más recomendable optar por la primera metodología que, obviamente, se deberá modificar con las variaciones en los principales factores. Tirado (2003) identifica otras dos formas de valorar el coste externo ambiental. La primera está basada en la pérdida de bienestar social, medida a través de la compensación que se exige a los agentes que contaminan. Esta metodología requiere el cálculo del valor presente de los impactos futuros, por lo cual, se deberá establecer una tasa de descuento en función de unos criterios de equidad intergeneracional. La segunda forma de valoración de la externalidad es la disposición a pagar, es decir, el esfuerzo que la sociedad debe hacer para evitar el daño ambiental. Únicamente puede funcionar a modo de límite inferior, ya que se necesita conocer la disponibilidad real de pago de los ciudadanos. El objetivo final de valorar el impacto ambiental es la aplicación de una política eficiente que maximice los beneficios netos (económicos y ambientales) de la comunidad (Tomasini, 2001). Una intervención correctora genera también unos costes de inversión (muy altos en el caso de la reducción de emisiones) que pueden mitigar considerablemente el impacto negativo de la actividad contaminadora sobre el Capítulo 1 22 1.3.4 Ventajas de la tributación sobre emisiones respecto a la regulación Una intervención pública se debe llevar a cabo teniendo en cuenta el criterio de coste efectividad (Gago et al. 2005). Desde una perspectiva temporal, los controles directos representan una alternativa viable en el corto plazo, ya que incentivan el cumplimiento de una norma concreta, no obstante, los impuestos impulsan una transformación en la producción, que afecta al equilibrio productivo en el largo plazo. Por ejemplo, si se impone un límite a la contaminación, el agente afectado no emitirá más de lo permitido. Si se establece un impuesto, el agente reduce su nivel de contaminación, mejorando la tecnología de producción gracias a los incentivos fiscales. El gráfico 1.2 muestra como la regulación determina un volumen de emisiones de equilibrio idéntico para dos agentes, cuyos beneficios marginales de reducción (BM) son distintos. Esta medida equipara el nivel de emisión de ambas, pero no el esfuerzo que deben realizar para alcanzar ese límite (Jenkins and Lamech, 1992) El equilibrio del impuesto ambiental lo determina el precio de la emisión, por tanto, el esfuerzo para los dos agentes es equitativo, aunque no reducen la contaminación en la misma cuantía. De este modo, se alcanzará el nuevo equilibrio con una cantidad inferior del producto y un precio superior. Gráfico 1.2: Imposición frente a control directo Fuente: Elaboración propia a partir de Gago y Labandeira (1997) Capítulo 1 23 Por otra parte, la solución eficiente minimiza el coste para jurisdicciones diferentes y conduce a una mejora ambiental no uniforme, como revela el gráfico 1.3. Cualquiera de los dos agentes (A y B) acometerá una reducción en el daño ambiental hasta que su función de costes marginales (CMR) coincida con la cuantía del impuesto unitario t, en D(A) y D(B), respectivamente 9 . El área en negrita determina el coste de establecer un equilibrio común que denominamos D*. En términos generales, la fiscalidad minimiza el coste marginal de reducción del daño ambiental, ya que su impacto difiere según los costes de cada agente y facilita la puesta en práctica del principio de “quien contamina paga”, promovido por la OCDE (1972). Este principio está generalmente aceptado por la sociedad y por el análisis económico. Gráfico 1.3: Solución eficiente de descontaminación Fuente: Elaboración propia. 9 Al principio por el cual los esfuerzos de reducción del impacto ambiental deben establecerse en función de los costes de cada agente se le denomina Principio de Equimarginalidad. Capítulo 1 24 1.3.5 Sistema de intercambio de derechos de emisión El sistema de intercambio es un mecanismo por el cual, los agentes económicos pueden comprar o vender derechos de contaminación en función de sus necesidades productivas. De esta forma, se puede controlar el volumen total de emisiones, al mismo tiempo, que se incentiva su reducción a través de los beneficios de la venta de derechos. Las distintas formas de aplicarlo se pueden clasificar en función de los siguientes criterios. El instrumento de intercambio: existen dos alternativas, permisos o créditos. En la primera, el gobierno o la institución encargada de la gestión, asigna límites de emisión a los agentes privados permitiendo comerciar entre ellos. Este esquema se denomina cap-and-trade y su principal exponente es el Sistema de Intercambio de Emisiones de la Unión Europea (EU-ETS). En la segunda, denominada baseline-and-credit, el agente privado puede vender el crédito o derecho que recibe de las autoridades ambientales, si reduce sus emisiones por debajo de un nivel, determinado generalmente por el business as usual. Su implementación ha tenido lugar en Australia. En lo que respecta al precio de la asignación, se puede optar entre la concesión gratuita o la subasta. Con la gratuidad se reduce, según Malueg (1986), Milliman y Price (1986) y Jung et al. (1996) la capacidad de generar incentivos a la adopción de nuevas tecnologías, dado que una innovación deprecia los permisos cuando son asignados 10 . En sentido contrario, Requate (2005) afirma que la innovación deprecia los permisos, con independencia de la forma en la que sean entregados. Asimismo defiende que la decisión 10 El proceso innovador supone una modificación en la producción y la empresa no requerirá todos los permisos que tenía asignados, cayendo consecuentemente el valor de los mismos. La asignación puede hacer que el agente privado no estime necesario reducir la contaminación, ya que cuenta con los permisos de forma gratuita. Pero, si debe pagar en subasta, se ve incentivado a reducir ese coste y estará más dispuesto a innovar. Capítulo 1 25 dependerá de los incentivos a largo plazo de la empresa y de otras políticas complementarias de carácter fiscal. Tras Coase (1960), el sistema de intercambio aparece por primera vez en las tesis de Dales (1968) y más tarde, en Montgomery (1972) y Tietenberg (1985), que analizan la eficiencia del sistema de intercambio y su incorporación al catálogo de políticas ambientales. Sin embargo, no fue hasta 1994 cuando se estableció en Estados Unidos para SO2 y NO2. Desde entonces y según Libecap (2011), las emisiones han caído un 50% a pesar de las carencias estructurales del propio sistema (se limita a las empresas e industrias de algunos sectores y no a los automóviles, en las asignaciones se han tenido en cuenta criterios políticos…). Además, cifra en un billón de dólares el ahorro en políticas reguladoras. Debido a su efectividad, desde el Congreso de Estados Unidos han surgido nuevas propuestas políticas que promueven la ampliación en el uso de esta herramienta de intervención. La mayoría de los legisladores ven en dicha alternativa la opción más rentable y eficiente de cara a mitigar las emisiones contaminantes, sin perjudicar a la industria. La tabla 1.3 resume las principales conclusiones: Tabla 1.3: Resumen de las propuestas Propuesta Reducción GEI en 2050 Pérdida PIB respecto a BAU Lieberman-McCain 60% desde 1990 0.23% Lieberman-Warner 70% desde 2005 0.44-2.15% Waxman-Markey 83% desde 2005 0.2-0.9% Kerry-Lieberman 83% desde 2005 0.1-1.0% Nota: El escenario BAU (Business As Usual) hace referencia al escenario sin intervención. Fuente: Skeptical Science Capítulo 1 26 También en 1994, entró en funcionamiento para el NH3 en Holanda y a raíz de esto, algunos países europeos estudiaron su aplicación por separado. Finalmente se optó por un acuerdo común en el marco de la Unión Europea. En las dos primeras etapas (2005-2007 y 2008-2012), el funcionamiento se basaba en la aprobación individual de un Plan Nacional de Asignación, en el que se designan las instalaciones que podían participar en el mercado. A partir de 2013, el volumen y metodología de asignación pasan al ámbito comunitario, además, la Comisión Europea ha optado por subastar un 40 % de los derechos de emisión La determinación del precio de equilibrio en el sistema europeo de intercambio se basa en los movimientos de la oferta y demanda, que se ven afectados por las circunstancias económicas. Tal es el caso que un crecimiento económico estable y sostenido en el tiempo incrementa las necesidades de emisión de los agentes, impulsando al alza la demanda y por consiguiente, el precio. De la misma forma, una ralentización reducirá la demanda de emisiones y situará a la oferta por encima, generando la consecuente caída en los precios. En el gráfico 1.4, se refleja un cambio brusco a la baja en dos ocasiones. El primero tuvo lugar al final de la fase de asignación (2005-2007), debido a que la normativa no permite el préstamo entre los dos períodos, es decir, los permisos no agotados ni vendidos en un período caducan una vez que se pone en marcha el siguiente plan de asignación. Los agentes ofertaron masivamente sus permisos, provocando una caída generalizada en el precio. La segunda se produjo como consecuencia del comienzo de la crisis financiera al final del verano de 2008. Capítulo 1 27 Gráfico 1.4: Evolución de los precios de los permisos de emisión en € Fuente: Agencia Europea de Medio Ambiente La evolución de los precios nos lleva a cuestionarnos si es posible obtener una solución óptima a través del mercado. Førsund y Nævdal (1998) sitúan el concepto del coste efectividad como núcleo determinante de la cuestión, ya que define “la integración de los modelos de asignación con las funciones de reducción de costes”. Fischer y Springborn (2011) ponen el acento en la necesidad de implementar buenos canales de información entre las empresas y las administraciones encargadas de su gestión 11 . Además, para alcanzar el equilibrio óptimo, se requiere información perfecta sobre los costes y un preacuerdo nacional en el reparto de los beneficios del mercado. Por tanto, volvería a encontrarse frontalmente con la realidad de los mercados de derechos de emisión y con la distribución geográfica de los agentes contaminantes. 11 También proponen incrementar las sanciones por no informar adecuadamente de las actividades emisoras y no por exceder el volumen de emisiones asignadas. 0 5 10 15 20 25 30 35 ene-05 ene-06 ene-07 ene-08 ene-09 ene-10 ene-11 EUA 2007 EUA 2009 EUA 2011 Capítulo 1 28 En definitiva, la posibilidad de optimizar el funcionamiento del mercado de derechos se restringe a la inexistencia de poder de mercado, (especialmente, en sectores estratégicos 12 ) y al control de la fluctuación de los precios. 1.3.6 Comparativa entre derechos negociables y la tributación sobre emisiones. La asignación de derechos es una herramienta reguladora que requiere una modificación continua de los límites de emisión, para cumplir los objetivos ambientales. Es por tanto, una medida estática, que genera problemas de inestabilidad en el coste por emitir, como apuntan Paltsev el al. (2005). Además, la minimización estática de los costes de reducción tampoco se alcanza con el sistema de intercambio, sino con el impuesto (Eskeland y Jiménez, 1992 y Labandeira el al. 2008), siempre y cuando, su cuantía sea al menos igual que el tipo de interés de la inversión a largo plazo 13 . Desde una perspectiva dinámica y teniendo en cuenta que la contaminación se acumula en la atmósfera un afectando al clima de forma significativa, los beneficios marginales de reducir las emisiones cada año son perfectamente elásticos, y se puede conseguir a través del incentivo que deriva del tipo de gravamen. En esta línea, Nordhaus (2007) y Shobe y Burtraw (2012) afirman que a largo plazo, el tributo favorece un incentivo estable a la inversión y el desarrollo de nuevas tecnologías, por encima del sistema de intercambio. Por su parte, García Fernández (2013) argumenta que “si varias empresas adoptan nuevas tecnologías, la demanda total de permisos caerá y también su precio. Entonces disminuirá la rentabilidad de 12 Los oligopolios pueden suponer una barrera a la entrada, alejando el precio del permiso del competitivo. En este caso, es más rentable vender el permiso por encima del coste de la reducción de emisiones que retenerlo. 13 Será equivalente (como mínimo) el coste de invertir en limitar las emisiones que el pago del tributo correspondiente a la cantidad de emisión que no se elimina. Capítulo 1 29 haber adoptado la nueva tecnología y con ella los incentivos para desarrollar nuevos métodos de producción”. Asimismo, la aplicación de un sistema de asignación requiere un amplio consenso internacional para poder ser efectivo, incluyendo a los países emergentes. Este nivel de integración en la política ambiental no se ha alcanzado con las diferentes propuestas en marcha, ni se ha logrado coordinar los sistemas entre las potencias occidentales de Norteamérica y Europa. 1.3.7 Acuerdos voluntarios La implicación de los agentes de mercado en la resolución de los problemas ambientales puede suponer un factor que facilite el éxito de la intervención. Lyon y Maxwell (1999) descifran las claves para comprender su relevancia y destacan tres ejemplos: Comités empresariales de carácter privado. Su origen se encuentra en los programas de seguro de responsabilidad alemanes, cuyo fin es el control de las emisiones en la industria. En Estados Unidos, Reino Unido y Canadá se pusieron en funcionamiento debido al grave accidente ocurrido en unas instalaciones industriales en la India en 1985. Propuestas públicas de cumplimiento voluntario: donde participan las empresas interesadas en cumplir los límites establecidos por el regulador. Este tipo de herramientas son más habituales en Norteamérica y en Europa y no conllevan multas ni sanciones ni generan grandes incentivos. Acuerdo derivado de una negociación entre la industria y el gobierno. Europa es el lugar donde mayor peso tiene entre los instrumentos de regulación voluntaria. Este tipo de acuerdos buscan el beneficio de las dos partes. Los planes de renovación de parque automovilístico en España o Francia son un ejemplo de ello. Capítulo 1 30 El empleo de estos mecanismos para el control de la contaminación ha aumentado notablemente en los últimos años. Por tanto, podemos afirmar que la negociación se ha convertido en una pieza clave de la política ambiental, especialmente en Alemania y en Estados Unidos. No obstante, la efectividad de los acuerdos voluntarios depende de una serie de factores externos que pueden alterar el resultado de la negociación. Entre los que identifica la literatura revisada (Segerson y Miceli, 1998; Delmas y Terlaak, 2001 y Alberini y Sogersen, 2002) destacamos los siguientes: La existencia y magnitud de una amenaza creíble por parte del legislador y el seguimiento del acuerdo La estructura industrial del sector que debe firmar el acuerdo. El poder de negociación que tenga la empresa o el regulador. En cualquier caso, Segerson y Miceli, (1998) afirman que un acuerdo voluntario siempre garantizará una mejora en el nivel de bienestar social. 1.4 Principios generales tributarios El diseño tributario debe cumplir un conjunto de principios generales. El primero es el de suficiencia impositiva, que promulga la necesidad de obtener una elevada recaudación a través de unas bases imponibles amplias. Asimismo, distingue entre suficiencia estática y dinámica, siendo la primera aquella que garantiza un volumen de recaudación suficiente en un período determinado y, la segunda, a lo largo del tiempo (Costa et al., 2003). En el contexto ambiental, los impuestos tienen una finalidad correctora y no recaudatoria, sin embargo, un tipo efectivo puede generar una recaudación suficiente a corto plazo. El segundo principio es la eficiencia económica. Siguiendo a Pareto (1927), la situación más eficiente es aquella en la que ningún agente puede mejorar su bienestar sin perjudicar a otro. En presencia de una externalidad negativa, no se alcanza el Capítulo 1 31 óptimo paretiano y el tributo deberá tratar de corregir esta situación. Veamos en el gráfico 1.5, la representación del punto óptimo de internalización, que se sitúa en (C*, E*), donde se cortan el coste marginal del daño ambiental C´(DA), el beneficio marginal de la calidad ambiental B´(CA), y el coste marginal de su reducción Cr´(DA). En la práctica, la ausencia de información perfecta sobre la estructura de costes de los agentes privados dificulta la obtención del punto de equilibrio y se busca únicamente que los beneficios superen a los costes. Gráfico 1.5: Coste marginal de reducción y coste marginal del daño Fuente: Smith (1992) Por otro lado, el nivel de aceptación social del tributo deriva del cumplimiento del principio fiscal de equidad. Su definición tiene dos vertientes: la equidad horizontal y la vertical. La primera implica que deben pagar lo mismo los individuos que contaminan en la misma medida, por tanto, a igual capacidad de pago la contribución Capítulo 1 38 Gráfico 1.8: Impuestos ambientales óptimos con problemas ambientales variables: Fuente: Elaboración propia a partir de Peltzman y Tideman (1972), Kneese (1971) sugiere que puede ser deseable definir un nivel mínimo central para la fiscalidad ambiental, que garantice una calidad aceptable en todo el territorio, permitiendo a las jurisdicciones subcentrales establecer niveles superiores. Este es el caso de las emisiones, donde puede haber preferencias dispares en los estándares de calidad ambiental en el ámbito regional, pero al tratarse de un efecto externo negativo, el impacto afecta a otras regiones. La capacidad normativa queda restringida a medida que pretendan unos niveles por encima del nivel de calidad estatal. Oates (1996) propone asignar a las administraciones centrales la responsabilidad de gravar bases imponibles móviles y a las subcentrales “relativamente inamovibles”, de esta forma, se elude el riesgo de competencia fiscal. Ter-Minassian (1997a) plantea vincular ingresos y gastos para mejorar la responsabilidad fiscal. En la mayoría de los países, los tributos ambientales se aplican a nivel estatal como parte de una estrategia nacional, en lo que respecta a España, la competencia es Capítulo 1 39 autonómica. La configuración del sistema fiscal español tiene su origen en el periodo de desplazamiento del gasto público hacia las administraciones subcentrales. Dicho proceso no se correspondió con un aumento en los ingresos recaudatorios propios de las comunidades. El sistema de la financiación se asentaba en el mecanismo de las transferencias intergubernamentales. Las últimas reformas del sistema han potenciado los instrumentos fiscales de carácter autonómico (tributo propio), de tal manera que se ha contribuido a mejorar los ingresos y la corresponsabilidad fiscal. La imposición ambiental se enmarca en este nuevo grupo de tributos, como veremos en el segundo capítulo. 1.6 Conclusiones Desde la Cumbre de Rio de Janeiro en 1992, el término desarrollo sostenible ha ocupado un papel destacado en la planificación de la política ambiental. Su primera aparición tuvo lugar en el Informe Brundtland (Comisión Mundial para el Medio Ambiente y el Desarrollo, 1987), que lo define como el proceso que compatibiliza la explotación de recursos, las inversiones y la evolución de la tecnología con “las necesidades presentes y futuras”. El coste económico derivado de impulsar el desarrollo sostenible es con frecuencia, el argumento que condiciona el desarrollo de una política ambiental más activa. En este contexto, Tomás (2003) afirma que la sostenibilidad no implica renunciar al bienestar, sino más bien, nos llama a tomar conciencia de que la maximización del bienestar a largo plazo no es posible si no se tiene en cuenta el capital natural. Para un problema de asignación de un recurso de propiedad común como la calidad del aire, en el que concurren la ausencia de derechos de propiedad y la presencia potencial de externalidades negativas causadas por la contaminación, Coase (1960) propuso un sistema de asignación de derechos y negociación de compensaciones, cuya aplicación se supedita a la inexistencia de free-riders. Por tanto, Capítulo 1 40 la intervención pública se percibe como un elemento indispensable de cohesión y coordinación. En síntesis, el sector público desempeña un papel fundamental a la hora de impulsar la corrección del daño ambiental, y restablecer la asignación Paretoeficiente 17 . Entre los diferentes mecanismos con los que cuenta la administración para intervenir en el mercado, el que ha ocupado un papel central hasta la década de los 90 es la regulación normativa de la actividad económica. No obstante, la efectividad limitada de dicha herramienta conlleva la necesidad de implementar nuevos mecanismos de control de la contaminación. De esta forma, surgen los impuestos correctores y, posteriormente, el sistema de intercambio de permisos. En ambos casos, se pretende incentivar al agente económico para que reduzca el daño ambiental a largo plazo. La fiscalidad genera un flujo de recaudación y por ello puede ser un instrumento muy relevante en la política correctora. Asimismo, es más eficiente a la hora de corregir el fallo de mercado desde una perspectiva dinámica, ya que no requiere una revisión del límite de emisiones y reduce los costes de gestión. A su vez, cabe señalar que la naturaleza global del problema exige una respuesta coordinada que se presume complicada, tanto para la tributación como para el sistema de intercambio permisos. Sin embargo, la implementación de este último genera inestabilidad en el coste de emisión, de tal forma que favorece a los grandes agentes del mercado que pueden influir en el precio final distorsionando los objetivos del sistema. La evolución del daño ambiental en Europa requiere profundizar en los instrumentos fiscales de corrección y control establecidos en cada país y más especialmente en España, donde a diferencia del resto, la administración autonómica es la encargada de la gestión y recaudación tributaria. 17 También se requiere la participación de los agentes de mercado (empresas y consumidores), ya sea, por las decisiones de inversión o los hábitos de consumo. Capítulo 1 41 En este primer capítulo, se han analizado las cuestiones teóricas acerca de la imposición ambiental y sobre emisiones, comenzando con la revisión de la justificación económica de la intervención, desde la óptica de la internalización del fallo de mercado. Además se han analizado las ventajas teóricas de fiscalizar las emisiones de cara a cumplir los objetivos ambientales. De la mayor parte de literatura revisada se extrae la conclusión de que la intervención es necesaria. No obstante, no se profundiza en las consecuencias de la aplicación de los instrumentos políticos y ello motiva, la evaluación de la intervención desde el punto de vista aplicado y empírico, que planteamos en los capítulos 2 y 3, respectivamente. CAPÍTULO 2: ASPECTOS GENERALES SOBRE LA TRIBUTACIÓN AMBIENTAL EN ESPAÑA Y LA EXPERIENCIA COMPARADA A NIVEL INTERNACIONAL 2.1 Introducción ........................................................................................... 45 2.2 Experiencia internacional ...................................................................... 46 2.2.1 Aspectos cualitativos de la tributación ambiental internacional. ...................... 46 2.2.2 Aspectos cuantitativos de la tributación ambiental internacional. .................... 50 2.2.3 Política ambiental en la Unión Europea ........................................................... 55 2.2.4 Armonización vs integración fiscal europea ..................................................... 56 2.3 Tributación ambiental en España ....................................................... 57 2.3.1 Marco legislativo .............................................................................................. 57 2.3.2 Aspectos generales ............................................................................................ 59 2.4 Tributación sobre emisiones en España .............................................. 63 2.4.1 Introducción ...................................................................................................... 63 2.4.2 Marco legislativo .............................................................................................. 66 2.5 Valoración de la tributación sobre emisiones ..................................... 70 2.5.1 Suficiencia, eficiencia y equidad ...................................................................... 70 2.5.2 Flexibilidad ....................................................................................................... 72 2.5.3 Otros principios: sencillez y perceptibilidad ..................................................... 73 2.5.4 Efectividad ambiental ....................................................................................... 73 2.6 Conclusiones .......................................................................................... 75 Capítulo 2 45 2.1 Introducción Durante los últimos años, la evolución de la sostenibilidad ambiental ha suscitado un creciente interés en economistas de todo el mundo (Trigo, 2008). En el escenario político internacional ha cobrado un creciente protagonismo, especialmente, después de las cumbres de Río y Kioto en los 90. En ésta última, se establecieron límites a la emisión de gases de efecto invernadero (GEI) para los países industrializados 18 . La evolución de las emisiones de GEI en el continente europeo ha seguido una tendencia ligeramente decreciente en las últimas décadas, aunque el problema sigue siendo muy significativo. España experimentó una evolución positiva hasta 2007, a partir de entonces, y como consecuencia de la caída en la actividad económica, la situación se ha invertido, como se refleja en el gráfico 2.1. Gráfico 2.1: Evolución de los GEI para Europa y España Miles de toneladas de CO2 equivalente. Fuente: EuroStat. 18 A los que se fueron sumando países en desarrollo que no habían sido incluidos en un principio por su bajo nivel histórico de contaminación. No suscribieron el acuerdo Estados Unidos y Australia, alegando razones económicas. 0 50000 100000 150000 200000 250000 300000 350000 400000 450000 500000 0 1000000 2000000 3000000 4000000 5000000 6000000 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 Unión Europea-27 España Capítulo 2 46 La caída en las emisiones a nivel europeo se debe en gran medida a la tendencia negativa en los países más industrializados, como Francia (-0,67% anual) y Alemania (-1,54%), y en los países escandinavos. No obstante, se trata de una reducción muy poco significativa en términos globales y por tanto, los problemas vinculados a la contaminación exigen continuar y reforzar la intervención pública para internalizar el coste 19 . En el primer capítulo, se analizaron una serie de herramientas teóricas de control, dispuestas para limitar el daño ambiental. Entre ellas, destacaban el establecimiento de un sistema de intercambio de permisos y la tributación, que se percibía como la solución más eficiente en el largo plazo. En este segundo capítulo, vamos a profundizar en el estudio de ésta última, comenzando con el análisis del panorama tributario internacional, la política ambiental en el seno de la UE y los intentos de integración a nivel comunitario. Posteriormente, se examinará la tributación ambiental en España, con especial énfasis en la tributación autonómica sobre emisiones y en el cumplimiento de los principios tributarios para ésta última. 2.2 Experiencia internacional 2.2.1 Aspectos cualitativos de la tributación ambiental internacional El impuesto sobre emisiones forma parte de una tipología de tributos más amplia, denominados ambientales, que engloba todos los instrumentos fiscales orientados a hacer pagar al agente económico por el daño ambiental causado. La presencia de los tributos ambientales en los sistemas fiscales se agrupa fundamentalmente en ocho hechos imponibles. Antes de estudiar su distribución geográfica, vamos a analizar la estructura de exenciones tributarias establecidas para 19 Los problemas relacionados con la sostenibilidad tienen su precedente en el escenario de fluctuación de los recursos naturales que analizó el trabajo seminal de Malthus (1798). La aplicación de la teoría malthusiana en la actualidad se basa en un riesgo cíclico de degradación de la calidad ambiental debida a la indefinición de derechos de propiedad sobre los recursos. Capítulo 2 47 preservar la competitividad (Ekins y Speck, 1999). En algunos casos, las exenciones pueden suponer una distorsión en los objetivos ambientales de los tributos, y propiciar una reducción en la equidad, tanto horizontal como vertical. Esto se debe a que la conexión entre el daño ambiental y la base imponible se reduce, de forma que se incumple la condición que veíamos en el primer capítulo: la misma emisión debe implicar la misma obligación tributaria. Los hechos imponibles que son objeto de los gravámenes ambientales difieren sustancialmente a nivel internacional. No obstante, existen elementos comunes en los sistemas fiscales, como aparece en la tabla 2.1. Los instrumentos que están más generalizados se circunscriben al ámbito de los productos derivados del petróleo, las emisiones atmosféricas, el uso de vehículos, la electricidad, el gas natural, el transporte aéreo, los residuos y los pesticidas. En lo que se refiere al resto de figuras tributarias, cabe señalar que aparecen con menor frecuencia y su peso relativo en términos recaudatorios es inferior. Las exenciones aplicadas a este tipo de gravámenes suelen tener una mayor incidencia en aquellos países donde la tributación ambiental es más alta, aunque muchas exenciones aparecen de forma muy frecuente en el conjunto de la muestra. Entre ellas, destacan los servicios relacionados con la actividad pública, diplomática, agrícola y la orientada a la exportación, entre otras. Con carácter particular, se aplican ventajas fiscales en otras actividades relacionadas con sectores estratégicos, como las renovables o los biocombustibles. A pesar de las desventajas que se puedan inferir del sistema, la existencia de mecanismos de subvención directa, exenciones o deducciones tributarias, pueden favorecer el principio de “quien descontamina ingresa” (Gago, 2003), además de permitir un reparto más justo de la carga fiscal. AEMA (2000) recomienda su implementación al tiempo que se aplican los tributos ambientales. Capítulo 2 54 Gráfico 2.2: Recaudación de los impuestos ambientales (% PIB) Gráfico 2.3: Recaudación de los impuestos ambientales (%R) Gráfico 2.4: Recaudación de los impuestos s/emisiones (% PIB) Gráfico 2.5: Recaudación de los impuestos s/emisiones (%R) Nota: R= Total recaudado. Fuente: EuroStat. .00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00 2002 2011 0.00 2.00 4.00 6.00 8.00 10.00 12.00 2002 2011 0.00 0.10 0.20 0.30 0.40 0.50 0.60 0.70 0.80 2002 2011 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1.20 1.40 1.60 1.80 2.00 2002 2011 Capítulo 2 55 2.2.3 Política ambiental en la Unión Europea Una vez revisado el escenario fiscal internacional, se procede a sintetizar en este epígrafe, las cuestiones principales sobre la evolución de la política ambiental en la Unión Europea, con el fin de comprender su influencia en las políticas fiscales nacionales que hemos analizado. Su origen se sitúa en torno a 1972, cuando se aprueban los cuatro primeros Programas de Acción Medioambiental 22 , donde se definía la estrategia común de corte exclusivamente regulatorio. La posición comunitaria comienza a orientarse hacia nuevos instrumentos políticos en la década de los 90. Este hecho se produce gracias a la declaración del Consejo de Medio Ambiente en septiembre de 1990, y al Quinto Programa de Acción Medioambiental en 1992 (Ekins, 1999). El Sexto Programa de Acción Medioambiental (2002) afianza la política transversal (LópezGuzmán et al. 2006), y supone una verdadera modificación de las políticas ambientales basada en los siguientes criterios: a)Mejorar la aplicación de la legislación comunitaria, para lo que la Comisión propone al Consejo diferentes medidas como ampliar la normativa sobre inspección medioambiental o luchar contra los delitos ecológicos, entre otras. b)Integración de la política ambiental con otras medidas a través de mecanismos complementarios y disposiciones del Tratado relativas a la integración. c)Teniendo en cuenta la relevancia de la colaboración con el mercado y los ciudadanos, las propuestas se basan en una ampliación del sistema de auditoría ambiental, potenciación de los acuerdos voluntarios con la industria, etiqueta ecológica, contratación pública responsable con el medio ambiente, etc. d)Tener presente el medio ambiente en la gestión territorial, fomentar la difusión e intercambio de experiencias relativas a la planificación sostenible e impulsar la planificación sostenible en la política regional comunitaria. 22 Estaban constituidos por un compendio de normas sobre contaminación atmosférica, recursos hídricos y gestión de residuos. Capítulo 2 56 El cumplimiento de estas premisas facilita el logro de los objetivos establecidos por la Comisión (triple veinte) 23 , y puede servir de pauta para las políticas ambientales nacionales. Además, el Sexto Programa incluye los tributos ambientales en la Comunicación de la Comisión (COM, 2001) a las diferentes instituciones europeas, como se resume en el documento Política fiscal en la UE: prioridades para los próximos años. Donde la propuesta de ampliar las bases imponibles e incrementar los impuestos a los productos energéticos se analiza en los siguientes términos: “para aspirar a la introducción gradual del principio “quien contamina paga” (OCDE, 1972), esta propuesta permitiría tanto restructurar los sistemas impositivos nacionales, como lograr ciertos objetivos políticos en el campo del empleo, el medio ambiente, el transporte y la energía, y mejorar el funcionamiento del Mercado Interior. Un elemento fundamental de la propuesta es la recomendación de que los Estados miembros, al aplicar la Directiva, eviten cualquier aumento en su presión fiscal global. Investigaciones macroeconómicas sugieren que una reforma estructurada, que supusiera la introducción de “impuestos ecológicos” y redujera la presión fiscal sobre la actividad laboral, conduciría, en determinadas circunstancias, al dividendo doble, produciendo beneficios para el empleo y el medio ambiente” (COM, 2011). 2.2.4 Armonización vs integración fiscal europea Reservamos esta última parte, al estudio de las propuestas para la armonización fiscal que han tenido lugar en el seno de la administración europea, como señalan Padilla y Roca (2003). Además, analizaremos las diferencias teóricas entre la armonización y la integración fiscal. El primer precedente data de principio de la década de los 90, cuando se trató de implantar un impuesto sobre energía en cada Estado Miembro. La cuota se establecía en función de dos parámetros, el contenido energético y las emisiones de dióxido de carbono. Las energías procedentes de fuentes renovables quedaban exentas, y para determinados 23 La UE ha proyectado un objetivo para 2020, basado en tres principios: reducir un 20% las emisiones respecto a 1990, incrementar un 20% las energías renovables, y mejorar un 20% la eficiencia energética. El primer objetivo requiere una caída anual de 1.10% en las emisiones, los otros dos, requieren un aumento de 1.84% cada año. Capítulo 2 57 sectores intensivos en energía, la propuesta preveía exenciones fiscales. Ante la falta de unanimidad, se acabó desestimando definitivamente. Tras este primer intento, en 1995 apareció una nueva propuesta de la Directiva que promovía una armonización gradual de las fiscalidades nacionales europeas. La regla de la unanimidad frenó la iniciativa (caso similar a la de 1997 que también fue rechazada). Debido a la dificultad de alcanzar acuerdos sobre fiscalidad, y a la inexistencia de un organismo regulador, el Sexto Programa recomendó a todos los Estados Miembros implementar tributos ambientales de forma autónoma 24 . Desde un punto de vista analítico, existen diferencias sustanciales entre la armonización tributaria y la política fiscal común. En el segundo supuesto, se equiparan los costes marginales de reducción en cada país y se elimina el incentivo al free-rider. Esto es gracias a que cada reducción en las unidades contaminantes supone una caída en la aportación monetaria de cada país. Con una armonización tributaria, los gobiernos tienen libertad legislativa y prevalece su interés nacional por encima del interés global. Para finalizar el análisis del panorama tributario europeo, queda revisar con más detalle las cuestiones fundamentales de la tributación ambiental y sobre emisiones en España, ya que es el objeto de esta tesis. 2.3 Tributación ambiental en España 2.3.1 Marco legislativo El artículo 45 de la Constitución Española (CE) de 1978 garantiza el derecho a la protección ambiental y el deber de reparar el daño cometido. El texto en cuestión dice lo siguiente: 1.Todos tienen el derecho a disfrutar de un medio ambiente adecuado para el desarrollo de la persona, así como el deber de conservarlo. 2.Los poderes públicos velarán por la utilización racional de todos los recursos naturales, con el fin de proteger y mejorar la calidad de la vida, y defender y 24 Sin llegar a imponer ninguna medida fiscal, la Unión Europea es la única institución internacional capaz de llevar a cabo cierta coordinación fiscal entre sus diferentes miembros (Trigo 2008). Capítulo 2 58 restaurar el medio ambiente, apoyándose en la indispensable solidaridad colectiva. 3.Para quienes violen lo dispuesto en el apartado anterior, en los términos que la ley fije, se establecerán sanciones penales o, en su caso, administrativas, así como la obligación de reparar el daño causado. La CE (1978) determina que los poderes públicos deben proteger el medio ambiente y evitar su degradación continua, así como procurar un uso racional de los recursos naturales. Con independencia de que en el ordenamiento constitucional no aparezca referencia expresa a los instrumentos tributarios, las administraciones tienen competencia para otorgar al impuesto un carácter ambiental 25 . En este ámbito, la Administración Central del Estado ha desempeñado un papel secundario, con la implementación del Impuesto de Ventas Minoristas de Determinados Hidrocarburos, actualmente derogado e integrado en el Impuesto de Hidrocarburos. La aplicación del tramo autonómico tiene lugar en Andalucía, Asturias, Castilla y León, Castilla-La Mancha, Cataluña, Comunidad de Madrid, Comunidad Valenciana, Extremadura, Galicia y Región de Murcia, bajo la denominación de céntimo sanitario 26 . Este mecanismo tiene una difícil justificación teórica, puesto que no responde a una finalidad correctora sino que trata de obtener recursos para financiar la sanidad. Además de los hidrocarburos, el gobierno central regula otros cuatro impuestos con una posible dimensión ambiental. El impuesto sobre la producción e importación de electricidad, el impuesto sobre combustibles (con importantes exenciones para la agricultura), y dos relacionados con el trasporte, el impuesto de circulación (de gestión compartida con los municipios) y el de matriculación de vehículos (de gestión compartida con las autonomías). 25 Ortega (2005) afirma que el sistema tributario “como mecanismo económico, ha establecido que quien decide desarrollar una actividad económica cuyos efectos y riesgos no se conocen con certeza, ha de asumir en principio una cuota mayor de responsabilidad ante daños que pudieran guardar alguna relación con sus actuaciones”. Constata a su vez, que el aspecto más relevante es la prevención, ya que en determinadas circunstancias la reparación total puede ser imposible. 26 Aragón lo presupuesta, pero no lo aplica. Capítulo 2 59 Por otra parte, el Impuesto sobre la Renta de las Personas Físicas y el Impuesto de Sociedades recogen deducciones por inversiones en inmovilizado o exenciones por la gestión forestal medioambientalmente sostenible. En el Impuesto sobre el Valor Añadido, se aplica el tipo reducido para determinadas actividades que inciden positivamente en el Medio Ambiente. En el ámbito local, la tributación ambiental se circunscribe al tratamiento de los recursos hídricos. No obstante, para Labandeira (2010), existen elementos que se pueden asimilar como ambientales con una “interpretación poco restrictiva” en otras figuras impositivas. La administración autonómica es el nivel de jurisdicción encargado de liderar la política ambiental. Para ello, ha recurrido frecuentemente al canon, especialmente, en la primera fase de la descentralización fiscal. Jurídicamente, son análogos a las tasas en muchos casos, y a los impuestos en otros (OSE, 2006). En la última década, el concepto de corresponsabilidad fiscal ha impulsado la figura del tributo propio sobre el que la autonomía tiene total competencia (Rivas y Magadán, 2004 y Galán, 2006). De esta forma, los gobiernos regionales pueden decidir acerca de sus ingresos, reduciendo su dependencia respecto a las transferencias intergubernamentales. 2.3.2 Aspectos generales A continuación, las tablas 2.3 y 2.4 resumen las características principales de los tributos ambientales de las CCAA 27 . La tabla 2.3 expone la tipología de las exenciones tributarias, cuya incidencia se circunscribe principalmente a las actividades del sector público y el sector agrícola, así como otros sectores que la administración considera estratégicos. Esto se debe a que en una reforma fiscal de carácter ecológico, se mezclan aspectos económicos con otros relacionados con el medio ambiente, como afirma Fernández González (2002). 27 Algunos de los tributos ambientales que se presentan en la tabla 2.3, con una interpretación más estricta, no se deberían considerar como tales (Durán y Gispert, 2004). En algunos casos, esta calificación se debe a la posibilidad de “vender” el tributo con la etiqueta de verde, cuando en realidad no se corresponde con ningún objetivo ecológico. Capítulo 2 60 Diferenciamos seis grandes tipos de tributos ambientales autonómicos, en función de su hecho imponible. Tabla 2.3: Resumen de exenciones de la tributación ambiental autonómica Hecho imponible Exenciones generales Tributación sobre el agua Actividades del sector público Actividades agrícolas y ganaderas. Aguas reutilizables. Tributación sobre los residuos Residuos generados por servicios públicos En función del producto o la actividad económica Tributación sobre la contaminación atmosférica Inversiones en control de emisiones. Producción de biocombustibles. Instalaciones agrícolas. Emisiones cuyo derecho se adquiere en el EUETS Tributación sobre actividades que inciden en el medio ambiente Instalaciones de titularidad pública. Instalaciones de transformación de energía eléctrica Tributación sobre grandes superficies Establecimientos de menor tamaño Impuestos sobre combustibles Aviación, navegación u organismos diplomáticos. Fuente: elaboración propia a partir de OCDE La principal restricción a la tributación autonómica, proviene de la ley que regula la financiación regional (LOFCA). Ésta prohíbe a las CCAA establecer nuevos impuestos sobre hechos imponibles gravados por la Administración Central del Estado (Durán y Gispert, 2004). De esta forma, los gobiernos subcentrales aprovecharon la ausencia de tributación ambiental de ámbito nacional. En la tabla 2.4, se especifican las bases imponibles y el tipo de gravamen de dichos impuestos. Asimismo, entre paréntesis, aparece el año de aprobación. Capítulo 2 61 Tabla 2.4 Base imponible y tipo de gravamen de la tributación ambiental autonómica CA Descripción Andalucía 2 Deposición de residuos peligrosos. En función de si pueden ser reciclados. De 15 a 35€/ton. (2004) 3 Unidades contaminantes de NOx, SOx y CO2. De 5000 a 14000 €/unidad. (2004) Aragón 1 Depende del usuario del servicio. De 4.06 a 16.23 €/mes (2001) 3 NOx 50 € /ton, SOx 50 €/ton, CO2 0.20 €/ton (2006) 4 Número y longitud de instalaciones de transporte por cable 12€/m . De 4560 a 5040 por instalación (2007)28 5 Depende del área total de la superficie. De 0.00 a 19.00€/ m² (2006) Asturias 1 Depende del usuario del servicio. De 3 a 1280 €/mes (1994) 5 Depende del área total de la superficie de aparcamiento. De 0.00 a 17 €/ m² (2002) Baleares 1 Tipo fijo mensual 3.40 €. Tipo variable 0.27 €/m³ (1991) 4 Derogada (1999) Canarias 6 Depende del combustible. De 0.10 a 0.50 €/litro. (1986). Cantabria 1 Parte fija anual 14.88€ Tipo variable para hogares e industria 0.28 y 0.36 €/ m³ (2002). C. LaMancha 1 Depende de un factor geográfico De 0.28 a 0.49 €/ m³ (2003) 3 Emisiones de NOx y SOx. De 0 a 120 €/ton (2001)29 Cataluña 1 Depende del usuario y de la cantidad. De 0.14 a 2.30 €/ m³ (2003) 2 Deposición de residuos en función de si se han separado. De 12 a 21 €/ton (2008) 28 Derogado 29 Se especifica que constituyen el hecho imponible las actividades contaminantes, la producción termonuclear de energía eléctrica y el almacenamiento de residuos radiactivos. Capítulo 2 62 5 Depende del área total de la superficie. De 0.00 a 17.429€/ m² (2000) Com. Val. 1 Depende del tamaño del municipio Parte fija anual. De 20.40 a 34.32€. Parte variable. De 0.25 a 0.41€ / m³ (1992) 4 Producción bruta de energía eléctrica. Depende del origen De 0.0010 a 0.0050 €/ kWh (2007) Galicia 1 Parte fija mensual para hogares y otros 1.50 y 2.50 € /persona Parte variable para industria 0.42 €/ m³ (1993) 3 Emisiones de NOx y SOx. De 0.00 a 200€/ton (1996) La Rioja 1 Volumen de consumo de agua doméstico e industrial. 0.35 €/m³ (2000) Madrid 1 Estructura compleja (1999) 2 Depende del tipo de residuo. De 3€/m³ a 10 €/ ton (2003) Navarra 1 Tipo para hogares 0.50€/m³ Tipo para industria, en función del drenaje. 0.08 y 0.62 €/m³ (1989) País Vasco 1 Volumen de agua consumido o utilizado 0.06 €/ m³. (2006) Murcia 1 Tipo fijo 30€/año Tipo variable para hogares e industrias 0.25 y 0.34 €/m³ (2000) 2 Depende del tipo de residuo. De 3 a 15 €/ ton (2006) 3 Unidades contaminantes de NOx, SO2, NH3 y COV. De 5000 a 14000 €/unidad (2006) Nota: 1. Tributación sobre el agua; 2. Tributación sobre los residuos; 3. Tributación sobre la contaminación atmosférica; 4. Tributación sobre actividades que inciden en el medio ambiente; 5. Tributación sobre grandes superficies; 6. Impuestos sobre combustibles derivados del petróleo. Fuente: elaboración propia a partir de OCDE. Gobierno Vasco. Junta de Asturias. Generalitat de Catalunya. Magadán (2009). Capítulo 2 63 2. 4 Tributación sobre emisiones en España 2.4.1 Introducción Antes de examinar la tributación autonómica sobre emisiones de forma detallada, vamos a presentar una serie de resultados generales sobre el panorama de la contaminación en el conjunto del Estado. En lo que respecta a su composición, el CO2 representa el 99,10% del total de emisiones a la atmósfera, lo que se traduce en más de 115 millones de toneladas a lo largo del año 2011. En cuanto al resto de sustancias, ocupan un lugar destacado los óxidos de nitrógeno y de azufre, el metano y el monóxido de carbono. En cuanto a la procedencia, sintetizamos los resultados en el gráfico 2.6: Gráfico 2.6: Origen de las emisiones por sectores Fuente: EuroStat En este proyecto, centramos la investigación en las emisiones que provienen de instalaciones contaminantes, incluidas las instalaciones de producción energética. En lo que respecta a las emisiones vinculadas al sector del transporte, se excluyen del presente trabajo, ya que no se gravan por la tributación autonómica sobre emisiones, sino por los de matriculación y combustibles 25% 25% 39% 11% Energía Transporte Instalaciones Otros Capítulo 2 70 entre las autonomías que aplican el tributo sobre emisiones. De esta manera, se favorecería una mayor adecuación del tamaño de la administración competente al alcance espacial del problema ambiental que tratamos. Otra limitación relevante es la no sujeción del CO2 en Castilla La-Mancha, Galicia y Región de Murcia. Como hemos citado previamente, este gas supone la mayor parte de las emisiones atmosféricas, por ello, reducir su volumen es un factor imprescindible en la política fiscal autonómica. 2.5 Valoración de la tributación sobre emisiones para Europa 2.5.1 Suficiencia, eficiencia y equidad. Desde el punto de vista de la suficiencia impositiva, tanto estática como dinámica, los tributos sobre emisiones no generan un gran volumen de recaudación. El conjunto de los ingresos respecto del PIB y del total recaudado se muestran en los gráficos 2.4 y 2.5. Además, debemos tener en cuenta el bajo peso relativo que representan los ingresos procedentes de tributos ambientales en el conjunto general de la recaudación, como indican Durán y Gispert (2004) para España, y se deduce del gráfico 2.2 Por otra parte, la fiscalidad sobre emisiones mejora la eficiencia económica gracias a que favorece la corrección del fallo de mercado. Este incentivo a la adopción de nuevas tecnologías de producción permite mejorar los niveles de contaminación a largo plazo, potenciando la eficiencia de carácter dinámico como vimos en los subepígrafes 1.3.4 y 1.3.6. En este contexto, Labandeira et al. (2006) afirman que el incentivo es una forma de pagar a la naturaleza por el recurso sustraído. En España, sin embargo, la ausencia de coordinación fiscal dentro de las administraciones autonómicas puede ocasionar costes de eficiencia que deriven de movimientos interregionales de empresas. En lo que respecta al principio de equidad, la legislación fiscal debe promover que aquellos sujetos que emitan el mismo volumen (equidad horizontal) paguen la misma cuantía, y a su vez, los agentes que contaminen más, paguen una cantidad mayor Capítulo 2 71 (equidad vertical). Para favorecer el cumplimiento de ambas premisas, el diseño tributario en algunos países de Europa (Dinamarca, Francia, España, Italia, Noruega y Suecia) establece una vinculación directa entre las emisiones y el tipo de gravamen. Una mayor contaminación implica una mayor liquidación tributaria. Para el caso español, la disparidad regional favorece el incumplimiento del principio de equidad, dado que las bases imponibles y los tipos de gravamen son diferentes y, en consecuencia, la liquidación tributaria puede diferir entre dos agentes que contaminan en la misma cuantía. Por tanto, teniendo en cuenta el principio de unidad de mercado y la presencia de una externalidad negativa, sería recomendable una homogeneización del coste por emitir en toda Europa, y si no es posible, al menos sería conveniente para el conjunto del Estado Español. Además del factor geográfico, otros elementos han logrado minimizar este vínculo de facto. Entre dichos elementos, destaca el traslado de la presión fiscal desde los productores hacia los consumidores, lo que puede ocasionar un efecto regresivo sobre la estructura de gasto de las economías domésticas, en un sistema fiscal cada vez menos progresivo. Debemos tomar en consideración “que las personas de renta inferior suelen gastar en energía una proporción mayor de su gasto total que los grupos de renta más altos, soportando, por tanto, una mayor carga relativa del impuesto”, como señala García Fernández (2013) Para evitar dicho efecto regresivo, se requiere evaluar la incidencia de la intervención desde una perspectiva social. En esta línea, Parry (2003) recomienda el reciclaje de ingresos y Mendieta (2000) afirma que “es necesario conocer las consecuencias de las políticas en términos de los grupos de la sociedad que incurren con los costos y los grupos de la sociedad que fueron beneficiados”. El tamaño de la empresa y su poder de mercado son elementos determinantes a este respecto, de forma que cuanto mayor sea la empresa, y menor la competencia del mercado, tendrá mayor capacidad de ajustar el precio. Adicionalmente, las exenciones y deducciones (que se justifican por la disponibilidad de información y la facilidad de gestión) pueden distorsionar la vinculación directa entre el daño ambiental y la base sometida a gravamen, como vimos en el apartado 2.2. Capítulo 2 72 2.5.2 Flexibilidad Según el principio de flexibilidad, los impuestos sobre emisiones deben ser factores de estabilización del ciclo económico. El cumplimiento de dicho principio se evalúa en dos vertientes: la flexibilidad activa y pasiva. Respecto de la primera, la legislación fiscal no prevé mecanismos para limitar la recaudación en períodos de recesión y ampliarla en períodos de crecimiento. Si bien, el propio funcionamiento del tributo debe responder a este esquema, habida cuenta de la relación existente entre el PIB y las emisiones, y éstas últimas, con la recaudación. Tomando como referencia el gráfico 2.3, vamos a representar la evolución anual de la recaudación, desde 2002 hasta 2011, para el total de los países europeos del estudio (gráfico 2.10). Gráfico 2.10: Recaudación anual de la tributación sobre emisiones Fuente: EuroStat Como se percibe de esta representación, parece haber un ligero incremento en la recaudación desde el inicio de la muestra, que se estabiliza a partir de 2007, con el principio de la crisis financiera y vuelve a aumentar en 2011. Por tanto, podemos intuir que existe un nexo entre la caída de la producción económica y el ligero descenso en el nivel de emisiones (gráfico 2.1), que reduce la recaudación. 0.00 2.000.00 4.000.00 6.000.00 8.000.00 10.000.00 12.000.00 14.000.00 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 Capítulo 2 73 2.5.3 Otros principios: sencillez y perceptibilidad La fiscalidad de las emisiones se caracteriza por contar con mínimos exentos altos. Esto garantiza que solo unas pocas instalaciones (las que superan los umbrales de emisión) tienen la obligación de declarar. Asimismo, se aplican un conjunto de exenciones para determinados sectores como la agricultura, donde las instalaciones contaminantes son de menor tamaño. Las exenciones facilitan la gestión del tributo al reducir el número de contribuyentes, además de los costes de inspección. Los tributos sobre emisiones se sitúan en el contexto de la tributación indirecta. Por tanto, las empresas realizan la declaración y trasladan el aumento de coste de producción al precio del producto. En este proceso, influye un aspecto muy relevante como la situación competitiva de la empresa en el mercado, que puede favorecer o perjudicar dicha traslación. En caso de producirse, el tributo no es perceptible para la ciudadanía, que finalmente actúa como sujeto pasivo del mismo. 2.5.4 Efectividad ambiental Al hilo de la amplia variedad de tributos ambientales europeos que se observa en la tabla 2.2, vamos a revisar la literatura en lo que respecta al cumplimiento del principio de efectividad ambiental. Uno de los análisis más importantes acerca de la efectividad de la tributación ambiental en Europa es el proyecto de investigación de COMETR (2007). El estudio empírico se lleva a cabo a través de un modelo macroeconométrico E3M3, cuya estimación permite conocer las diferencias porcentuales en la evolución de las emisiones entre el escenario base y el que recoge la existencia de impuestos ambientales. Se realiza para una muestra de seis países europeos (Dinamarca, Países Bajos, Reino Unido, Suecia, Finlandia y Alemania). Confirma que en todos los casos se ha producido una reducción diferencial en las emisiones de GEI. Particularizando para los impuestos sobre emisiones, se propone la siguiente tabla resumen: Capítulo 2 74 Tabla 2.7: Efectividad de las tributación sobre emisiones País e impuesto Período Impacto Fuente Finlandia Impuesto sobre energía y CO2 1990-2005 Reducción del CO2 del 7% Nordic Council 2006 Nordic Council 1999 Noruega Impuesto sobre CO2 y SO2 1991-2007 Reducción del CO2 del 14 %. Reducción del CO2 del 21 % en las plantas de energía. Reducción en la intensidad en emisiones un 12% OECD 2001 OECD 2006 Nordic Council 2006 Dinamarca Impuesto sobre energía y CO2 1992 Reducción general del 5% en CO2 y del 6% en los sectores afectados. OECD 2006 Nordic Council 2006 Suecia Impuesto sobre energía y CO2 1990-2007 Reducción de 0.5 millones de toneladas al año Nordic Council 2006 Países Bajos Impuesto sobre energía. 1999-2007 Un 3.5% menos de emisiones que en cualquier otro escenario Finance ministry, the Netherlands 2007 AlemaniaReforma Fiscal Verde 1999-2005 Reducción de un 15% en CO2. Entre un 2 y un 3% menos de emisiones que sin la reforma EEA 2007 OECD 2006 Reino Unido Impuesto sobre la energía 2001-2010 Reducción de un 2% en CO2. HMT 2006 Cambridge Econometrics 2005 Fuente: Green Fiscal Commission. (2009). Capítulo 2 75 En síntesis, la literatura parece reflejar que existe un efecto ex-post de la tributación ambiental y sobre emisiones para Europa, aunque la intensidad de la reforma condiciona notablemente los resultados finales y por tanto el éxito de la política correctora. Finalmente, debido a la ausencia de investigaciones empíricas que analicen la efectividad ambiental de los impuestos autonómicos sobre emisiones en España, vamos a implementar una serie de modelos econométricos en la tercera parte de este proyecto, dirigidos a evaluar la tributación y completar este espacio. 2.6 Conclusiones La intervención sigue siendo un instrumento necesario para tratar de evitar los efectos derivados de las emisiones de GEI. Como hemos podido comprobar a lo largo de este segundo capítulo, la tributación ambiental y sobre emisiones aparece de forma recurrente en la legislación europea y española. Sin embargo, su recaudación en términos relativos no ha experimentado cambios importantes en los últimos años y se mantiene en niveles muy reducidos. El papel residual de la tributación sobre emisiones (excepto para los Países Bajos y en menor medida, los escandinavos) pone de evidencia la escasa importancia relativa de la política fiscal en esta materia. Además, los legisladores han incluido una gran variedad de exenciones y bonificaciones fiscales, (con el fin de evitar un potencial impacto negativo sobre una actividad estratégica) que puede reducir notablemente la liquidación tributaria. La conclusión general de las estadísticas revisadas es que la intervención aunque generalizada, no representa una gran aportación a los recursos de la administración. Este panorama nos invita a reflexionar sobre las consecuencias de no impulsar de forma decidida una política fiscal común en el seno de la UE (que resulta muy complicado), o al menos, establecer mecanismos de generalización y coordinación comunitaria para homogeneizar el esfuerzo político. Capítulo 2 76 En España, los tres niveles administrativos han implementado tributos ambientales, pero solo el autonómico se encarga de gravar la contaminación atmosférica. Antes de estudiar el diseño fiscal, se ha introducido un análisis de la distribución regional y sectorial de la contaminación, así como de sus principales fuentes de origen. De todo ello, se deduce que las instalaciones térmicas de combustión y las refinerías representan buena parte de las emisiones, especialmente de CO2, y esto debería ser tenido en cuenta por el regulador a la hora de legislar para limitar las emisiones, favoreciendo un aumento en la producción de energía por fuentes renovables. Asimismo, la revisión de la bibliografía muestra la importancia de actualizar los tipos de gravamen para cumplir de forma dinámica los objetivos ambientales, por lo que parece recomendable modificar los gravámenes donde la efectividad sea más limitada. Finalmente, el índice de Theil nos permite comprobar que la desigualdad regional de las emisiones no es muy significativa, lo que podría justificar la aplicación de una política correctora común, en lugar la tributación autonómica actual. En lo que respecta a los principios tributarios, y con el fin de reforzar el cumplimiento del principio de equidad, se concluye que es necesario establecer un vínculo directo entre la base imponible y el daño ambiental, de tal forma que la liquidación tributaria vaya unida a la contaminación. Para España, si tomamos en consideración el principio de unidad de mercado, la asignación regional de la competencia para gravar las emisiones supone un impedimento para cumplir dicho principio. La revisión bibliográfica sobre la efectividad ambiental nos ha permitido comprobar como los países que han implementado tipos de gravamen más elevados, han reducido sus emisiones de manera más significativa. Por tanto, esto parece indicar que, a pesar de ser un instrumento secundario en la política ambiental de la mayoría de los países europeos, su efectividad se hace patente cuando se analiza la evolución de las variables ambientales en los países donde los tipos son más elevados. Asimismo, hemos podido observar la ausencia de literatura evaluadora para la fiscalidad autonómica sobre emisiones, por tanto, el objetivo fundamental del tercer capítulo es conocer si los impuestos implementados hasta ahora, han sido capaces de Capítulo 2 77 incentivar un cambio productivo que reduzca la intensidad contaminadora en el conjunto de la economía española. Todo ello unido a que la fiscalidad ambiental se aplica en los tres niveles de jurisdicción (con mayor incidencia en el autonómico, que es donde se implementa la fiscalidad sobre emisiones), y que esto supone una excepción en el panorama europeo, el capítulo tercero aun parece ser más necesario. CAPÍTULO 3: ANÁLISIS EMPÍRICO DEL IMPACTO DE LA TRIBUTACIÓN AUTONÓMICA SOBRE EMISIONES 3.1 Introducción ........................................................................................... 81 3.2 Revisión de la literatura ....................................................................... 82 3.3 Efecto de la tributación sobre emisiones ............................................. 87 3.3.1 Introducción ...................................................................................................... 87 3.3.2 El modelo con datos agregados ......................................................................... 88 3.3.3 El modelo con datos desagregados ................................................................. 100 3.3.4 Conclusiones e implicaciones políticas .......................................................... 109 3.4 Frontera de eficiencia en costes ......................................................... 111 3.4.1 Introducción .................................................................................................... 111 3.4.2 Revisión de la literatura .................................................................................. 114 3.4.3 Datos y metodología ....................................................................................... 115 3.4.4 Resultados generales ....................................................................................... 118 3.4.5 Conclusiones e implicaciones políticas .......................................................... 122 3.5 Convergencia estocástica en las emisiones autonómicas ................. 124 3.5.1 Introducción .................................................................................................... 124 3.5.2 Revisión de la literatura .................................................................................. 126 3.5.3 Datos y metodología ....................................................................................... 127 3.5.4 Resultados generales ....................................................................................... 130 3.5.5 Resultados gráficos ......................................................................................... 134 3.5.6 La Curva de Kuznets Ambiental para España ................................................ 137 3.5.7 Conclusiones e implicaciones políticas .......................................................... 145 Capítulo 3 86 factores favorecen el proceso. Dentro del amplio espectro de trabajos revisados, el indicador ambiental que aparece de forma más frecuente es el volumen de emisiones de dióxido de carbono 35 . Cuando se trata de estudios de equilibrio general o frontera estocástica, las emisiones aparecen en términos absolutos para medir el impacto bruto de una reforma. En cambio, en los trabajos de convergencia, y en algunos modelos econométricos, se relativizan las emisiones por la población con el fin de favorecer la comparación entre distintos territorios. Algunas variables económicas como el PIB, el empleo o la inflación son habituales en la mayoría de las simulaciones de equilibrio general. Entre las variables independientes, destaca la tributación ecológica tanto en emisiones como en energía y combustibles. En cuanto a los modelos de equilibrio parcial, las variables más frecuentes son aquellas que hacen referencia a las magnitudes sectoriales. En los estudios de la CKA, se incluyen otras variables económicas y fiscales que se consideran relevantes en la regresión, como la producción industrial, la estructura social o los factores climáticos. Los resultados de estos modelos varían sensiblemente en función del enclave geográfico y temporal de la muestra, aunque la existencia de un impacto significativo de la renta sobre la contaminación es muy habitual. Las dudas surgen a la hora de afirmar que esta relación tiene forma de U-invertida. Para la convergencia estocástica, las bases de datos se construyen a través de una homogeneización de las emisiones de dióxido de carbono. Una vez realizado el proceso, se analiza la estacionariedad de las series para cada territorio, y así se puede conocer si convergen. En definitiva, la literatura es amplia y abarca métodos de estudio muy diversos para escenarios diferentes. Por un lado, los modelos de equilibrio general nos describen ex-ante las posibles consecuencias de una reforma fiscal en el conjunto de la economía. Por otro, los modelos de equilibrio parcial, ponen el acento en la investigación de los efectos de la reforma sobre los precios sectoriales. 35 En menor medida, aparece también el óxido de azufre y el de nitrógeno. Capítulo 3 87 Para desarrollar los modelos empíricos de esta investigación, se ha focalizado la atención en los trabajos que analizan la política ambiental ex-post, que es el objetivo del presente proyecto, y en los modelos lineales, así como los que examinan la eficiencia de los agentes económicos. Finalmente, se han revisado con especial interés los análisis de convergencia en emisiones interterritoriales, que encaja con nuestro objetivo de analizar las diferencias en la evolución regional de la intensidad en emisiones como función del factor fiscal. 3.3 Efecto de la tributación sobre emisiones para información agregada y desagregada. 3.3.1 Introducción Las emisiones atmosféricas representan un coste ambiental que debe ser internalizado para proteger la integridad del medio y la salud humana. Entre las herramientas disponibles de política ambiental, merece especial mención el impuesto pigouviano, cuya efectividad depende de su capacidad para desincentivar la contaminación y reequilibrar los costes privados con los sociales. Para ello, y en ausencia de información sobre los costes de los agentes, se requiere conocer el valor monetario del impacto ambiental para al menos, compensarlo. La legislación nacional que deriva de la normativa europea recoge la obligación de evaluar el impacto ambiental y reparar el daño 36 , como se deduce del contenido de la Ley 16/2002 de Prevención y Control de la Contaminación 37 , y la Ley 26/2007 de Responsabilidad Medioambiental 38 .Estos procedimientos se plantean a través del análisis de equivalencia, que atendiendo a Borrego y Riera (2009), propone extender la valoración de los daños ambientales a los costes de su reparación. 36 El origen de la primera cuestión se sitúa en Estados Unidos, donde se comenzó a evaluar el impacto de las actividades económicas sobre el medio ambiente desde un punto de vista multidisciplinar (Cantó et al. 2009). 37 Transposición de la Directiva 96/61/CE. 38 Transposición de la Directiva 2004/35/CE. Capítulo 3 88 Sin embargo, la legislación autonómica en tributación sobre emisiones no contempla mecanismos de valoración del impacto ambiental. A priori, este hecho puede dificultar la internalización, y puede poner de relieve la clara preferencia del legislador por el objetivo recaudador. En este capítulo, abordamos el análisis econométrico de la efectividad ambiental de la tributación para comprobar cuantitativamente, si el diseño tributario representa un impedimento para el cumplimento de los objetivos ambientales. Tras haber analizado muy sucintamente los aspectos legales de la cuestión que nos ocupa, procedemos a establecer el esquema del resto del trabajo. En primer término, vamos a profundizar en la literatura disponible, para después especificar el modelo macroeconómico, las hipótesis que queremos contrastar con la estimación y la metodología que vamos a emplear. El siguiente apartado expondrá los principales resultados de la estimación, y la congruencia de las hipótesis planteadas en la etapa de especificación. De la misma forma, replicaremos el esquema para un modelo con información microeconómica. Finalmente, se plantearán las conclusiones del estudio y alguna de sus posibles implicaciones políticas. 3.3.2 El modelo con datos agregados a) Revisión literatura y metodología empleada A continuación, presentamos en la tabla 3.3, una revisión general de la literatura con datos agregados: Capítulo 3 89 Tabla 3.3: Síntesis de la literatura revisada Autores Descripción Resultado Torras y Boyce (1998) Internacional Modelo econométrico que analiza la evolución de siete gases. Variables: PIB/CAP, Gini y factores demográficos. Concluyen que en los países desarrollados, un aumento en la renta per cápita no implica mayor protección ambiental. Dinda et al. (2000) La India Examinan la existencia de la CKA para CO2 Variables: Tiempo, Renta, Tempo*renta y otros factores económicos Encuentran relación entre la variable ambiental y el crecimiento económico, aunque no con la forma característica de Uinvertida Friedl y Getzner (2003) Austria Examinan la existencia de la CKA para CO2 Variables: Renta y factores climáticos No encuentran evidencia a favor de una CKA. Azomahou et al. (2006) Internacional Examinan la existencia de la CKA para CO2 No encuentran evidencia a favor de una CKA. Narayan y Narayan (2010) 43 países Examinan la existencia de la CKA para CO2 Solo en unos pocos países existe, para algún período, una relación inversa entre renta y emisiones Conefrey et al. (2008). Irlanda Modelo macroeconométrico con el fin de evaluar el impacto de un impuesto sobre el CO2. Resuelven a favor de la existencia de un doble dividendo si la reducción tiene lugar en el impuesto sobre la renta. Maslyuk y Dharmaratna (2013) Internacional (Asia) Interacción entre energía renovables, emisiones de CO2 per cápita y PIB per cápita El aumento en la producción de renovables tiene a corto plazo, un efecto negativo en el crecimiento económico y genera un aumento en las emisiones. Esto último, se debe a la fuente de energía renovable empleada en la generación de energía eléctrica. Capítulo 3 90 (Fernández et al. 2013). España Examinan a través de un análisis cuasiexperimental la relación entre la intensidad en emisiones, el PIB y la intensidad energética La evolución de la intensidad en emisiones refleja la reducida efectividad de la política correctora en España, para un primer período anterior al sistema de intercambio. Larsen y Nesbakken (1996) Noruega Análisis del impacto de la fiscalidad sobre emisiones Se confirma el impacto de la fiscalidad sobre el daño ambiental, aunque se produce de forma desigual en función de la fuente de emisión Bruvoll y Larsen (2004) Noruega Evolución de las emisiones de CO2 para los períodos 1987-1994 y 1990-1999. El efecto fiscal obtenido es inferior al esperado. List y Gerking (2000) Estados Unidos Modelo que evalúa el efecto de la renta, producción industrial, densidad de población sobre emisiones En general las variables son significativas en un modelo federal. El aumento en la renta no deteriora la calidad ambiental. Lin y Li (2011) Europa Modelo de diferencias en diferencias, con el que comparan la evolución de las emisiones para una serie de países del norte de Europa, con el resto del continente En este caso, se encuentra evidencia de una mejora en la intensidad energética y en la producción de renovables gracias a la fiscalidad. Pese a ello, confirman la caída en el bienestar social y en la competitividad de algunos sectores. Fuente: elaboración propia a partir de la literatura En función de las demostraciones empíricas de la literatura ex-post revisadas en este epígrafe, introducimos la modelización econométrica para España, con el fin de examinar analíticamente las cuestiones señaladas en el apartado introductorio. Para nuestro trabajo empírico, planteamos en primer lugar un modelo regional donde el impacto de la fiscalidad, si existe, se evidenciará en la evolución diferencial del daño ambiental, en aquellas regiones que aplican el tributo. La muestra está constituida por un panel de datos de las Comunidades Autónomas desde 1995 hasta 2010. Este período cubre una etapa de crecimiento prolongado de la contaminación, que coincide con la expansión económica y la implementación de la política fiscal correctora. La Capítulo 3 91 elección del panel permite estudiar el efecto geográfico y el temporal. La forma funcional del modelo que recoge el efecto de la cuota sobre las emisiones es la siguiente: ln(INT)jt = β + β1ln(TAX)jt-1 + β2ln(PERM)jt + β3ln(POP)jt + β4ln(IND)jt + β5ln(EXP)jt-1 + β6ln(RAIN)jt + β7TREND + ujt (3.1) Donde “j” es el índice para las CCAA (17), y la “t” la dimensión temporal (16). Las variables del modelo se introducen en logaritmos naturales, de tal forma que los parámetros informan de la elasticidad de la variable dependiente respecto a las independientes, y se controlan las consecuencias de la posible heteroscedasticidad. Se estima mediante la trasformación de Prais-Winsten, que es un caso particular de mínimos cuadrados generalizados factibles, en un escenario de incumplimiento de las hipótesis básicas de los modelos lineales generalizados. Adicionalmente, en datos de panel, es muy frecuente la existencia de correlación espacial entre los residuos, de tal manera que, los individuos de la muestra no sean independientes entre sí. Dicha transformación determina también unos resultados consistentes en un escenario de dependencia espacial. La variable dependiente es el cociente entre las emisiones de GEI en toneladas equivalentes de CO2 y el PIB, es decir la intensidad de la contaminación (INT). La información sobre las emisiones que ofrece el Ministerio de Agricultura es el cómputo total en los siguientes sectores de actividad: procesado de la energía, procesos industriales, uso de disolventes y otros productos, agricultura y tratamiento de residuos, que son aquellos a los que afecta la tributación autonómica sobre emisiones. Este indicador se define en términos económicos como la contaminación necesaria para poder generar una unidad de producción y se emplea de forma frecuente en los informes técnicos y en la literatura (International Institute For Labour Studies, 2011). Los datos se obtienen del Ministerio de Agricultura y Medio Ambiente. El resumen de las características más importantes de las variables independientes se presenta en la tabla 3.4. Capítulo 3 92 La selección de las variables independientes se lleva a cabo, teniendo en cuenta los trabajos de investigación revisados, donde se emplean variables demográficas, energéticas y económicas con carácter habitual (tabla 3.3). De ahí deriva la inclusión de la población regional, el porcentaje de actividad industrial sobre el PIB y la pluviosidad, como una aproximación a la producción hidráulica de energía. A su vez, proponemos el empleo de otras dos magnitudes como el gasto en reducción de emisiones y una tendencia determinística, que representa la innovación tecnológica. Finalmente, introducimos dos variables de política económica, que regulan las emisiones autonómicas, imposición y los permisos de emisión, cuyo resultado de estimación es el objeto principal de análisis en la presente investigación. Tabla 3.4: Información sobre las variables independientes Variable Definición Fuente Signo esperado TAX(t-1) Cuota media (t-1) Legislación Autonómica EPER39 - PERM Asignación EU-ETS/PIB Ministerio de agricultura + POP Población INE + IND VAB industria / PIB. INE + EXP(t-1) Σ(Gasto corriente e inversión / PIB)(t-1) INE - RAIN Lluvia registrada/ nº de estaciones. INE - TREND Tendencia determinística - Fuente: elaboración propia 39 Registro Estatal de Emisiones y Fuentes Contaminantes. Capítulo 3 93 La variable fiscal (TAX) se genera a través del cálculo de la cuota media de una selección de instalaciones contaminantes para cada Comunidad Autónoma. Dicha muestra está formada por las instalaciones con mayor volumen de emisión en cada autonomía, de manera que dado el reducido número de contribuyentes con los que cuentan dichos tributos, se trata de una aproximación nítida al coste por emitir. Se excluye la aplicación de bonificaciones sobre la cuota tributaria en cada comunidad (a excepción de los mínimos exentos) ante la imposibilidad de contar con la información sobre las declaraciones tributarias de las empresas estudiadas. Se retarda un período, con el fin de reflejar que el efecto fiscal puede no ser inmediato. Esperamos que se cumpla la hipótesis de que la relación entre ambas magnitudes sea negativa. No obstante, la evolución de la cuota por sí misma no refleja el efecto de la política ambiental sobre la contaminación. Por ello, incluimos la asignación por autonomía de permisos de emisión (PERM) con el fin de evaluar conjuntamente ambos instrumentos. Esta herramienta de corrección del fallo de mercado está diseñada con el objetivo de responder a las necesidades de emisión de las instalaciones, y a su vez, controlar la cuantía final. En este contexto, esperamos que exista una correlación positiva entre ambas magnitudes que refleje la importancia de la asignación en la determinación del volumen final de emisión. Un incremento de la población (POP) eleva el consumo de energía y, por ende, el nivel de emisión. Por tanto, se espera que la variable población afecte positivamente a la contaminación. Sin embargo, con respecto a la intensidad, el signo del coeficiente es más difícil de predecir, ya que depende de la evolución del denominador. Con todo, mantenemos el signo esperado como negativo. La composición del PIB se recoge a través de la proporción que representa la industria en el conjunto de cada economía regional (IND). Esperamos que el signo sea positivo, dado que las economías con mayor producción industrial, requieren más contaminación para generar una unidad de PIB. Además, la industria representa el 17% de las emisiones de CO2 a nivel mundial (Remuzgo y Sarabia, 2013). Los gráficos 2.7 y 2.8, presentados en el Capítulo 2, se puede observar la distribución geográfica y sectorial de las emisiones de CO2. Capítulo 3 94 Para recoger el efecto de la evolución tecnológica, se toman en consideración las siguientes cuestiones: la estrategia empresarial (EXP), el factor climático (RAIN) y la evolución exógena (TREND). Respecto a la primera cuestión, debemos hacer hincapié en el hecho de que las empresas españolas recurren de forma cada vez más frecuente a realizar inversiones o gastos corrientes para controlar sus emisiones, ya sea por iniciativa propia o por cumplimiento normativo. El aumento en la conciencia ambiental permite dar publicidad a este tipo de medidas, generando un beneficio en el medio y largo plazo para la empresa. Por ello, el modelo incluye los gastos totales en reducción de emisiones de las compañías que se espera afecten negativamente a la contaminación. La variable se incluye retardada, considerando que el efecto no se produce de forma inmediata. Las últimas reformas legislativas del mercado energético español modificaron la relación de los agentes, como el RD 661/2007, por el que se regulan los aspectos jurídicos de la producción de energía eléctrica de régimen especial. Uno de los cambios principales es la prevalencia de las renovables en el mecanismo de adquisición de energía. Por tanto, si se cubre la demanda de mercado con energía renovable y nuclear no es necesario utilizar la energía de origen térmico, cuya generación es altamente contaminante. Este hecho tiene lugar si las condiciones meteorológicas contribuyen a incrementar la producción de renovables. Así, un aumento en la pluviosidad eleva la producción en las centrales hidroeléctricas, permitiendo una reducción en la generación de energía por combustión térmica. El signo esperado es negativo. Finalmente, atendiendo a Coelli et al. (2003) y Le Lannier (2010) se incluye una tendencia determinística como aproximación a la evolución tecnológica exógena. Se espera que el signo del coeficiente sea negativo. Con el fin de completar el estudio agregado, vamos a establecer un análisis cuasiexperimental de diferencias en diferencias, que nos permita conocer los cambios diferenciales en la intensidad de las emisiones de GEI entre grupos de CCAA La tributación sobre emisiones debería suponer un punto de inflexión para las autonomías que la aplican. De tal forma que la intensidad promedio para los períodos posteriores a la Capítulo 3 95 introducción tributaria sea inferior a la de los periodos previos. Además, esta reducción debe ser considerablemente mayor, que la que pudiera tener lugar en el conjunto del Estado. El grupo de tratamiento está compuesto por las regiones que aplican el tributo después de su implementación. El grupo de control está formado por las observaciones de estas mismas autonomías en los períodos previos y el resto de comunidades. b) Resultados La transformación de Prais-Winsten se ajusta al incumplimiento de las hipótesis básicas de homoscedasticidad, no autocorrelación y correlación espacial, que impiden la estimación consistente por Mínimos Cuadrados Ordinarios (MCO). El problema de correlación espacial tiene lugar si los residuos de los diferentes individuos no son independientes, es decir, Corr (uit, ujt) ≠ 0. En el presente desarrollo empírico, no se observa dicho problema, como se deduce del resultado del contraste de Pesaran (2003), cuya hipótesis nula recoge la independencia espacial de los residuos. Éste se muestra en la parte inferior de la tabla 3.5, junto con los test de Wooldrigde y Wald. En ambos contrastes, se rechazan las hipótesis nulas de no autocorrelación y homoscedasticidad, respectivamente. Una vez justificada la utilización de la metodología en cuestión, procedemos a interpretar los resultados generales e individuales de la estimación. Capítulo 3 102 El conjunto de tal información se estructura en forma de panel de datos no balanceado. La relación nominal y las características generales del conjunto de variables independientes se presentan en la tabla 3.8. El planteamiento queda: ln(EMISSIONS)jt = β0 + β1ln(TAX)jt-1 + β2ln(PERM)jt + β3ln(TAX*PERM)+ β4ln(OPEINC)jt + β5ln(OPEINC)2jt + β6ln(MAT)jt + β7ln(AGE)jt + β8ln(IM)jt + β9THE + β10REF + ujt (3.2) Donde “j” son las instalaciones (173) y “t” dimensión temporal (de 1 a 11). Las variables se especifican en logaritmos para controlar los efectos negativos de la heteroscedasticidad en la estimación, como se hizo en el modelo agregado. Con objeto de poder sumar los gases que componen la variable dependiente (EMISSIONS), las toneladas se transforman a unidades contaminantes. Dicha equivalencia queda establecida por el Anexo A1 de la Decisión 2000/479/CE, tal y como puede verse en la tabla 3.9. Tabla 3.9: Equivalencia entre toneladas y unidades contaminantes 1 Unidad contaminante de CO2 100000 Toneladas CO2 1 Unidad contaminante de NOX 100 Toneladas NOX 1 Unidad contaminante de SOX 150 Toneladas SOX Fuente: Comisión Europea Debido a la ausencia de literatura que examine el efecto de la tributación sobre emisiones en las instalaciones contaminantes, las variables independientes han sido seleccionadas tratando de extrapolar el análisis macro a un contexto micro. Por ello, se incluyen la variable de ingresos por explotación, que es una aproximación al tamaño de la empresa, de igual forma que incorporamos la población en el modelo regional. Capítulo 3 103 A su vez, con el fin de medir el impacto de la tecnología, se introducen los años desde su constitución. Tanto el gasto en materiales como el inmovilizado material representan la influencia de las magnitudes empresariales en la contaminación. Finalmente, se proponen dos magnitudes que recogen la importancia del sector de pertenencia, y al hilo de los trabajos empíricos de Labandeira y Labeaga (1999) y Labandeira et al. (2005), se incluyen los instrumentos de corrección y control, así como la interacción de ambos, que afecta a las instalaciones situadas en las comunidades donde se gravan las emisiones y que están sujetas a ambos instrumentos. Tabla 3.8: Información para las variables independientes Variable Definición Fuente Signo esperado TAX (t-1) ((Base Liquidable *Tipo de Gravamen)/ Emisiones) (t-1) Legislación autonómica - PERM Asignación EU-ETS Ministerio de Agricultura y Medio Ambiente + TAX*PERM Interacción entre los dos instrumentos de corrección. Dos fuentes anteriores + OPEINC Ingresos por explotación SABI + OPEINC2 (Ingresos por explotación )2 SABI - MAT Gasto en materiales SABI +/- AGE Años desde su constitución SABI - IM Inmovilizado material SABI - THE Instalación térmica EPER + REF Refinería EPER + Fuente: elaboración propia Capítulo 3 104 El impacto de la fiscalidad sobre el comportamiento de los agentes se estima incluyendo la variable cuota (TAX), que representa el coste de emitir cada unidad contaminante. Se obtiene del cociente entre el pago tributario y el volumen de emisiones de cada instalación. Del conjunto de la muestra seleccionada, el 35 % de las instalaciones se encuentran sujetas al tributo, para el resto, toma valor cero. Dicha variable se retarda un período, considerando que su impacto tiene lugar con un margen temporal. Si la tributación contribuye a modificar el proceso productivo del agente en respuesta a la política fiscal coercitiva, su signo será negativo. Una vez que la instalación supera el umbral determinado por la asignación gratuita de permisos de emisión (PERM), la obligación tributaria desaparece, con el fin de evitar la doble imposición. Es decir, a partir de este punto, la empresa deberá pagar el precio de mercado para poder emitir por encima del volumen asignado. A lo largo del período de estudio, se pusieron en marcha dos planes de asignación, de 2005 a 2007, y de 2008 a 2012 40 . La asignación se realizaba en función de diferentes factores, como la contaminación histórica o la previsión futura. Si tenemos en consideración el objetivo del sistema de intercambio, la correlación entre la asignación y las emisiones debe ser positiva, ya que esta se establecen para satisfacer las necesidades de cada instalación y controlar el volumen final emitido 41 . Ambos instrumentos interactúan de forma conjunta sobre el nivel de emisiones de cada instalación. Para recoger dicho efecto, el modelo incluye la interacción multiplicativa de ambas variables (TAX*PERM). El resultado es una nueva magnitud que recoge el coste total de las emisiones asignadas a la instalación. Generalmente, las empresas con mayor volumen de emisión tienen una obligación tributaria superior y una asignación más elevada, por tanto, el signo esperado es positivo. 40 La elaboración de estos planes de asignación ha correspondido, hasta el 1 de enero de 2013, a cada país miembro de la EU-ETS. Desde esta fecha, la asignación se realiza desde las instituciones europeas. 41 Quedan exentas del tributo aquellas emisiones que superen el nivel asignado, para evitar que se deba pagar dos veces por la misma emisión. Capítulo 3 105 El resto de variables independientes cuantitativas son factores que determinan en gran medida las características generales de la empresa. En primer lugar, los ingresos por explotación (OPEINC) son una aproximación al valor económico de la producción empresarial y se espera un signo positivo, ya que a mayor nivel de actividad se supone un valor de emisiones más alto 42 .Incluimos esta variable elevada al cuadrado (OPEINC)2, para aproximar el concepto de la CKA al análisis microeconómico de la contaminación. Como vimos en el epígrafe 3.2 la CKA asume que la relación entre la contaminación y el nivel de actividad describe una U-invertida, de forma que cuando se alcanza un determinado nivel de actividad, decrece la contaminación. En caso de cumplirse dicha premisa en el presente modelo empírico, el signo del coeficiente será negativo. A su vez, incluimos dos variables que recogen el factor tecnológico. Por un lado, el número de años (AGE) transcurridos desde su constitución (Cole, et al., 2008), y por otro, el valor del inmovilizado material, que determina su volumen de bienes tangibles (IM). Una evolución positiva de dicha variable representa el incremento en el valor de los bienes tangibles de la empresa, que supone una aproximación a su inversión en tecnología. Se incluye además el gasto de materiales (MAT) con el objetivo de conocer si existe una relación de complementariedad o sustituibilidad entre las emisiones y el resto de inputs empresariales. En cuanto a las variables cualitativas, introducimos en el modelo dos variables sectoriales que recogen la pertenencia a un sector determinado. En este caso, al sector de generación de energía por combustión térmica (THE) y a las refinerías (REF), que según los resultados gráficos del epígrafe 2.4, son los sectores más contaminantes. Para ambos casos, se espera un valor positivo, dado el tipo de proceso productivo al que nos referimos. 42 Esta relación se cumplirá siempre y cuando no tengan lugar mejoras tecnológicas en los procesos productivos. Capítulo 3 106 Finalmente, a diferencia del modelo agregado, no introducimos una tendencia determinística como aproximación a la evolución tecnológica exógena, ya que ésta se recoge a través de la antigüedad de la empresa (AGE). b) Resultados Buena parte de la literatura que ha analizado la efectividad de la tributación sobre el daño ambiental, ha obtenido unos resultados positivos en materia ambiental, como se deduce de los meta-análisis de Bosquet (2000), Andersen et al. (2000), Gago et al. (2004) y Patuelli et al. (2005). Las conclusiones del presente análisis de la efectividad ex-post se sitúan en una línea similar. Sin embargo, no se han encontrado referencias que evalúen el efecto ex–post de la tributación sobre las emisiones en los niveles de contaminación empresariales, aunque en una línea similar, el trabajo de Becker, et al. (2012), examina las diferencias en los costes de reducción de emisiones entre empresas de diferentes magnitudes. En cuento a la especificación del modelo en la presente investigación empírica y ante el incumplimiento de las hipótesis básicas en un panel no balanceado, Baltagi y Li (1991) recomiendan el empleo de una estimación por el método de mínimos cuadrados generalizados factibles de Prais-Winsten, de la misma manera que en el modelo agregado. En este punto, queda por presentar los principales resultados para la estimación del modelo desagregado, y los contrastes sobre la base de datos, que aparecen en la tabla 3.10. Capítulo 3 107 Tabla 3.10: Resultados de la estimación para el panel microeconómico EMISSIONS ln(TAX)(t-1) -0.4547042*** (- 4.80) ln(PERM) 0.2302993 (1.26) ln(TAX*PERM) 0.456757*** (5.44) ln(OPEINC) 1.012126* (1.89) ln(OPEINC)2 -0.037805** (-1.97) ln(MAT) 0.2183713 ** (2.36) ln(AGE) -0.2114858 ** (-2.43) ln(IM) -0.0323457 (-0.32) THE 0.1217619 (0.40) REF 0.3864641 (1.07) Cons -14.4891*** (-4.08) R2 0.7410 Contraste de significatividad conjunta (p-valor) 0.0000 Contraste de Wooldridge (p-valor) 0.0000 Contraste de Wald (p-valor) 0.0000 *Significativo al 10%. ** Significativo al 5%. *** Significativo al 1%. No se realiza el contraste de correlación espacial por tratarse de un panel no balanceado. Fuente: Elaboración propia Capítulo 3 108 El coeficiente de determinación y el test de significatividad conjunta de las variables reflejan la validez del modelo. Comenzamos el análisis de los resultados individuales con la variable fiscal, cuya significatividad es muy alta, lo que implica que el coste por emitir cada unidad contaminante tiene un impacto significativo en el comportamiento de los agentes. Este resultado refleja nuevamente el papel fundamental de la tributación sobre emisiones en el cumplimiento de los objetivos ambientales y la necesidad de mejorar su diseño y disposición geográfica, que hasta ahora, hace recaer la obligación tributaria en un número muy limitado de agentes. La relación entre la asignación de permisos de emisión y el volumen final de contaminación no es significativa. Este resultado muestra como el sistema de intercambio de permisos no presenta mayor efectividad que la tributación a la hora de controlar las emisiones. En lo que respecta a la interacción de los dos instrumentos de política ambiental, el coeficiente es positivo y significativo, lo que parece revelar que el efecto de los permisos es relevante cuando interactúa con la tributación. Esto justifica la necesidad de reforzar el papel que las administraciones comunitarias le otorgan a la coordinación de los diferentes instrumentos de política ambiental de cara a obtener beneficios ambientales a largo plazo. En cuanto a las magnitudes empresariales, los ingresos por explotación son significativos, de donde se extrae la conclusión de que la relación entre las características de la empresa matriz y el comportamiento ambiental de sus instalaciones es relevante. Además, los ingresos elevados al cuadrado tienen el signo esperado, de tal forma que se confirma la hipótesis de que una instalación que supera un determinado umbral de actividad reduce sus emisiones. Este umbral se determina por la expresión (- β1/2β2), generalmente aceptada en la literatura, cuyo resultado es 522.898,69 €. La antigüedad de la empresa cumple la hipótesis de partida, ya que es negativa y significativa. En cambio, la inversión en inmovilizado material, donde se incluyen los bienes patrimoniales tangibles, no resulta significativa. En consecuencia, se corrobora, en parte, la importancia del factor tecnológico en el cómputo final de la evolución del daño ambiental. Por su parte, el gasto en materiales tiene un efecto positivo y Capítulo 3 109 significativo en las emisiones, de forma que la relación responde a un esquema de complementariedad. Finalmente, las variables sectoriales no afectan al nivel de emisiones y, por tanto, el proceso productivo no influye de forma significativa. Así, a pesar de que sus instalaciones son muy contaminantes, no se refleja en la significatividad de los parámetros sectoriales del modelo. Este resultado manifiesta la necesidad de continuar investigando la presente materia, para tratar de favorecer la aplicación de políticas coercitivas adecuadas. 3.3.4 Conclusiones e implicaciones políticas De los resultados de la modelización econométrica agregada, se deduce que las variables independientes son conjuntamente significativas, es decir, explican la variabilidad interregional de la intensidad en emisiones, como se deduce del elevado coeficiente de determinación (0,765) y de la significatividad individual de la mayoría de las variables del modelo. En este punto, es conveniente destacar el efecto de la fiscalidad sobre la intensidad, cuyo resultado manifiesta la relevancia de la imposición autonómica en el diseño de la política ambiental. Por tanto, supone una desaceleración en el ritmo de crecimiento del daño ambiental y es un instrumento útil de cara al cumplimiento de los objetivos que en materia de emisiones el Estado asumió con la firma del Protocolo de Kyoto y el compromiso derivado de los acuerdos europeos. A su vez, desde una óptica desagregada, se observa un comportamiento diferencial en las instalaciones que tienen la obligación tributaria, como se desprende de la significatividad de variable fiscal. Dada la significatividad de la variable tributaria, las administraciones deben buscar un aumento en la coordinación interterritorial para poder impulsar un cambio productivo en la economía del conjunto del Estado. No obstante, la dimensión global del problema implica que la situación óptima debe pasar por asignar la gestión y recaudación del tributo a una administración de ámbito internacional. Capítulo 3 110 Esto presenta una serie de dificultades políticas y económicas, que imposibilitan llevar a cabo dicho proyecto. Por tanto, la solución de second-best supone aplicar un impuesto estatal que armonice el coste de emitir, en coherencia con la naturaleza suprarregional del problema que se pretende corregir. No obstante, si se desea mantener la gestión y recaudación de dichos impuestos en el entorno regional, una posible solución sería que el gobierno central estableciese unos mínimos que asegurasen una calidad ambiental estándar en todo el territorio nacional, y las Comunidades Autónomas pudiesen elevar los tipos de gravamen si desean mejorar dicho nivel mínimo. Además, la fiscalidad debe adaptarse a los cambios en el proceso productivo de la economía para garantizar la eficiencia dinámica de su intervención. Esto se consigue con una actualización progresiva de los tipos de gravamen (epígrafe 2.4) y de los mecanismos legales de deducción y exención. Por otra parte, la implementación del modelo cuasi-experimental de diferencias en diferencias no refleja una evolución diferencial de la intensidad regional, a pesar de los resultados econométricos. Lo que pone de relieve la necesidad de seguir investigando esta cuestión en futuros trabajos, contando con un mayor volumen de información muestral. Finalmente, el sistema de derechos de emisiones no parece haber sido un factor determinante en la evolución de las emisiones desde la perspectiva macroeconómica. Sin embargo, con los datos desagregados, la interacción de ambas políticas ha influido significativamente sobre el comportamiento de las empresas. Por lo tanto, con el fin de promover una política correctora eficaz y a la luz de los resultados, parece necesario intervenir de forma conjunta con las dos herramientas. De esta manera, la tributación incentiva el cambio productivo gravando las emisiones asignadas a los agentes y la asignación de derechos limita para todo el territorio el nivel máximo de contaminación. Capítulo 3 111 3.4 Frontera de eficiencia en costes para la muestra de instalaciones contaminantes. 3.4.1 Introducción Con el objetivo de reforzar el análisis microeconómico, y junto con los modelos econométricos del epígrafe 3.3, se procede a introducir una nueva herramienta de estudio que posibilita la estimación de la eficiencia de las instalaciones en función del factor fiscal; la frontera estocástica Se trata de un recurso metodológico que focaliza la investigación en la eficiencia de los individuos de una muestra. Nace conceptualmente a raíz del supuesto de que ningún agente económico puede exceder una frontera denominada “ideal” (Belotti et al., 2012). Esto conlleva la posibilidad de clasificar a cada individuo en función de su grado de separación respecto del valor frontera. Analíticamente, el procedimiento consiste en optimizar la función de producción (costes), de forma que determine el valor máximo (mínimo) para una asignación dada de inputs (outputs). Entre las diferentes técnicas para estimar la ineficiencia se encuentran los métodos no paramétricos, como la envolvente de datos (DEA). La principal desventaja de aplicar esta técnica matemática es que no tiene en cuenta la existencia de otras fuentes de ruido estadístico además de la propia ineficiencia (Coelli et al., 2005). Es decir, dicho método considera que la desviación respecto al óptimo es la ineficiencia en la producción o en los costes. Sin embargo, esta desviación se compone de dos factores: el fallo en la optimización del agente económico (que se corresponde con la ineficiencia, en un contexto estocástico) y los potenciales factores aleatorios, como se puede observar en la ecuación (3.4). Por ello, llevamos a cabo la modelización a través de un método paramétrico 43 . 43 Además, los métodos paramétricos controlan la heterogeneidad de las unidades del panel (Farsi y Filippini, 2004) Capítulo 3 118 Antes de presentar los resultados de la estimación, debemos tener en consideración los siguientes contrastes: Si γ = σ2u / (σ2u+ σ2v) = 0: implica que no existe ineficiencia, todas las desviaciones respecto de la frontera son ruidos blancos. σ2u es cero y u no debe seguir en la especificación. Si μ = 0: la ineficiencia se distribuye como una seminormal, en caso contrario como una normal truncada. Si η = 0: la ineficiencia es constaste y debemos optar por un modelo donde uit = ui. 3.4.4 Resultados generales A continuación, se presentan los resultados de la estimación de la frontera y el modelo de ineficiencia, en la tabla 3.12. Tabla 3.12: Frontera estocástica y modelo de efectos de ineficiencia BC(92) BC(95) ln(OPEINC) 0.031216 (0.56) 0.0230592 (0.24) ln(TAX) -0.7482894 (-1.12) -0.8849455* (-1.86) 0.5*ln(TAX2) 0.162136 (1.52) 0.1452262* (1.95) ln(PERM) 0.4807979*** (2.75) 0.8885878*** (4.77) ln(MAT) 0.1761019** (2.05) 0.1252652 (0.91) ln(AGE) -0.0512132 (-0.33) -0.0456001 (-0.39) ln(IM) -0.1869162** (-2.07) -0.1547492 (-1.24) Cons -5.379361* (-1.87) -6.902838** (-2.03) Capítulo 3 119 Modelo de ineficiencia DBDT - -0.7985727* (-1.66) THE - 1.085363 (1.61) REF - 0.1070479 (0.06) γ 0.8826459 0.73508526 μ 2.401624*** (4.69) - η 0.0283946** (2.01) - Log verosimilitud -188.6300 -312.5224 Test de Significatividad conjunta (p-valor) 0.0000 0.0000 Fuente: elaboración propia El resultado determina un valor cercano a la unidad para γ, tanto en BC(92) como BC(95), lo que implica que la varianza del componente del error (atribuida a la ineficiencia) es relevante, y podemos concluir que existe un nivel de ineficiencia significativo. En cuanto a μ, el contraste de significatividad individual se rechaza al 1%, lo que determina que la ineficiencia se distribuye como una normal truncada con media distinta de cero. Por su parte, η es significativamente distinto de cero, esto denota que la ineficiencia es decreciente según la relación (3.9). En lo que respecta al resto de resultados de la estimación de la frontera, cabe destacar la significatividad de la asignación de derechos de emisión, que es común en ambos modelos, y refleja la relevancia de este instrumento en la determinación de la frontera en costes. La cuota tributaria, por su parte, es significativa en BC(95) y en el modelo de ineficiencia, donde la variable interacción presenta significatividad al 10%. Por otra parte, los coeficientes de adscripción a los sectores de generación de energía por combustión térmica y refinería no son significativos. Esto implica que la pertenencia Capítulo 3 120 sectorial no es relevante en la medición de la ineficiencia, en línea con los resultados obtenidos en el modelo microeconómico. Para mejorar el marco de conclusiones acerca de las factores de afectan a la ineficiencia, planteamos los gráficos 3.2 y 3.3, que muestran la polarización en la eficiencia, distinguiendo las instalaciones por la obligación tributaria, y por la pertenencia sectorial, respectivamente. Para el primer caso, se observa claramente, un valor promedio diferencial entre unas instalaciones y otras. La eficiencia de las instalaciones que tributan se concentra alrededor de un 60%, mientras que para el resto la eficiencia se distribuye alrededor del 45%. En lo que respecta a la pertenencia sectorial, cabe destacar que el resultado gráfico muestra como ambos grupos se distribuyen alrededor del mismo punto, aunque con distinta concentración. No obstante, esta diferencia no llega a ser significativa. La eficiencia se mide a partir de la expresión propuesta por Jondrow et al., (1982): Eficiencia = exp[-E(-u)|e] (3.16) Se emplea la función de densidad de Kernel, donde “K” es la función de densidad y “h” es la amplitud de la banda:        h xx K nh 1 f(x) i n 1i (3.17) El carácter innovador de aplicar la frontera estocástica a las emisiones atmosféricas impide comparar los resultados obtenidos con los de investigaciones previas. No obstante, en materia ambiental se han realizado trabajos similares para el sector agrícola, especialmente, en lo que se refiere al cálculo de la eficiencia en la producción, condicionada por factores ambientales. Los resultados en los trabajos revisados de Reinhard et al. (2000) y Puig-Junoy y Argilés (2004) sitúan la eficiencia productiva promedio en el entorno del 60%. Capítulo 3 121 Gráfico 3.2: Comparación entre la densidad de la eficiencia para instalaciones sujetas a tributación y para instalaciones no sujetas. Fuente: elaboración propia Gráfico 3.3: Comparación entre la densidad de la eficiencia para instalaciones de generación de energía y para el resto. Fuente: elaboración propia 0 1 2 3 4 0.2 .4 .6 .8 1 Con impuesto Sin impuesto 0 1 2 3 4 0.2 .4 .6 .8 Sectores del modelo Otros Capítulo 3 122 3.4.5 Conclusiones e implicaciones políticas Los resultados gráficos, junto con los de la estimación de la ineficiencia parecen indicar que la fiscalidad es un factor relevante a la hora de evaluar la ineficiencia de las instalaciones contaminantes en España. De esta forma, podemos confirmar que las instalaciones sujetas al tributo tiene un comportamiento más eficiente respecto del coste que representan las emisiones, gracias al incentivo que genera el tributo sobre la producción. Respecto a la cuestión sectorial, la estimación del modelo de ineficiencia no determina un vínculo significativo entre el sector y la eficiencia de las instalaciones. Dicho resultado denota que la implementación de una política diferenciada por sectores de actividad o focos de emisión puede no suponer una solución factible de cara incentivar un cambio en la eficiencia. Además, eleva el riesgo de un desplazamiento de inversiones desde sectores con tipos más altos hacia otros con una tributación más laxa. Para evitarlo, es conveniente armonizar el coste de emisión para el conjunto de las actividades económicas. La fiscalidad tiene un efecto significativo sobre la medición de la eficiencia, como se deduce de los resultados de la tabla 3.12. Asimismo, el sistema de intercambio de permisos de emisión tienen un impacto relevante sobre la construcción de la frontera en emisiones, de tal manera que estos resultados empíricos ponen de relieve la necesidad de una acción coordinada y simultánea de ambas herramientas, como vimos en los resultados del modelo micro del epígrafe 3.3. Los impuestos, por una parte, afectan a las emisiones asignadas, actuando como incentivo a la descontaminación. Una vez superado dicho umbral, entra en juego el mecanismo de precio de mercado, derivado del sistema de intercambio. La existencia de un vínculo entre la tributación y la evaluación eficiente de las instalaciones pone de manifiesto que, para obtener ganancias de eficiencia en emisiones, se requiere una fiscalidad más elevada y generalizada. Capítulo 3 123 Dada la amenaza que representa el cambio climático para la estabilidad climática mundial, cualquier medida que favorezca su mitigación debe ser tenida en cuenta por los legisladores. No obstante, la administración solo desempeña el papel incentivador y deben ser los agentes privados, los motores del cambio hacia un sistema económico que respete el medio ambiente. 3.5 Convergencia estocástica en la intensidad de las emisiones autonómicas 3.5.1 Introducción Para finalizar y el estudio econométrico y a la luz de la disparidad de resultados entre la regresión macroeconómica del epígrafe 3.3 y el modelo de diferencias en diferencias del mismo, se propone un análisis de la convergencia regional en intensidad. La convergencia estocástica es una parte fundamental en el análisis econométrico de series temporales. El concepto se basa en la hipótesis de que una magnitud aleatoria evoluciona en función de una pauta. Dicha evolución conlleva una reducción sustancial de la distancia entre los individuos que componen una muestra. En economía del desarrollo, campo de investigación donde dicho análisis es más frecuente, sirve para conocer si los territorios convergen en renta per cápita. En materia ambiental, ha ganado protagonismo en la última década, ya que permite orientar correctamente las políticas dirigidas a limitar la contaminación de forma efectiva, y evaluar los impactos del cambio climático (Aldy, 2006). Es decir, una política correctora eficiente no requiere solo conocer qué territorios contaminan más, sino también aquellos que lo van a hacer en el futuro. En esta sección, vamos a aplicar dicha herramienta de investigación al análisis de las series históricas de intensidad en la contaminación regional. Si se cumple la hipótesis de evolución convergente, la coordinación será un factor crucial de la política ambiental. Sin embargo, en un escenario de no convergencia, sin homogeneización del daño, la política correctora debería adaptarse a las características de cada comunidad. Por otra parte se examinará si la tributación autonómica sobre emisiones es un factor que impulsa la convergencia. Capítulo 3 124 Previamente, debemos comprobar cómo evoluciona la intensidad en términos generales, es decir, si se modifica al alza o a la baja. Para ello, el gráfico 3.4 presenta la evolución promedio e individual de las series. Gráfico 3.4: Evolución promedio e individual de la intensidad Fuente: elaboración propia a partir de Ministerio de Agricultura e INE. 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 Promedio Andalucía Aragón Asturias Baleares Canarias Cantabria Castilla y León Castilla La-Mancha Cataluña Valencia Extremadura Galicia La Rioja Madrid Navarra País Vasco Región de Murcia Capítulo 3 125 De ahí donde se deduce que el crecimiento relativo del PIB ha sido superior al de las emisiones, lo que ha impulsado el indicador a la baja. Por tanto, en caso de confirmarse la existencia de un proceso convergente, éste tendrá lugar en un contexto de intensidad decreciente 45 . A nivel individual, cabe destacar que la intensidad de la contaminación en Asturias es muy superior a la del conjunto del Estado, lo que denota que el peso relativo de la actividad secundaria sigue siendo significativo en su economía, especialmente la producción de energía por combustión. Sin embargo, como señalan Vázquez y Lomba (2000), la industria ha descendido notablemente desde los procesos de reconversión que tuvieron lugar en los años 80 y 90. El gráfico refleja claramente los efectos de la última etapa de grandes reformas. En un segundo grupo, se encuentran Andalucía, Aragón, Castilla La-Mancha y Galicia, que son, precisamente, las CCAA que han implantado el tributo sobre emisiones (incluyendo Murcia) y, por tanto, las bases imponibles y las recaudaciones pueden ser más elevadas. El resto de la sección se compone de la revisión de la literatura, la definición de la muestra y la metodología econométrica. La hipótesis de convergencia estocástica se examina a través de la estacionariedad de las series temporales que, a su vez, se contrasta con los test de raíces unitarias. Para datos de panel se emplean los contrastes de IPS (Im et al., 1997) y de Hadri (Hadri, 2000). Dichas pruebas tiene validez bajo la hipótesis de independencia espacial, que es frecuentemente vulnerada en los trabajos empíricos. En este contexto, se requiere un test alternativo que se ajuste al incumplimiento de la hipótesis, éste se denomina test de Pesaran (Pesaran, 2003). En el siguiente apartado, se estima un modelo dinámico (con la variable dependiente retardada) que mejora la consistencia de los resultados de los contrastes, gracias a una estimación más adecuada al tamaño de las series. Finalmente, se mostrarán los resultados tanto analíticos como gráficos para posteriormente, exponer las conclusiones del análisis y tratar de establecer un conjunto de implicaciones políticas acerca de los resultados obtenidos. Reservamos el epígrafe 3.5.6 al estudio de la CKA para España. 45 El gráfico 3.4 no representa una reducción neta del daño ambiental, sino relativa al nivel PIB. Capítulo 3 126 3.5.2 Revisión de la literatura Tabla 3.13: Síntesis de la literatura revisada Autores Descripción Resultado Aldy (2006) 23 países de dentro y de fuera de la OCDE. Matriz de trasmisión de Markov El autor concluye a favor de la convergencia, únicamente para la muestra de países de dentro de la organización Westerlund y Basher (2007) 28 países con diferentes niveles de desarrollo, y un período de más de cien años de duración. Examinan las raíces unitarias bajo el supuesto de dependencia espacial. Para ello, utilizan los contrastes propuestos por Phillips y Sul (2003), Moon y Perron (2004), y Bai y Ng (2004). Confirman el proceso de convergencia. Strazicich y List (2003) 21 países industrializados El procedimiento se divide en dos partes: 1. Estiman el vínculo entre la variación anual promedio de las emisiones y su valor inicial. 2. Contrastan la existencia de raíces unitarias. Resuelven a favor de la convergencia utilizando la variable propuesta por Carlino y Mills (1993):                )/PIBCO(N /PIBCO lny17 1 i2 1 it2 t Barassi et al. (2008) 21 países en la segunda mitad del siglo XX. Contrastes de raíces unitarias. El resultado rechaza el supuesto de convergencia Van (2005) 100 países. 25 % industrializados. Método no paramétrico. El resultado en este caso, respalda la hipótesis de convergencia Ezcurra (2007). 87 países Estudio no paramétrico de la densidad, Emplea la expresión de Carlino y Mills (1993). Existe convergencia, no ilimitada. Fuente: elaboración propia a partir de literatura. Capítulo 3 127 En esta investigación, el factor novedoso respecto a la literatura previa lo constituye el hecho de utilizar series regionales para España, lo que puede representar un elemento relevante en el diseño de la política ambiental española. 3.5.3 Datos y metodología A) Test de raíz unitaria Atendiendo a Barassi et al. (2008), un shock en un territorio determinado produce un distanciamiento temporal respecto del equilibrio estacionario. La vuelta a dicho equilibrio corresponde al proceso de convergencia estocástica. Para examinar dicha cuestión, necesitamos implementar contrastes de raíces unitarias para datos de panel. La muestra recoge la intensidad de la contaminación en cada Comunidad Autónoma para el período 1995-2010. La variable empleada es la descrita en la expresión (3.18), que aparece frecuentemente en la literatura. Vamos a proceder en primer término con el test de IPS, en un escenario de independencia espacial 46 . Si consideramos que la variable tiene un componente tendencial, la regresión auxiliar, y las hipótesis del contraste, se representan de la siguiente manera 47 : jtnjt ρ 1n ijt1jtjjjjt εΔyφyρtβηΔy j     (3.18) 1...NNj 0ρ 1...Nj 0ρ:H j 0ρ:H 1j 1jA j0    La hipótesis nula asume la existencia de raíces unitarias para todas las series, mientras que la alternativa establece que algunas sean estacionarias alrededor de una 46 Esta metodología se ajusta a una muestra más heterogénea entre los territorios, respecto del resto de contrastes de primer orden (Hall y Mairese, 2002). 47 Basado en el contraste de Dickey-Fuller Aumentado. Capítulo 3 134 El resultado de Sargan no implica el rechazo de la hipótesis nula de no correlación entre los instrumentos del modelo y los errores, de ahí que la especificación sea adecuada. Asimismo, los resultados de los contrastes de Arellano-Bond, de primer y segundo orden, muestran la inexistencia de autocorrelación para las diferencias de los errores del modelo. En cuanto al coeficiente b, se obtiene un valor de -0.1751752 < 0, cuya significatividad es muy baja, lo que atendiendo al modelo de Lin y Li (2011), denota que no existe convergencia condicional en la intensidad. Por tanto, la coordinación política podría no ser un factor fundamental en la intervención pública, ya que las comunidades no tienden hacia un daño ambiental homogéneo. Una de las razones de este resultado es el limitado tamaño de la muestra regional, que no permite evaluar correctamente los cambios en las series a largo plazo. Respecto a la cuestión fiscal, es importante destacar que el coste medio de la contaminación regional resulta significativo en la determinación del modelo dinámico. Por ello, podemos concluir que la fiscalidad es un factor relevante en un potencial contexto de convergencia a la baja. Este impacto diferencialmente negativo sobre la intensidad conlleva la conveniencia de coordinar la política fiscal. Los resultados de la estimación del modelo se sitúan en la línea de los obtenidos en los test de estacionariedad. Otros trabajos empíricos como Strazicich y List (2003) o Westerlund y Basher (2007), emplean un horizonte temporal más amplio y encuentran evidencia de este proceso, condicionado a la evolución de diferentes factores. 3.5.5 Resultados gráficos De cara a ampliar los resultados de la metodología econométrica, incluimos los gráficos 3.5 y 3.6. En primer lugar, vamos a representar la densidad para la exponencial de la variable de la expresión (3.18), en 1995 y en 2010. De esta forma, se pretende evaluar gráficamente si ha tenido lugar una variación sustancial en la distribución regional de la intensidad. Capítulo 3 135 Se ha seleccionado a tal efecto, el método de Kernel, atendiendo a Van (2005) y Ezcurra (2007). Como se puede observar en el gráfico 3.5, la distribución de la variable ha sufrido un cambio significativo en lo que se refiere a la moda de la distribución, que en el período inicial se situaba por debajo de 1 y en 2010, se encuentra alrededor de dicho valor. Asimismo, el grado de curtosis aumenta a lo largo del período de estudio, lo que implica que el nivel de concentración es menor en el período inicial que en 2010. Finalmente, se observa que la distancia entre los valores extremos se ha reducido entre 1995 y 2010. Estos resultados pueden ser fruto de un proceso de convergencia del que sin embargo, no existe evidencia ni en los resultados empíricos, ni en el gráfico 3.6, que recoge la evolución del ratio entre la intensidad en la contaminación y el promedio nacional en cada año del período de estudio. Gráfico 3.5: Evolución de la densidad de Kernel Fuente: elaboración propia. 0.5 11.5 0 1 2 3 4 1995 2010 Capítulo 3 136 Gráfico 3.6: Convergencia en la muestra autonómica Fuente: elaboración propia. 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 Andalucía Aragón Asturias Baleares Canarias Cantabria Castilla y León Castilla La-Mancha Cataluña Valencia Extremadura Galicia La Rioja Madrid Navarra País Vasco Región de Murcia Capítulo 3 137 3.5.6 La Curva de Kuznets Ambiental para España La evolución de la intensidad regional en emisiones nos indica que no existen evidencias sólidas de un proceso convergente, aunque sí se han producido cambios en las series regionales (gráfico 3.4). En este contexto, cabe preguntarse si el ciclo económico está detrás de la evolución en la contaminación. Para resolver esta cuestión y considerando que la información muestral es más amplia para el conjunto de España, se propone la aplicación de la Curva de Kuznets Ambiental. Esta teoría sostiene que cuando la economía se encuentra en una fase de desarrollo inicial, el daño ambiental crece y cuando la economía alcanza el punto de madurez, las emisiones decrecen de forma continua. Dicho concepto tiene su origen en el estudio de Kuznets (1955), donde se afirmaba que la desigualdad disminuye después de alcanzar un determinado nivel de renta per cápita. Su aplicación en un contexto ambiental vino de la mano de Krueger y Grossman (1991) y Shafhik y Bandyopadhyay (1992), entre otros. Los análisis de dichos autores mostraban que algunos gases tenían un comportamiento similar al descrito por Kuznets (1955). Así, cuando un país inicia su proceso de desarrollo económico, se produce una tendencia alcista en el nivel de emisiones per cápita. Cuando se alcanza un punto determinado, la tendencia se invierte y comienzan a disminuir. En 1992, el Banco Mundial publicó un informe respaldando dicha hipótesis y Panayotou (1993) acuñó el término. En primer lugar, vamos a revisar las posibles causas de la existencia de la CKA. Para ello, se procede a describir los efectos que según Stern (2004) condicionan la relación entre emisiones y crecimiento económico. El primero es el efecto escala, que supone un aumento en las emisiones derivado de la expansión en la producción, considerando constantes el resto de factores. En segundo lugar, y en sentido opuesto, actúa el efecto de la sustitución en el output. Esto implica que un país en su fase de desarrollo inicial traspasa capital y trabajo de la agricultura a la industria, y una vez superada esta fase, de la industria a otros sectores menos contaminantes. Consecuencia de ello es la importación de aquellos productos que requieren procesos contaminantes. Para finalizar, queda el efecto de la tecnología como motor de cambio en la productividad y en la intensidad de la contaminación. Capítulo 3 138 Particularizando el análisis para la relación entre el CO2 y el crecimiento económico, buena parte de la literatura coincide en evidenciar una relación positiva entre ambas magnitudes, al menos, durante el período de expansión económica de un país. Para España, la tasa de crecimiento de las dos variables se presenta en el gráfico 3.7. Entre 1981 y 2008, la tasa de variación promedio del PIB en España se situó alrededor de un 3%. Por su parte, las emisiones de CO2 crecieron a un ritmo algo mayor del 1.5%, aunque de forma más inestable. La tasa en ambas variables responde a una evolución con ciertas similitudes, que se acentúan en los períodos de ralentización del crecimiento económico. El coeficiente de correlación de Pearson, que determina el grado de asociación lineal entre dos magnitudes, se sitúa en un 0.55. Gráfico 3.7: Tasa de variación anual de las emisiones de CO2 y del PIB/Cápita. Fuente: elaboración propia a partir del Carbon Dioxide Information Analysis Center, National Accounts for OECD Countries e INE. Al respecto de la CKA, Cantos y Balsalobre (2011) contrastan su existencia, tratando solo con energías renovables. Para ello, establecen un modelo econométrico en el que se evalúa el efecto del PIB (en términos cuadráticos), del Índice Gini, y del cociente entre el consumo de energía renovable y consumo de energía por fuentes tradicionales, sobre las emisiones per cápita. Los resultados obtenidos confirman la Capítulo 3 139 hipótesis de una CKA. No obstante, los resultados de las regresiones econométricas son sensibles a la muestra seleccionada como indican Esteve y Tamarit (2012). Por ello, estos últimos autores proponen el estudio de la CKA a partir de la cointegración en el umbral. Con esta técnica, se contrasta la existencia de una relación estacionaria en el largo plazo y de un mecanismo de ajuste en caso de shock. El estudio parte de la idea de que la relación entre las emisiones y el crecimiento no tiene porqué ser lineal y, por tanto, los modelos lineales no son siempre válidos. En esta línea, trabajan con un modelo no lineal de corrección de error de la misma forma que AviralKumar y Shahbaz (2012) para la India. En ambos casos, se concluye a favor de la hipótesis de existencia de la CKA en el largo plazo. En la presente investigación, vamos a realizar un estudio de la cointegración para las series de emisiones per cápita y de PIB per cápita en España. La metodología se basa en la corrección del error de Engle-Granger que nos permite conocer la relación tanto a largo como a corto plazo, gracias al análisis de los residuos de la regresión entre ambas. Disponemos de las series desde 1851 hasta 2003, que pueden observarse en el gráfico 3.8. Aplicamos logaritmos naturales para las dos variables con objeto corregir posibles problemas de heteroscedasticidad. La información de las emisiones proviene del Centro de Análisis de Información del Dióxido de Carbono (CDIAC), y para el PIB, de la OCDE (National Accounts for OECD Countries). Capítulo 3 140 Gráfico 3.8: Evolución del PIB y las emisiones. Fuente: elaboración propia a partir del Carbon Dioxide Information Analysis Center, National Accounts for OECD Countries e INE. Comenzamos con el primer paso de la metodología de Engle-Granger, que consiste en comprobar si las dos series son integradas del mismo orden. Con este propósito, utilizamos el contraste de Dickey-Fuller-Aumentado, con el número de retardos óptimo que nos determina el criterio establecido por Schwarz (1978), e incluyendo la tendencia en el contraste. La hipótesis nula es la no estacionariedad de la serie. Tabla 3.17: Contraste Dickey-Fuller-Aumentado Variable Retardo óptimo Estadístico DFA Conclusión Emisiones/cap. 2 -3.077 No se rechaza Ho PIB/cap. 1 -0.543 No se rechaza Ho  Emisiones/cap. 1 -10.541 Se rechaza Ho  PIB/cap. 1 -7.687 Se rechaza Ho Fuente: Elaboración propia. El valor crítico para el 5% de significatividad es 3.443. Capítulo 3 141 Las dos series son integradas de orden uno, así que nos queda por comprobar si existe una relación estacionaria entre ellas. Planteamos la regresión: tt3t210t2 ε)ln(PIB/capdβ)ln(PIB/capβ dββ/cap)ln(CO  (3.24) Donde t  representa el error en la corrección de los desequilibrios entre ambas variables. Asimismo, incluimos una variable ficticia (d) que toma valor uno, en los períodos correspondientes a la Guerra Civil Española y cero, para el resto de la muestra. La variable se introduce, en primer lugar, de forma aditiva, así se recoge el efecto de los cambios en la estructura económica derivados de la contienda civil. A su vez, se multiplica por la variable explicativa, con el fin de tener en cuenta los cambios potenciales en la relación entre ambas variables. Los resultados de la estimación se representan en la tabla 3.18. Tabla 3.18: Regresión entre las variables Variable Coeficiente PIB/cap 1.604976*** (26.31) d 3.980587 (0.12) d(PIB/cap) -0.5435853 (-0.13) Cons -14.23243*** (-27.81) R2: 0.8449 Fuente: Elaboración propia. Capítulo 3 142 Con la estimación, obtenemos los valores de los residuos, que en caso de existir cointegración deberán ser estacionarios. Para comprobarlo realizamos de nuevo el contraste de Dickey-Fuller-Aumentado. El resultado (tabla 3.18), para el número de retardos óptimo según Schwarz (1978), permite deducir que la relación es estacionaria, como se observa también en la gráfica 3.9 Tabla 3.19: Contraste Dickey-Fuller-Aumentado. Variable Retardo óptimo Estadístico DFA Conclusión Residuos 2 -3.247 Se rechaza Ho El valor crítico para el 5% de significatividad es 2.887. Fuente: Elaboración propia Gráfico 3.9: Evolución temporal de los residuos Fuente: elaboración propia. El último paso es establecer la regresión que nos permita conocer los efectos a corto y largo plazo, de un cambio de la variable independiente sobre la variable endógena. -2 -1.5 -1 -0.5 0 0.5 1 1.5 1850 1855 1860 1865 1870 1875 1880 1885 1890 1895 1900 1905 1910 1915 1920 1925 1930 1935 1940 1945 1950 1955 1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 Capítulo 3 143 t1t21t10t2 uε ˆ βp)Δln(PIB/caββ/cap)Δln(CO   (3.25) El coeficiente de los residuos retardados ( 1t ε ˆ ) hace referencia a la medición del mecanismo de corrección de error 49 . Se espera que el signo sea negativo, lo que significa que el mecanismo de corrección actúa en sentido contrario a la variable dependiente, ajustando el efecto. El coeficiente β1 determina la relación o efecto a corto plazo de un cambio en el PIB per cápita (  PIB /capt-1) y las emisiones per cápita, y su signo esperado es positivo. Tabla 3.20: Regresión de las variables sobre los residuos. Variable Coeficiente  PIB /cap t-1 0.3547724 (1.44) 1t ε ˆ -0.0512298** (-2.35) Const. 0.0303088** (2.48) R2:0.0474 Fuente: Elaboración propia De los resultados de la estimación (tabla 3.20), se deduce que no existe un efecto en el corto plazo, ya que el coeficiente β1 no es significativo. No obstante, el coeficiente de los residuos retardados es negativo y significativo, lo que implica que las desviaciones del equilibrio se corrigen cada periodo anual en un 5.12%, aproximadamente. 49 La velocidad de corrección de las desviaciones respecto al equilibrio cuando se produce un cambio en la variable independiente.