1. Sencillez en la aplicación de programas de transacción de emisiones

a) Institucionalidad de los programas de transacción de emisiones. El funcionamiento de un programa de transacción de emisiones requiere cierta institucionalidad para que se encargue de una serie de tareas, como disponer de la información acerca de las emisiones de las fuentes existentes y nuevas que se instalen en el área de aplicación del programa, decidir si por sus características una fuente pertenece o no al sistema de compensación de emisiones, exigir que la mencionada fuente disponga de los créditos o permisos de emisión necesarios para cubrir sus emisiones y verificar que las transacciones tengan una contraparte en la reducción de emisiones para compensar el aumento de emisiones del agente comprador. Otra tarea corresponde a la estimación de las líneas base de emisiones de las diferentes fuentes en las que se desee realizar reducciones en las emisiones. La estimación de la línea base es clave para la efectividad de la compensación de las emisiones, ya que en función de ésta las fuentes deberían recibir permisos de emisión.

Los países de la América Latina presentan diferentes estructuras así como desarrollos de su institucionalidad ambiental, y en particular la relacionada con el control de la contaminación del aire. Sin embargo, programas de transacción de emisiones podrían aplicarse independiente de la estructura institucional ambiental de cada país. Incluso la inexistencia de institucionalidad no debería ser un freno para su aplicación, dado que siempre se puede recurrir a los organismos estatales de cierta competencia en el ámbito ambiental. En la experiencia chilena, el programa de transacción de emisiones para calderas industriales que fue instrumentado en 1992, es anterior a la promulgación de la Ley de Bases del Medio Ambiente y al establecimiento de la Comisión Nacional del Medio Ambiente (Conama). Como sustituto a la inexistente institucionalidad ambiental, se delegó la administración del programa al Ministerio de Salud, responsable de velar por la salud de la población, la cual se veía afectada directamente por el problema de la contaminación del aire.

Además, la manera como está elaborada la institucionalidad ambiental en la cual se aplica un programa de transacción de emisiones claramente tiene un efecto en el desempeño de este tipo de instrumento económico. Por ejemplo, en el programa de compensación de emisiones del SEIA en el área metropolitana de Santiago, la Conama administra el registro de compensaciones, mientras que diferentes organismos dependientes de otros ministerios realizan el proceso de fiscalización de las compensaciones de emisión. Este particular esquema no ha estado exento de problemas debido a la superposición de regulaciones de los diferentes ministerios con el programa de compensación de emisiones. Por una parte, la autoridad que administra el sistema de compensación de emisiones en la industria para NO _x y material particulado entra generalmente en conflicto con la Conama, dado que la primera aplica sus criterios de compensación de emisiones a proyectos SEIA incluidos en el sistema de compensación de emisiones administrado por Conama. Diferencias en el monto por compensar en emisiones, si una fuente o un conjunto de fuentes debe compensar o no, y los criterios para definir la línea base de emisiones, han sido un elemento recurren te de conflicto entre los sistemas de compensación.

Por otra parte, cambios en regulaciones del sector transporte, como exigencias de vida útil máxima o normas de emisión, han afectado el valor de las compensaciones ex post, lo cual ha afectado también la efectividad ambiental de las compensaciones con fuentes voluntarias del sector transporte. Mecanismos que ayuden a una mayor integración de los diferentes sistemas de compensación de emisiones en funcionamiento serían entonces necesarios, para reducir los costos de transacción asociados y mejorar la efectividad del sistema.

En segundo lugar, frente a la falta de recursos para fiscalizar las emisiones de las fuentes, es posible recurrir a agentes priva dos que proporcionen la función de acreditación de emisiones. Tanto en el programa de transacción de emisiones industriales como en el programa de compensación de emisiones para megaproyectos del SEIA, gran parte de la vigilancia y fiscalización de las emisiones es desarrollado por laboratorios que miden y acreditan las mediciones para cada emisor. Dichos acreditadores deben cumplir con una serie de requerimientos técnicos, de infraestructura y personal y se encuentran sujetos a la supervisión del Ministerio de Salud.

Un programa de transacción de emisiones se basa mucho en requerimientos de autoinforme de parte de los emisores regulados. En el caso del programa de transacción de emisiones en la industria, la autoridad exige informes anuales mediante una declaración de emisiones que considera: la identificación de las fuentes, características de las fuentes, condiciones de operación de la fuente y las mediciones de las emisiones. Los informes son contratados por las fuentes a alguno de los laboratorios privados autorizados de acreditación de emisiones, los cuales se encargan de realizar y entregar los resultados de las mediciones directamente al Ministerio de Salud. Para asegurar la calidad de tales mediciones, el Ministerio de Salud realiza auditorias de los emisores y examina las empresas privadas de medición. De este modo, la fiscalización se realiza de manera directa a la fuente emisora e indirecta por medio de los laboratorios privados de medición (^{Montero et al, 2002}). Aunque durante los primeros años de aplicación del programa de transacción de emisiones era común encontrar diferencias entre los valores informa dos por los laboratorios y los medidos por el Ministerio de Salud, dichas diferencias han disminuido significativamente, producto de la mayor fiscalización de las fuentes y laboratorios.

El desconocimiento de la tecnología de abatimiento puede influir de manera negativa en el cumplimiento de las fuentes reguladas. ^{Palacios y Chávez (2005)} plantean que las fuentes que incumplían sus emisiones en el programa de transacción de emisiones de emisores industriales no disponían de la tecnología de abatimiento adecuada para el combustible que ellas utilizaban. En la América Latina, con la excepción de Santiago de Chile, ciudad de México y São Paulo, los problemas de contaminación del aire han sido abordados sólo recientemente, y por ello los problemas de información de las tecnologías de abatimiento pueden ser relevantes en el funcionamiento de un programa de transacción de emisiones. No obstante, el avance de las tecnologías de información ha permitido reducir notoriamente los costos de información de tecnologías y los costos de transferencia de conocimiento entre organismos ambientales de la región. De este modo, la brecha de conocimiento entre reguladores ambientales de diferentes países es reducida de manera notoria, y con ello, facilita la aplicación de programas de transacción de emisiones.

Un elemento que podría mejorar el desempeño de los programas de compensación de emisiones a ba jo costo, es el uso complementario de políticas de difusión de información. Estas políticas forman la base de lo que se ha denomina do por parte de algunos investigadores como la tercera generación de políticas ambientales (^{Tietenberg, 1998b}) y se basan en la provisión pública de información respecto al desempeño ambiental de las fuentes reguladas. Varios estudios muestran que los mercados de capital, consumidores y el público en general reaccionan antedicha información castigando las empresas que no cumplen, lo que genera incentivos adicionales para un mayor cumplimiento por parte de las fuentes reguladas. ^{Dasgupta y Laplante (2001)}, por ejemplo, analizan la reacción de los mercados de capital en varios países de la América Latina ante los anuncios relacionados con el desempeño ambiental de algunas empresas responsables de crisis ambientales durante el decenio de los noventa. Dichos autores encuentran que esas empresas experimentaron significativas reducciones en su valor de mercado.

Claramente, las consecuencias políticas de este resultado es que los reguladores ambientales pueden beneficiar se de manera clara de estas fuerzas de mercado proporcionan do información sistemática y estructurada del cumplimiento de las fuentes reguladas, lo que compensa las carencias relacionadas a la débil fiscalización de las políticas y las restricciones legales a la imposición de multas y penalidades efectivas. (Pruebas adicionales de los efectos positivos de las políticas de difusión, tanto en países desarrollados como en países en desarrollo, es proporcionada por ^{Konar y Cohen, 1997}, ^{Dasgupta et al, 2006}, y ^{Garcia et al, 2007}.) A la vez, la disponibilidad sistemática de información actualizada de los programas ambientales facilita la evaluación de estos mismos y la instrumentación de modificaciones destinadas a mejorar su funcionamiento.

Una restricción institucional relevante en países en desarrollo puede ser la potencial corrupción en la que pueden verse involucrados los agentes que realizan las inspecciones o fiscalización de las fuentes emisoras. El problema de corrupción puede hacer se presente frente a la aplicación de cualquier tipo de instrumento de regulación ambiental, sea un mecanismo de dirección y control o un instrumento económico. En el contexto de países en desarrollo, la existencia de recursos escasos dentro de los organismos reguladores tiene consecuencias enormes para la aplicación de las regulaciones ambientales. Por una parte, recursos escasos redundan en fiscalizadores mal pagados, lo cual alimenta los sobornos por parte de los agentes regulados y la corrupción. Por otra parte, ello también significa que la fiscalización debe descansar en mecanismos descentralizados para aprovechar de mejor manera dichos recursos escasos. No obstante, es necesario realizar reformas que reduzcan los costos de hacer cumplir la regulación e incrementen los costos de evadir el cumplimiento de las obligaciones ambientales. To do lo anterior se traduce en integrar parte de las ideas desarrolladas dentro de esta subsección.

Primero, un sistema de autoinforme de emisiones que sea acreditado por laboratorios privados reduce la necesidad de fiscalizadores públicos y permite que estos últimos sean mejor pagados. La bibliografía económica destaca la necesidad de tener fiscalizadores públicos bien pagados, ya que ello aumenta el costo de los sobornos, haciendo más costoso el in cumplimiento y reduciendo la corrupción (^{Burlando y Motta, 2007}). Segundo, focalizar la aplicación de programas de transacción de emisiones en los mayores emisores, lo cual reduce notoriamente las necesidades de inspección y aumenta la probabilidad de ser atrapado en caso de incumplimiento.¹¹ Por ejemplo, en Santiago menos de 8% de todos los procesos industriales forman parte del programa de transacción de emisiones de NO _x , los cuales sin embargo contribuyen con cerca de 80% de las emisiones de dicho subsector. Tercero, aplicar mecanismos de reputación que reduzcan los incentivos a la corrupción por parte de los agentes regulados y laboratorios privados. Políticas de difusión de la información y transparencia pueden incrementar los costos de in cumplimiento (y corrupción) de las empresas, mientras que establecer un sistema de laboratorios privados con castigos severos en caso de corrupción puede motivar la cooperación con la regulación. Cuarto, aprovechar la información existente en otros organismos de gobierno para fiscalizar de manera indirecta las emisiones de los agentes regulados. Por ejemplo, el consumo de combustible puede ser fácilmente verifica do a partir de la información que recaban los organismos de impuestos.

b) Naturaleza del instrumento. La bibliografía económica reconoce que programas de transacción de emisiones pueden aplicarse por medio de dos tipos de instrumentos: “créditos de reducción de emisiones” (CRE) y “permisos del tipo cap and trade” (PCT) (^{Tietenberg, 1998a}). Con un sistema de CRE las empresas están autorizadas a producir una cierta cantidad de emisiones especificada previamente por la autoridad ambiental. Si las empresas generan emisiones menores que dicha meta, la diferencia entre la meta y las emisiones reales cuentan como CRE, que pueden ser vendidos a una empresa que emita por encima de la meta asignada. A fin de obtener los créditos, las empresas deben certificar previamente la reducción de emisiones frente a la autoridad reguladora, quien se reserva el derecho de autorizar o no la transacción. En general, los CRE generan un derecho de emisión de duración permanente, lo que tiende a entregar una mayor certidumbre a las fuentes existentes respecto a la cantidad de emisiones con las cuales contarán por un periodo determinado.

Sin embargo, existe mayor incertidumbre respecto a la posibilidad de comer ciar emisiones y de mayores costos de transacción ya que el regulador debe aprobar cada transacción. Por otra parte, en un sistema de PCT la meta de emisiones es establecida mediante la asignación de permisos que se hace a cada empresa, la cual sólo de be comprobarse durante el periodo de conciliación. Por tanto, no se requiere que la autoridad certifique la reducción de emisiones y la transacción cuando ésta ocurra. Sólo se exige que el total de los PCT coincida con las emisiones de cada fuente en el momento de conciliación. La duración de los PCT es determinada por la autoridad, pero en general, en la experiencia internacional los permisos tienen una duración de un año. Los programas de compensación de emisiones en la industria y el SEIA del área metropolitana de Santiago corresponden a programas de CRE.

Un elemento esencial de análisis al aplicar los PCT o los CRE, es que estos últimos pueden operar aun cuando no existe una definición explícita de la contaminación como un bien de transacción, lo que permite reducirlos costos de aplicación cuando los costos de cambios regulatorios y legales son altos. Para realizar una compensación sólo es necesario que un agente emisor que requiera cierta cantidad X de créditos pueda convenir con otro agente la transacción de al menos dicha cantidad, con el objetivo de compensar sus emisiones. Aun cuando dos agentes “comercian” emisiones con base en los CRE, el concepto de propiedad del aire no es explícito. De este modo, todas las consecuencias legales y tributarias asociadas a la transacción de bienes no son aplicables a transacciones de los CRE, no así en el caso de los PCT. Dado que el aire es un bien nacional de uso público, establecer un programa de PCT requeriría una ley que defina la asignación y la naturaleza del bien comerciable, al igual que el caso de los mercados priva dos de derechos de agua y el sistema de cuotas individuales y transferibles de pesca actualmente en funcionamiento en Chile.¹²

En el centro del debate está, por una parte, el concepto que permisos de emisión deberían ser tratados como derechos de propiedad, para proteger los incentivos a las empresas para que inviertan en reducción de emisiones, mientras que por otra parte, los grupos ambientalistas han argumenta do que el aire es un bien público compartido por toda la población y no debería ser transformado en propiedad privada. Es posible argumentar que esta disyuntiva puede ser resuelta considerando la experiencia en el sistema de cuotas individuales y transferibles de pesca, en el que los dueños de las cuotas tienen cierta seguridad respecto a la asignación de permisos, pero esta seguridad no considera la totalidad del derecho de propiedad. En el Programa de Lluvia Ácida de los Estados Unidos, un permiso representa una autorización limitada para emitir SO₂. Este no es un verdadero derecho de propiedad pero parece funcionar de manera similar (^{Tietenberg, 1998a}; ^{EPA, 2003}).

La sencillez legal e institucional de un programa de transacción de emisiones basado en CRE puede ser un elemento fundamental para su aplicación en otros países de la América Latina. No obstante, es necesario tener en consideración que los CRE también exhiben varias deficiencias. Programas basados en los CRE pueden ayudar a construir cierta institucionalidad y cultura antes de la aplicación de programas de transacción de emisiones basados en los PCT. ^{Kim (2006)} diferencia entre transacciones basadas en proyectos, como el esquema de los programas de transacción de emisiones de emisores industriales y megaproyectos del SEIA, y un sistema de transacción basado en tasas de emisión. En este ultimo caso, los emisores pueden ganar créditos automáticamente si ellos mantienen sus tasas de emisión promedio en un están dar de desempeño. A diferencia de las transacciones basadas en proyectos, no existe el requerimiento de preaprobación de la transacción. Un sistema de transacción de emisiones basados en tasas podría ser un instrumento intermedio entre un programa CRE y otro de PCT.

La dimensión temporal puede ser un elemento pertinente de un programa de compensación de emisiones basados en los CRE. Dado que en general, un CRE es un derecho a perpetuidad, la línea base en la cual se define la reducción de emisiones es particularmente relevante para el valor monetario de los CRE y la efectividad de la compensación de emisiones realizada. En el programa de compensación de emisiones del SEIA, la emisión estimada al momento de la transacción determina el valor físico de los CRE generado (y su valor monetario). Lamentablemente, en la estimación de los CRE no se considera el efecto de otras regulaciones ambientales o de la vi da útil de la fuente con quien se va a compensar. De este modo, la compensación efectiva es sólo temporal, ya que se considera que los vehículos retirados circularían por siempre y existen regulaciones adicionales de las fuentes que limitan el valor del crédito de reducción utilizado, por lo que la compensación se diluye en el largo plazo y sólo significa un adelantamiento de la renovación de tecnologías. Esto contrasta con la experiencia de los Estados Unidos, don de los diferentes programas de retiro de vehículos para compensar emisiones sólo consideran una duración limitada para los créditos de reducción de emisión, por lo que es necesario volver a compensar emisiones después que los créditos expiran (^{Alberini et al, 1995}). Por ejemplo, en el caso del programa de Reclaim en el distrito sur de California, la metodología para el cálculo de créditos generados por la eliminación de vehículos considera que éstos estarían en circulación solamente durante tres años. Considerar los CRE provenientes de vehículos particulares de manera similar al Reclaim implicaría la necesidad de compensaciones periódicas a perpetuidad.

Finalmente, es necesario analizar otro elemento relevante de programas de transacción de emisiones basados en los CRE según la experiencia chilena. El concepto de derechos de capacidad de emisión puede ser una opción muy efectiva para salvar los problemas de supervisión y fiscalización de transacción de emisiones basadas en emisiones reales. La autoridad determina la capacidad de emisión basada en el tamaño actual de la fuente y el tipo de combustible que utiliza, que son medidos durante las inspecciones anuales (^{Montero et al, 2002}). En otros términos, lo que es medido por la autoridad no son las emisiones reales sino la capacidad de emisión y, por consiguiente, lo que se comercia no son permisos de emisión si no permisos de capacidad. Así, después de cada inspección, la autoridad procede a re conciliar la capacidad de emisión estimada con la cantidad de permisos de capacidad mantenidos por la fuente. Es importante advertir que a pesar de que los permisos se definen sobre una base diaria (y a perpetuidad), las limitaciones de supervisión restringen las fuentes a comerciar los permisos por periodos anuales o de manera permanente.

c) Asignación inicial de los permisos. La asignación inicial de emisiones es clave para la aceptación de programas de transacción de emisiones por parte de los agentes regulados. En este sentido, la práctica de asignar emisiones a las fuentes sobre la base de derechos históricos, conocida comúnmente como grand fathering, ha sido el medio más común de ganar el apoyo de parte de los emisores. Estos últimos representan un grupo de interés más claramente definido que los potenciales nuevos entrantes en la industria o actividad afectada. Por otra parte, la experiencia de países desarrollados muestra que sólo una proporción menor del total de emisiones en un programa de transacción de emisiones ha sido realizada mediante subastas. En el Programa de Lluvia Ácida, cada año las autoridades ambientales subastan 2.8% de los permisos de emisión de las fuentes como una manera de otorgar mayor liquidez al mercado. Del mismo modo, las subastas permiten transparentar la información de precios de los permisos en el mercado.

En términos de justicia en la asignación de permisos, el método de asignación e incluso los años base no deberían ser poco favorable a las empresas que han invertido mucho en abatimiento de emisiones previamente a la Introducción de un programa de transacción de emisiones o para los que han sufrido recesiones en la industria(^{Kosobud et al, 2000}; ^{OCDE, 2002}). En este sentido, una de las principales críticas a las asignaciones mediante derechos históricos se refiere a que éstas pueden ser injustas con las fuentes emisoras que han sido más limpias.

Dado que los países de la América Latina poseen un menor desarrollo en materia ambiental y de instituciones de mercado, que existe una necesidad de compatibilizar las regulaciones ambientales con el crecimiento económico y que se requiere el apoyo de los agentes regulados para el funciona miento de un programa de transacción de emisiones, resulta claro que se de be considerar algún elemento de derechos históricos en la asignación inicial. En Chile el programa de transacción de emisiones de emisores industriales ha con jugado dentro de la asignación inicial cierto re conocimiento de derechos históricos y los esfuerzos anteriores de abatimiento. El tamaño de la fuente, medido por el caudal en el caso de las calderas o la producción en el caso de los procesos industriales, refleja por un lado el componente de derecho histórico. El factor de emisión promedio parejo para todas las fuentes en cierta categoría refleja por otra parte el reconocimiento de los esfuerzos de abatimiento. De esta manera, fuentes que históricamente emitían más emisiones debido a su tamaño reciben un mayor derecho de capacidad que las de menor tamaño. Por otra parte, que hayan adquirido tecnología de abatimiento de manera previa a la introducción del programa tendrán la misma asignación de emisiones que las de similares características pe ro sin tecnología de abatimiento, por lo que podrán vender o guardar sus excedentes en el mercado.

Cabe señalar que construir un programa de transacción de emisiones sobre la base de derechos históricos definidos en términos de emisiones históricas podría ser un problema para países en don de no existe un marco regulatorio o institucional pre vio sobre el cual construir el sistema. Puede ser difícil determinar la asignación inicial con una asignación gratuita en un ambiente que carezca de esquema regulatorio anterior que defina la línea base de tratamiento para los diferentes emisores. Por ejemplo, en el programa de compensación de emisiones, la definición de cuál es la emisión histórica en modificaciones de proyectos, como ampliaciones o cambios de tecnología en fuentes existentes, ha llevado a un constante conflicto entre los dueños de los proyectos y la Conama respecto a cuánto de be compensar se o cuál es la cantidad de los CRE que son generados.

Como se destacó líneas arriba, una de las ventajas de asignar emisiones de manera gratuita a fuentes existentes es que genera incentivos al registro de fuentes que no estaban inventariadas por las autoridades ambientales. Esto fue uno de los principales lo gros del programa de transacción de emisiones en el sector industrial del área metropolitana de Santiago, dado que permitió la identificación y la inspección de todas las fuentes fijas. Sin embargo, dejó al descubierto importantes diferencias entre los inventarios de emisiones iniciales y las emisiones efectivas, lo cual obligó a que las autoridades debieran ajustar los parámetros que definían los derechos de capacidad de emisión para cada fuente del programa.¹³ Es muy posible que otros países en desarrollo se encuentren con una similar encrucijada al querer aplicar programas de transacción de emisiones, cuestión que podría ser resuelta si se informa que sólo las fuentes que demuestren haber estado en operación hasta una fecha límite recibirán permisos, para en una etapa posterior con la mayor información del universo y características de las fuentes instrumentar el mecanismo de asignación.¹⁴

Finalmente, la participación voluntaria en un programa de transacción de emisiones puede reducir los costos de abatimiento; esto también puede llevar a una sobreasignación de permisos debido a problemas de selección adversa. Por ejemplo, Kim (2002) señala que en el caso del Programa de Lluvia Ácida, las pérdidas producto del exceso de asignación de permisos y mayor contaminación pueden haber compensado en parte las ganancias por menores costos de control, lo que resulta en menores beneficios de la aplicación del programa. En general, las fuentes voluntarias pueden tener o no cierta regulación ambiental anterior, lo cual evidentemente afecta cuánto será la asignación de emisiones en la base de un sistema de CRE. Sin embargo, permitir la participación de fuentes voluntarias puede, además de bajar los costos de transacción y control en un programa de transacción de emisiones, permitir el control de las emisiones de fuentes que anteriormente no estaban reguladas, lo que facilitaría la transición hacia un programa de transacción de emisiones que integre fuentes emisoras de diferentes sectores (industria, transporte, hogares). Además, fuentes emisoras que en otro caso no hubieran estado reguladas ahora se encontrarían con la obligación de cumplir con todas las responsabilidades que se exigen a fuentes reguladas en un programa de transacción de emisiones.

2. Institucionalización del mercado de transacción de emisiones

La experiencia chilena muestra que un aspecto clave en el funcionamiento de los programas de transacción de emisiones es la escasa preocupación de los administradores de estos programas por desarrollar instituciones que permitan menores costos de transacción y una mayor liquidez del mercado (^{Montero et al, 2002}). Existen una serie de explicaciones de este hecho. En primer lugar, el gran sesgo medioambiental del Ministerio de Salud ha restringido las posibilidades de transacción dentro del programa para emisores industriales mediante una serie de acciones definidas por el regulador: la caducidad de las asignaciones de emisión para calderas que estuvieran en inactividad, imposibilidad de ahorro de créditos de emisión por parte de las empresas que compensasen sus emisiones en exceso y costos de transacción relativamente altos. En segundo lugar, diferentes organismos que administran sistemas de compensación interrelacionados generan costos adicionales producto de la su per posición de regulaciones y responsabilidades administra ti vas entre agentes. Por ejemplo, algunas compensaciones de emisión del SEIA para fuentes no puntuales han sido objetadas por el Ministerio de Salud sobre la base de la aplicación de los criterios del programa de compensación de emisiones de material particulado en el sector de emisores industriales.

Como se dijo líneas arriba, programas de transacción de emisiones pueden ser aplicados más fácilmente en una primera etapa, por medio de los CRE. Sin embargo, es to no puede soslayar la posibilidad de mejorar el funcionamiento de programas de transacción de emisiones mediante el desarrollo de instituciones que minimicen los costos de transacción y entreguen mayor liquidez. En las siguientes sub secciones analizamos la posibilidad de aplicar tres tipos de instrumentos encaminados en dicha dirección: programas de transacción de emisiones del tipo cap and trade; mercado integrados entre diferentes contaminantes, y finalmente, la incorporación de fuentes móviles dentro de un programa de transacción de emisiones.

a) Aplicación de programas del tipo cap and trade. Programas de transacción de emisiones basados en los CRE tienden a presentar altos costos de transacción y poca liquidez. En contraposición, programas de transacción de emisiones del tipo PCT tienden a ser instrumentos bastante líquidos, pero cuyas consecuencias legales son más complejas. Los PCT podrían ser comerciados en mercados al contado y a futuro para satisfacer los cumplimientos de metas de emisión en diferentes periodos. La posibilidad de transacciones intertemporales aumentaría los ahorros de costos y la certidumbre para las fuentes emisoras (^{Cason y Plott, 1996}). Esta elaboración es coherente con un sistema de permisos de emisión del tipo cap and trade. La experiencia internacional muestra que dicha elaboración institucional mejora considerablemente el funcionamiento de los mercados de transacción de emisiones. A lo anterior, se une el apoyo que ha encontrado la aplicación de programas PCT por parte de la autoridad ambiental y los sectores empresariales (^{Montero et al, 2002}). Por otra parte, un programa del tipo PCT permitiría además incluir de mejor manera a otras fuentes dentro de un programa integrado de transacción de emisiones entre diferentes sectores.

Al dejar de lado los aspectos de economía política en la implementación de programas PCT, gran parte del escepticismo respecto a la utilización de este tipo de instrumento económico en países en desarrollo se basa en la incapacidad de estos países de medir emisiones de manera confiable (^{Kruger et al, 2003}). Generalmente, se argumenta que los PCT requiere supervisión frecuente, dado que estos sistemas constituyen la técnica de medición más precisa y podrían ser necesarios en muchos casos si las fuentes de combustión utilizan controles poscombustión. Sin embargo, para muchos contaminantes podrían utilizarse otros medios. ^{Kruger et al (2003)} señalan que el enfoque de equilibrio de masa, el cual utiliza información de composición y consumo de combustible para calcular las emisiones totales, podría ser útil para aplicar programas PCT. Éste proporciona un me dio razonable de estimación de la masa total de emisiones en el periodo de cumplimiento, lo que mitiga el efecto “limpio por un día” asociado con las inspecciones de los CRE, en los que las instalaciones modifican procesos, operan equipos de control y cambian combustibles para el periodo de inspección, pero revierten el proceso al estado anterior una vez ocurrida la inspección. El regulador podría reducir las oportunidades de informes falsos y mejorar la confiabilidad con la recabación de información suplementaria, y usar esta información para verificar el consumo de combustible y comparar intensidades de emisión a lo largo del tiempo, contrastándolos con observaciones realizadas aleatoriamente.

Dado que los programas PCT se basan en permisos que tienen una du ración limitada, por lo general anual, es necesario tener un sistema de registro que sea eficiente y capaz de procesar un número alto de transacciones. Los más grandes programas de transacción de emisiones en aplicación en los Estados Unidos, Reclaim y Lluvia Ácida requieren la inversión de recursos significativos. Sin embargo, los avances en las tecnologías de información han hecho menos costoso y más fácilmente utilizable sistemas computarizados de registros. Estos sistemas pueden ser instrumentados en países en desarrollo a costos relativamente bajos.

Comparado con los instrumentos de dirección y control o con un programa CRE, un programa PCT de be enfocar se en la medición y registro de la información de emisión más que en planes pormenorizados de cumplimiento y conocimiento de la tecnología específica de una instalación. Ello otorga un papel más directo a los reguladores, dado que les remueve de las decisiones específicas a una tecnología y/o instalación y les permite enfocar se en los resultados de medición. En general, el conocimiento que se requiere para realizar mediciones es mucho menos pormenorizado que el requerido para revisar los permisos ambientales asociados a tecnologías específicas. Además, el enfoque de dirección y control también necesita de protocolos de medición, en particular cuando existen tecnologías de poscombustión, como filtros o precipitadores.

b) Transacciones intercontaminantes. En la mayoría de las experiencias con programas de transacción de emisiones alrededor el mundo se debe controlar varios contaminantes de manera simultánea. Sin embargo, las elaboraciones de estos mercados no han considerado la posibilidad de in ter cambiar permisos de distintos contaminantes. El programa Reclaim incluye en teoría una cláusula que permite la transacción entre permisos de distintos contaminantes, pero en la práctica nunca ha sido utilizada. En ninguno de los programas de transacción de emisiones de la EPA aplicados en otras ciudades se ha permitido la transacción entre distintos contaminantes. Según ^{Montero (2002)} existen dos razones que parecen explicar la falta de interés de los reguladores por integrar mercados de contaminación. La primera es la incertidumbre en las consecuencias económicas y ambientales asociada a la transacción de permisos de distintos contaminantes, dado que no se está seguro respecto a cual sería la correcta tasa de intercambio entre dos contaminantes. La segunda se refiere a problemas de fiscalización, ya que algunos reguladores creen que el cumplimiento puede ver se deteriorado al permitir la transacción entre contaminantes.

^{Montero (2002)} señala que se puede permitir compensaciones entre distintos contaminantes cuando las pendientes de las curvas de costo marginal son mayores que las pendientes de la curvas de ganancia marginal, ya que en este caso el regulador debiera entregar mayor flexibilidad a las empresas para cumplir con los objetivos ambientales, a pesar de la mayor incertidumbre respecto a las reducciones efectivas de cada uno de los contaminantes. Por otra parte, si las pendientes de las curvas de ganancia marginal son mayores que las pendientes de las curvas de costo marginal, el regulador debería priori zar la certidumbre de las reducciones efectivas para cada contaminante por sobre la certidumbre en los costos, y por tanto, debería mantener los mercados separados.¹⁵

Los resultados de ^{Montero (2002)} sugieren que existe espacio para instrumentar mercados integrados de contaminantes. ¿Cómo sería posible instrumentar dicho mercado? La posibilidad de contar con parámetros que relacionan los diferentes efectos en salud para cada contaminante atmosférico puede abrir la posibilidad de lograr una mayor flexibilidad en el cumplimiento de las compensaciones de emisión. De este modo, así como la compensación de emisiones entre distintas fuentes aumenta las posibilidades de reducción de emisiones para cada fuente y reduce los costos de control, un sistema más abierto que permita el intercambio no sólo entre distintas fuentes sino que también entre distintos contaminantes ha ce aún más costo-efectiva la compensación, si los costos de administración y transacción son bajos. Los mayores ahorros de costos producto de la compensación entre distintos contaminantes se basan en la siguiente condición:

es decir, el costo por unidad de beneficio ambiental del contaminante i es menor que el costo por unidad de beneficio ambiental del contaminante j, en la queC _i y C _j son los costos de abatimiento por unidad de cada contaminante, y MD _i y MD _j corresponden a los daños marginales en salud de los contaminantes i y j, respectivamente. La condición señala que será más costo-efectivo compensar emisiones con otro contaminante, si el costo de abatimiento por unidad de daño ambiental equivalente es menor en el otro contaminante.

Instrumentar mercados intercontaminantes significa contar con información que puede no estar disponible en el corto plazo en países en desarrollo. En lo esencial su elaboración y aplicación requiere: i) un inventario de emisiones que sea, en lo posible, lo más preciso y consisten te en el tiempo; ii) estimaciones de funciones de emisión-concentración para calcular los daños físicos producto de la contaminación por medio de su componente prima rio, las emisiones, y iii) estimación del valor monetario de los daños de manera congruente entre los diferentes efectos. Cada uno de estos componentes son críticos para aplicar programas de transacción de emisiones intercontaminantes.

La precisión del inventario de emisiones y su congruencia intertemporal ayudan a que las tasas de intercambio entre contaminantes sean lo menos discrecionales en los diferentes años. En este sentido cualquier modificación en la metodología de estimación de inventario puede generar cambios significativos en las emisiones totales de los diferentes contaminantes, y con ello afectar las tasas de intercambio entre ellos. Por ejemplo, ^{Cifuentes (1999)} determina daños marginales por tonelada para contaminantes precursores de material particulado secundario¹⁶ para 1997 en el área metropolitana de Santiago, que son bastante distintos de los encontrados en ^{Cifuentes (2000)} y Calfucura (2001) para 2000. La principal razón para dicha variación en las tasas de intercambio es la modificación en las emisiones totales estimadas, producto de cambios metodológicos en el inventario de emisiones del área metropolitana de Santiago.

Disponer de funciones de emisión-concentración es decisivo, porque permite traducir cómo las emisiones afectan la calidad del aire y con ello determinar la responsabilidad de cada tonelada emitida en la contaminación del aire. Lamentablemente, la tecnología para determinar dicho tipo de relaciones es muy variada entre contaminantes, y muy relativa y costosa, lo que puede afectar su aplicación en países en desarrollo. Por ello, si se considera que un programa de transacción de emisiones necesita ser lo suficientemente sencillo para su éxito, se podría recurrir a métodos más sencillos de estimación de relaciones emisión-concentración, como las aproximaciones lineales por medio del método rollback. La aplicación de este método puede ser de gran ayuda cuando el problema de contaminación del aire es provocado no sólo por la emisión directa de un contaminante (contaminación primaria), sino también cuando la interacción de varios contaminantes genera las condiciones de calidad del aire en la atmósfera (contaminación secundaria). En este caso, sería necesario contar con análisis químico de filtros de estaciones de supervisión de calidad del aire que sean consideradas como representativas de la calidad del aire promedio del área de aplicación geográfica del programa. Este análisis entrega como resultado la responsabilidad de diferentes compuestos químicos, como amonio, nitratos, sulfatos, cloruros, polvo y carbono, en la composición química de la calidad del aire. Cada uno de dichos compuestos puede ser asociado a las emisiones de cada contaminante, lo que determina por tanto cuánto de la concentración promedio de contaminación es debida a cada contaminante y, por ende, las tasas de intercambio entre diferentes contaminantes.

A continuación se presenta un ejemplo de la aplicación de transacciones entre diferentes contaminantes en el caso del área metropolitana de Santiago. Como se destacó líneas arriba, el principal contaminante de preocupación para la autoridad es el material particulado respirable (MP10). La metodología considera asignar las concentraciones de los contaminantes secundarios de modo aproximado a los contaminantes primarios; es to es, asignar la participación porcentual de cada precursor en la formación de material particulado (fracción fina y gruesa). Luego, si se supone una relación lineal entre las emisiones del contaminante primario y las concentraciones asignadas del contaminante secundario, es posible obtener la relación entre las emisiones y las concentraciones. La asignación de las concentraciones ambientales de material particulado a los diferentes contaminantes primarios fue obtenida a partir del análisis químico de la concentración de MP10 efectuado por Conama en la región metropolitana en septiembre de 1999 en una estación de vigilancia considerada por la autoridad ambiental como representativa de las condiciones promedio del área metropolitana de Santiago. El cuadro 5 muestra la participación de los distintos contaminantes primarios en la formación de material particulado secundario, MP2.5, medido como valor medio anual de las concentraciones.¹⁷

Los factores emisión-concentración son estimados con los datos de emisiones del inventario de emisiones del PPDA para el año 1997 y las concentraciones ambientales para dicho año. Se utiliza un modelo rollback sencillo, en que suponemos una relación lineal entre las emisiones de un contaminante y la fracción de material particulado que dichas emisiones producen. Se considera una concentración promedio de MP2.5 de 34 ug/m³ para el promedio anual de concentraciones de este contaminante. La suma de cada contaminante primario que es explicada por emisiones antropogénicas representa 94% del total de la contaminación secundaria por MP2.5, es decir, 32 ug/m³. Las emisiones totales de cada contaminante y los factores emisión-concentración para fuentes antropogénicas se presentan en el cuadro 6.

Con información de daños en salud por ug/m³ de MP2.5 y costos de abatimiento provenientes de Calfucura (2001) para las diferentes opciones de abatimiento de cada contaminante en el sistema de compensación de emisiones del SEA, podemos analizar la costo-eficiencia de posibilitar compensaciones entre distintos contaminantes. El cuadro 7 presenta los resultados.

Los contaminantes de la primera columna (demanda) pueden compensar emisiones con los contaminantes desde la segunda columna hasta la sexta (oferta). Los números en cada celda representan la proporción ganancia/costo por unidad del contaminante en la fi la de compensar con los diferentes contaminantes en la columna, es decir:

o sea, la proporción ganancia/costo de compensar una tonelada del contaminante i mediante la reducción de una tonelada del contaminante j. Interpretamos esta fórmula como sigue. Si la proproción ganancia/costo de reducir una tonelada del contaminante j es mayor a la proporción ganancia/costo de reducir una tonelada del contaminante i, sería socialmente eficiente permitir que una tonelada del contaminante i fuera compensada con r _ij toneladas del contaminante j. Se observa que compensar con material particulado de combustión (MP10) es la opción más eficien te para todos los de más contaminantes, con una proporción des de 3.88 en el caso de los SO _x hasta un valor infinito en el caso del CO. Para el polvo suspendido también es eficiente compensar con SO _x y NO _x , así como los NO _x ser compensados con SO _x . Finalmente, el CO podría ser compensado con cualquier otro contaminante, situación que generaría una ganancia neta positiva. La opción de compensación intercontaminantes podría ampliar el concepto de uso de mecanismos de transacción de contaminantes desde el concepto de “comerciar emisiones” hacia el concepto de comerciar “contaminación equivalente”.¹⁸

El problema de incertidumbre respecto a cuál sería la correcta tasa de intercambio entre dos contaminantes debido a diferencias en las funciones de concentración-emisión podría ser resuelto mediante el uso de factores de seguridad, lo cual reduciría las ganancias netas de la compensación entre distintos contaminantes, pero aún podría permitir que la compensación entre contaminantes fuera una solución superior a mantener mercados de contaminantes no integrados.

c) Integración de fuentes móviles. Gran parte del problema de contaminación del aire en las ciudades de la América Latina se debe a las emisiones del transporte público y privado. Si bien los sistemas de compensación de emisiones se han focalizado en el congelamiento de emisiones por parte de la industria, incorporar al sector transporte dentro de los programas de transacción puede tener múltiples ventajas. Por una parte, ello podría acelerar la renovación del parque y facilitar la introducción de tecnologías más limpias en el sistema de transporte público. Por otra, ello permitiría congelar y/o reducirlas emisiones del sector. Finalmente, las fuentes móviles pueden ampliar el rango de oferta de emisiones y la heterogeneidad de las fuentes reguladas, lo cual podría incrementar los ahorros de costos en un programa integrado de transacción de emisiones.

La aplicación de programas de transacción de emisiones para fuentes móviles presenta complejidades adicionales a los programas aplicados en fuentes fijas, debido a los desafíos que plantea la supervisión y la fiscalización y a la existencia de diversos instrumentos que pueden aplicarse en distintos puntos del proceso de generación de emisiones. Cuatro elementos son pertinentes en la elaboración de un programa de transacción de emisiones para fuentes móviles: la definición de las fuentes, el mecanismo de asignación de emisiones, la modalidad de transacción y la instrumentación del programa.

Respecto a la definición de las fuentes, ello dependerá si existe libre entrada al número de vehículos y regulaciones de su funcionamiento. En el caso de los sistemas de transporte público en la América Latina, existen ciudades don de el municipio o el Estado son propietarios del transporte público, y por tanto el número de autobuses puede ser controlado automáticamente por la autoridad, junto a ciudades donde existe libre entrada y competencia y muchos monooperadores de autobuses. En este último caso, el cierre a la entrada de nuevos autobuses es una condición para determinarla asignación inicial por operador. En el caso del transporte privado, la asignación de derechos comerciables de emisión podría atraer la entrada de vehículos antiguos provenientes de otras ciudades para obtener permisos que tienen valor en el mercado. Para resolver este problema de captación de renta que se presenta, se podría seguir la experiencia de otros países mediante el reconocimiento para participar del sistema a vehículos que acrediten funcionamiento y antigüedad por un periodo determinado.

La asignación de emisiones debería realizarse de manera gratuita considerando parámetros que definan las emisiones pasadas, actuales y futuras para cada tipo de vehículo u otros criterios definidos por las autoridades respectivas. Para el transporte público, se pueden asignar emisiones por autobús o flota, dependiendo de la estructura del sistema de transporte público en la ciudad. En el primer caso, cada autobús es responsable de cumplir las metas de emisión que se le impongan, lo cual puede lograrse mediante transacciones entre autobuses de una misma flota (transacciones intralíneal), sin que sean inscritas en los registros. En este caso, la línea se comporta como una burbuja dentro de la cual ocurren transacciones, pero no son inscritas como tal. Si la asignación es por línea, se considera a cada servicio licitado como una entidad económica y las transacciones sólo se pueden realizarse entre las líneas, quedando limitadas las transacciones entre autobuses.

El mecanismo específico de asignación de emisiones considera diferentes modalidades de asignación. Derechos por estándar de emisión establecen una emisión promedio permitida, igual para todos los autobuses e independiente del recorrido, operación o tecnología de cada uno.¹⁹Derechos corregidos por capacidad ponderan el derecho asignado por estándar de emisión con un factor que refleja la capacidad de pasajeros del autobús. Este tipo de asignación motiva que los empresarios se presenten a licitaciones con autobuses de mayor capacidad y que equilibren de manera eficiente la capacidad del autobús y sus emisiones. Derechos corregidos por número de pasajeros ponderan el derecho asignado por estándar de emisión con un factor que indica el número de pasajeros transportados. Derechos corregidos por kilometraje ponderan el derecho asignado por estándar de emisión con un factor que distribuye las asignaciones según los kilómetros estimados para cada servicio. Finalmente, derechos por pasajero-kilómetro asignan las emisiones con base en la meta de emisión y al número esperado de pasajeros promedio por cada kilómetro recorrido por el autobús. Se asigna una mayor cantidad de emisiones a flotas que tienen recorridos de mayor densidad de pasajeros por kilómetro.

Si se considera las condiciones del sistema de transporte público y los requerimientos de información para la instrumentación de las diferentes moda li da des de asignación de emisiones, una asignación mediante derechos por estándar de emisión podría ser aplicada cuando no existe información acerca de las características y operación de los autobuses o cuando las fuentes son bastante homogéneas en su operación. Esto, aun cuando puede ser poco equitativo, ya asigna mayor capacidad de emisión a autobuses que re corran mayores distancias. En general, los otros tipos de asignaciones re quieren mayor información y fiscalización. Así por ejemplo, una asignación de derechos corregidos por pasajeros requeriría un sistema de cobro automático con registro del ingreso de pasajeros a cada autobús, mientras que asignan do mediante derechos corregidos por kilometraje necesitaría incorporar dispositivos en los autobuses, que entreguen una medición fidedigna de la cantidad de kilómetros que ha recorrido el autobús en el periodo evaluado. Finalmente, derechos por pasajero-kilómetro transportado requiere una buena estimación de los factores pasajero-kilómetro, para evitar una mala distribución de las emisiones, lo cual puede resultar cuando se establecen recorridos completamente distintos de los conocidos en la actualidad.

En cuanto a la asignación de emisiones para vehículos particulares, las emisiones para toda la vi da útil de un vehículo depende básicamente de: i) el factor de emisión base, ii) el factor de deterioro, iii) el recorrido anual y iv) la probabilidad de vida de los vehículos. Debido a que estas variables son distintas para cada tipo de vehículo, sea este particular, taxi o comercial, el análisis debe realizarse de manera pormenorizada para cada uno de ellos. El factor de emisión base depende principalmente de la tecnología del vehículo. Por otra parte el factor de deterioro aumenta a medida que los kilómetros recorridos por el vehículo crecen en el tiempo. Por último, las emisiones en frío dependen de varios factores, entre los cuales se puede mencionar: la distancia recorrida promedio del vehículo, proporción del viaje que se recorre en frío, temperatura del ambiente, velocidad promedio, tecnología del vehículo y la calidad del combustible.

Dado que en este sistema participarán a futuro fuentes de distintos sectores, un sistema perpetuo introduce problemas para realizar transacciones con distinta vida útil proyectada. Por otra parte, dada la asignación temporal de los permisos para los diferentes tipos de fuentes, es imposible definir una vigencia perpetua para las transacciones. De este modo, las transacciones deberían realizarse sobre una base anual, sin perjuicio de que puedan ser por más de una año; por ejemplo, dos líneas de autobuses pueden compensar sus emisiones por toda la vigencia de sus permisos (duración de la licitación), o dos fuentes fijas lo pueden hacer por el plazo de asignación total. La vigencia de la transacción está limitada por la menor de las vigencias de las fuentes implicadas. En el caso de los vehículos livianos éstos comercian, de una sola vez, sus emisiones esperadas futuras. Para compensar las emisiones con otras fuentes, que tienen asignaciones por un periodo, es necesario convertir las a un flujo uniforme de reducciones por el largo del periodo, de modo que el valor presente de ambos flujos sea equivalente.

En el caso de los camiones, la opción de un programa limitado de scrapping de camiones antiguos podría financiar parcialmente su renovación o salida, pero ello también requeriría congelar las emisiones de material particulado y gases en este tipo de vehículos y cerrar el parque para los camiones existentes. En este panorama, todo camión nuevo debería también compensar sus emisiones. La utilización de un programa de scrapping podría generar créditos de emisión que pudiesen ser vendidos a la industria o al resto del sistema de transporte. Por ejemplo, si se considera una flota de mil camiones cuya renovación se adelantara para generar créditos de emisiones con una duración temporal de cino años, podría generarse una oferta de 263 ton/año de MP10 y 3 378 ton/año de NO _x . Dichas emisiones valoradas a precio de mercado significaría un valor de 6 500 dólares por camión, lo que podría ayudar a acelerar la renovación de la flota de camiones. Lamentablemente, un sistema de permisos de emisión con una duración limitada (cinco años) podría tener escaso interés para la industria, dado que esta última comercia permisos permanentes.