contaminación agrícola y políticas públicas en...
TRANSCRIPT
XI Jornadas de Economía Crítica
Página 1 de 23
Contaminación agrícola y políticas públicas en México.
Rosario Pérez Espejo. Instituto de Investigaciones Económicas,
Universidad Nacional Autónoma de México.
1. Introducción
En 2005 la agricultura mexicana generó el 4.8% del producto interno bruto
(www.inegi.gob.mx/est./contenidos), ocupó al 18.6% de la población económicamente activa
(FAOSTAT) y produjo ingresos para alrededor de 25 millones de personas. En los últimos
quince años (excepto en 2000), y coincidiendo con la entrada en vigor del Tratado de Libre
Comercio de América del Norte, la balanza agropecuaria ha presentado saldos negativos de
diverso orden resultado de las cuantiosas importaciones de granos forrajeros, cereales, soya y
productos pecuarios, que no han podido ser compensadas con las exportaciones de frutas,
hortalizas y café (Sexto Informe de Gobierno, 2006).
México tiene una extensión de 200 millones de hectáreas (Mha) de las cuales, entre 18 y
22 se dedican a la agricultura y alrededor de 112 a la ganadería, cifras que se han mantenido
prácticamente estables a lo largo de por lo menos dos décadas. Desde cualquier ángulo que se
la mire, escalas de producción, nivel de ingreso, patrones tecnológicos, sistemas
agroecológicos, la agricultura mexicana es extremadamente heterogénea; sin embargo, se le
puede caracterizar por ser el reducto de la población más pobre del país, por su bajo nivel
tecnológico promedio y por el deterioro de los recursos naturales que emplea.
De acuerdo con datos de la Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales
(Semarnat), el 64% de los suelos presentan algún tipo y nivel de degradación; sólo el 23% de
los suelos del país, sin degradación aparente, pueden sostener actividades productivas
(www.semarnat.gob.mx.InfSitCap3suelos.pdf). En cuanto al recurso agua, en 2001 el Índice de
Calidad del Agua1 de la Comisión Nacional del Agua (CNA), mostraba que el 74% de los
cuerpos de agua mostraba algún grado de contaminación, en el 1% se había encontrado
tóxicos y sólo en el 26%, la calidad del agua era aceptable (www.semarnat.gob.mx).
La nueva información sobre calidad del agua (Cuadro 1) basada en tres parámetros,
demanda bioquímica de oxígeno (DBO), demanda química de oxígeno (DQO) y sólidos
1 Promedio ponderado de varios parámetros de contaminación.
Página 2 de 23
suspendidos totales (SST), no permite hacer una comparación con años anteriores. Tampoco
es posible saber si la reducción en el porcentaje de estaciones que reportan algún tipo de
contaminación, se debe al cambio en la metodología empleada, o a una mejoría real en la
calidad del recurso. Aunque los datos omiten las fuentes que generan el deterioro del agua, la
CNA ha señalado en distintos foros que la agricultura, la deforestación y un mal manejo de la
basura, esto es, las fuentes no puntuales de contaminación (contaminación difusa), responden
por más del 70% del deterioro del recurso.
Cuadro 1. Distribución porcentual de las estaciones de monitoreo de calidad del agua
superficial según categoría de DBO, DQO y SST , 2006(Número ds)
CALIDAD DBO DQO SST
Excelente 40.4 19.6 45.3
Buena calidad 25.3 18.9 33.0
Aceptable 17.6 23.8 14.0
Contaminada y fuertemente contaminada 23.0 37.8 7.9
Fuente: Semarnat, Comisión Nacional del Agua, Estadísticas del Agua en México 2007
DOB: demanda bioquímica de oxígeno; DQO: demanda química de oxígeno;
SST: sólidos suspendidos totales.
Por motivos de hegemonía política de ciertos grupos de productores, de complejidad en el
diseño y puesta en marcha de políticas agroambientales y, también de pobreza, las actividades
agropecuarias, principales usuarias de agua y suelo y sus mayores contaminadoras, han
estado exentas de regulaciones sobre agua, aire y suelo que afectan a otras actividades
económicas.
El objetivo de este trabajo es examinar las medidas de política agroambiental:
instrumentos económicos, regulaciones y medidas voluntarias, que se han puesto en marcha
en México o que se propone establecer, con el propósito de reducir la contaminación no
puntual del sector agropecuario. Para tal fin, se parte de una breve caracterización de la
contaminación difusa destacando los contaminantes típicos del sector y se hace una breve
reseña de los instrumentos y medidas propuestos por la teoría convencional para el control de
la contaminación no puntual, destacando los problemas que enfrenta su diseño.
2. La contaminación difusa
2.1 ¿Qué es la contaminación difusa del agua?
El agua puede contaminarse por causas naturales o por motivos antropogénicos. Los recursos
hídricos como arroyos, ríos, lagos o estuarios, son un medio y un receptor de una amplia gama
de residuos y substancias nocivas provenientes de distintas fuentes. Cuando se conoce el
origen y al responsable de la descarga, se está en presencia de fuentes de contaminación por
Página 3 de 23
descargas puntuales (DP); cuando no es posible identificar ni uno, ni otro, se habla de
descargas no puntuales (DNP) o difusas.
Las DNP incluyen la escorrentía provocada por la deforestación, por las actividades
agropecuarias (aplicación de fertilizantes, uso de agroquímicos, erosión de materiales del suelo
de granjas y corrales de engorda), mineras, petroleras, las descargas urbanas (efluentes
industriales, comerciales, drenaje público, cortado de céspedes), la de carreteras y la
proveniente de actividades de construcción (Spulberg y Sabbaghi, 1998). Otra fuente
importante de contaminación no puntual se origina en la erosión de tierras vírgenes.
De acuerdo con diversos organismos internacionales (OCDE, 1998; OCDE, 2000a,
2000b, USDA, 2004, FAO, 2006), las actividades agrícolas y los cambios en el uso del suelo,
son los procesos más importante de generación de fuentes de DNP.
Entre las razones que explican por qué agricultores y ganaderos llevan a cabo prácticas
de producción que contaminan y depredan los recursos naturales se pueden mencionar las
siguientes:
1) Los productores están actuando “racionalmente” (maximizan beneficios) cuando emplean
un monto de insumos mayor al que no afecta los recursos o a grupos de la población. En
ausencia de regulaciones o sanciones por contaminar, el costo de la capacidad de
asimilación del ambiente es cero y el daño económico impuesto a otros por la
contaminación una “externalidad” que no se introduce en las contabilidades particulares. Si
a los costos marginales privados, se agregaran los costos marginales externos, esto es, los
costos para la sociedad, el punto de equilibrio en la aplicación de insumos contaminantes
se obtendría con un monto menor de éstos.
2) Los productores llevan a cabo prácticas agrícolas y ganaderas erróneas, utilizan
fertilizantes y pesticidas de manera excesiva por falta de conocimientos para aplicarlos
(Susmita et al. 2000) y producen en unidades ganaderas enormes con densidades
animales muy elevadas que resultan ambientalmente incorrectas (Innes, 2000). Cuando el
daño que ocasionan no tiene un costo, pueden continuar con estas prácticas hasta el punto
en que los beneficios disminuyen.
3) Por lo general, los productores no están concientes del daño ambiental que causan sus
prácticas productivas, y por tanto, no están dispuestos a participar voluntariamente en
proyectos de costo compartido de abatimiento de la contaminación (Spulberg y Sabbaghi,
1998). Puede suceder que algunos productores sí sean conscientes de esos daños, pero
su peso e influencia política es tan fuerte que pueden disuadir a los gobiernos de intentar
regularlos (Shortle & Abler, 2001).
La contaminación del agua por el sector agropecuario también es resultado de la errónea
intervención de los gobiernos que impulsan políticas de subsidios que responde mayormente a
la presión de los productores hegemónicos y no a la consideración de la agricultura como una
actividad socialmente necesaria. Estos subsidios han sido determinantes en el sobreuso de
Página 4 de 23
insumos y en la contaminación del agua (USEPA, 2000; FAO, 1996; OCDE, 1998 y OCDE,
2003).
En el caso de las DNP agrícolas, no existe un acuerdo sobre qué debe ser regulado,
cómo se debe hacer esta regulación y a quién se debe comprometer (Shortle & Abler, 2001).
Por otra parte, muchos investigadores reconocen que no se tiene una comprensión
convincente del nivel de control ambiental que deben alcanzar los agricultores y, para mayor
complejidad, tampoco se sabe con precisión lo que deben hacer para lograrlo (Magette, 2000).
Las actividades agrícolas, con su sobreuso de fertilizantes y pesticidas, y las ganaderías
intensivas, con su enorme producción de estiércoles, son importantes fuentes de
contaminación puntual y no puntual. En algunos países, las unidades ganaderas en
confinamiento (Concentrated animal Feeding Operations, CAFO’s) se consideran fuentes
puntuales (USEPA, 2000), pero los derrames de las instalaciones de almacenamiento de
residuos provocados por accidentes, tormentas extraordinarias, y la escorrentía por la
aplicación de nutrientes de los estiércoles a la agricultura, se encuentran entre las fuentes no
puntuales de contaminación del agua.
2.2 Los contaminantes del sector agropecuario2
La contribución de la agricultura a la contaminación del agua incluye nutrientes, pesticidas,
sedimentos, minerales y patógenos.
1) Nutrientes: mayormente nitrógeno, fósforo y potasio que se aplican a los cultivos en
forma de fertilizantes químicos y estiércoles. Los nutrientes pueden contaminar los
recursos hídricos por escurrimiento, filtración, lixiviación y por deposición
atmosférica. La ganadería, en su forma de grandes operaciones ganaderas
intensivas de aves, cerdos, ganado lechero y bovinos en corrales de engorda
(CAFO’s), genera un volumen enorme de nutrientes que no son absorbidos por el
suelo (OCDE, 1998, 2003). El almacenamiento de excretas en enormes lagunas,
algunas diseñadas para 25 años, representan un riesgo real y potencial para los
cuerpos de agua por derrames y rupturas.
2) Pesticidas: los pesticidas llegan a los cuerpos de agua disueltos en el agua o atrapados en
partículas erosionadas; también pueden evaporarse en el aire o lixiviarse al agua del
subsuelo. Los pesticidas pueden matar peces y otras especies y/o causar daños tanto a
sus predadores como a los consumidores a lo largo de la cadena alimenticia por
bioacumulación. También pueden aniquilar plantas e insectos de los cuales se alimentan
pájaros y otras especies y plantear riesgos a la salud humana, ya que son una de las
causas posibles de presencia de carcinoma3.
3) Sedimentos y turbiedad: las labores de labranza y cultivo agotan la cobertura vegetal y
erosionan el suelo de donde se desprenden partículas que eventualmente llegan a cuerpos
2 Shortle y Abler (2001) 3 Aunque el estado del arte acerca de los efectos crónicos sobre la salud humana, no son concluyentes.
Página 5 de 23
de agua. Estos sedimentos obstruyen canales de riego y drenaje, incrementan la
probabilidad de inundaciones y los costos de tratamiento del agua para usos municipales e
industriales y pueden destruir la vida acuática reduciendo su biodiversidad. También son
un mecanismo de liberación de fósforo y otros contaminantes. En México, la agricultura y la
deforestación son las principales fuentes de generación de sedimentos.
4) Minerales: los minerales traza contenidos en los fertilizantes, otros agroquímicos y en el
alimento para ganado, se incorporan a los cuerpos de agua mediante los mismos
mecanismos que los nutrientes y sedimentos. Cantidades cada vez mayores de minerales
tóxicos como el selenio, boro, cobre, zinc y plomo ponen en riesgo la salud humana, dañan
la vida acuática y merman las oportunidades de recreación.
5) Patógenos: la contaminación por bacterias, principal causa de deterioro de estuarios y la
segunda de ríos (USEPA, 2000), tiene como origen un deficiente tratamiento de residuos
humanos y ganaderos4. Los microorganismos presentes en los residuos del ganado bovino
y de leche, contienen patógenos como el Cryptosporidium y la Giardia, que causan
diversas enfermedades gastrointestinales e, incluso, en el caso del primero, puede
provocar la muerte en personas con inmunodeficiencia.
3. Políticas agroambientales: bases teóricas
Los problemas particulares de la contaminación difusa del sector agropecuario estimuló el
desarrollo de una corriente teórica conocida como “teoría de las descargas no puntuales”. De
los numerosos especialistas que han hecho contribuciones al tema, en esta sección sólo
mencionaremos algunas de las aportaciones más conocidas.
3.1 Incentivos y estándares
Se suele citar el artículo de Griffin y Bromley (1982) como el planteamiento pionero que
introduce el concepto de “función de producción no puntual” (FPNP) para medir en forma
directa, las emisiones contaminantes de la agricultura que no se pueden observar. Las FPNP
relacionan las opciones de producción (empleo de insumos), con las emisiones estimadas a
partir de modelos hidrológicos y estadísticos.
El modelo de la FPNP para la iésima granja se expresa de la siguiente manera:
ri(xi, αααα I)
4 En México, la mitad de las localidades rurales de hasta 14,999 habitantes, donde vive el 35% de la población nacional, carecen de sistemas de drenaje y tratamiento de aguas residuales (Programa Especial Concurrente para el Desarrollo Rural 2007-2012)
Página 6 de 23
donde:
ri son las emisiones no puntuales o FPNP,
xi es el vector (1 x m) de opciones de producción y control de contaminación
(insumos)
αααα I representa las características físicas del lugar (tipo de suelo, topografía)
A diferencia de las emisiones puntuales que salen de un tubo o una chimenea y que se pueden
observar sin error, la FPNP representa un estimador proxy “perfecto” de las DNP no
observables. Cuando la autoridad ambiental ha fijado un objetivo a un cuerpo de agua, la
estimación parte de las concentraciones ambientales que son la suma de emisiones puntuales
y no puntuales, de los niveles naturales prevalecientes de contaminación ζ y de las
características y parámetros de la cuenca ψ:
a = a(r1 , ..., rn, e1, ..., es, ζζζζ, ψψψψ) (∂∂∂∂a/∂∂∂∂ri � 0 ∀∀∀∀i, ∂∂∂∂a/∂∂∂∂ek � 0 ∀∀∀∀k)
donde:
ri son las emisiones no puntuales para la iésima granja,
ek son las emisiones puntuales para la késima fuente,
ζζζζ indica los niveles prevalecientes de contaminación en la
cuenca,
ψψψψ son las características y parámetros de la cuenca,
(δa/δri � 0 ∀ i, δa/δek � 0 ∀ k)
A partir de estas relaciones determinísticas y aplicando los principios de optimización, los
autores construyen cuatro tipos de instrumentos ambientales económicamente eficientes para
las DNP agrícolas: (1) Un incentivo (impuesto o subsidio) basado en el monitoreo de insumos
(o de los productos), por ejemplo, un impuesto a los fertilizantes o a la pérdida estimada de
suelo; (2) Un sistema de estándares para la escorrentía estimada; por ejemplo, una norma
sobre la pérdida estimada de suelo; (3) Un subsidio (o cargo) a las prácticas de manejo en
cada granja, por ejemplo, un impuesto a las aplicaciones de nutrientes y, (4) Un sistema de
estándares sobre prácticas de manejo; por ejemplo, el empleo de labranza cero.
Página 7 de 23
Los modelos de Griffin y Bromley incluían dos supuestos irreales: (a) Que el regulador
conoce los beneficios que obtienen los agricultores cuando modifican sus prácticas de manejo
(esto es, que no existen problemas de información) y, (b) Que la escorrentía de las unidades
agrícolas puede ser determinada sin error sólo observando las prácticas de manejo.
3.2 Incentivos sobre prácticas de manejo
A partir de este modelo inicial, Shortle y Dunn publican en 1986 un modelo más sofisticado que
incluye tres planteamientos distintos: (a) Las DNP no son determinísticas, sino estocásticas y
no observables; (b) Los procesos de destino y transporte de contaminantes también son
estocásticos y, (c) Existe asimetría en la información entre el agente regulador y el productor.
Bajo estas especificaciones, la observación de los insumos de la granja en la FPNP ya
no es un sustituto perfecto para medir las emisiones sin error; los agricultores no pueden
controlar sus descargas con certeza, pero pueden optar por controles de producción y
contaminación para influir en la distribución de probabilidades de los niveles posibles del
escurrimiento.
Shortle y Dunn estimaron los mismos cuatro instrumentos que Griffin y Bromley pero
incluyen información diferencial sobre los costos de modificar las prácticas de manejo, la
imposibilidad de un monitoreo directo y preciso y la naturaleza estocástica de las DNP. Del
modelo anterior conservaron el empleo de modelos hidrológicos que reducen la incertidumbre
sobre la magnitud de las DNP. Sin considerar los costos de transacción, llegan a la conclusión
de que la medida más eficiente para reducir la CNP es un incentivo sobre prácticas de manejo.
A diferencia de otras estrategias, un incentivo sobre prácticas de manejo puede inducir
al agricultor a seleccionar las prácticas que puedan maximizar el beneficio neto social. Los
autores reconocen que ninguna de las estrategias analizadas es un óptimo tipo “first-best” y
aclaran que las medidas ambientales que se ajustan a los principios económicos, por lo general
resultan ser políticamente inaceptables. Concluyen que un incentivo sobre prácticas de manejo
puede ser políticamente aceptable y también económicamente ventajoso.
3.3 Impuestos ambientales (ambient taxes)
Dos años después, en 1988, Kathleen Segerson publica un artículo que modifica radicalmente
el enfoque mantenido hasta ese momento y cuestiona la eficiencia del énfasis puesto por los
autores anteriores, en lo que se conoce como las “mejores prácticas de manejo” y los
incentivos para modificarlas. Segerson plantea que las regulaciones directas y los impuestos
sobre la escorrentía estimada son ineficientes e impracticables para controlar las DNP, por lo
que propone trasladar el eje del análisis de las emisiones del ámbito individual, a los niveles de
contaminación ambiental de un cuerpo de agua o una cuenca
Página 8 de 23
El cambio fundamental que introduce Segerson, es que descarta la observación de las
emisiones, ya sea en forma directa o indirecta, y reorienta la política de control hacia el cuerpo
de agua. Propone para el agricultor individual, un impuesto ambiental (ambient tax) o un
subsidio, que variará proporcionalmente con las concentraciones ambientales. El nivel del
impuesto (o subsidio) va a depender de que se rebase -o se esté por debajo- de un nivel
objetivo de calidad para cuerpo de agua. Como medida de vigilancia sugiere una estrategia
mínima de monitoreo aleatorio y deja al productor la selección de la tecnología de producción y
tratamiento que más le convenga.
3.4 Incentivos directos y participación de “equipo”
En una contribución por demás original, Eirik Romstad (2003) hace una crítica de las políticas
convencionales sobre DNP (incentivos, permisos mercadeables sobre insumos) que intentan
modificar las prácticas observables (fertilización, aplicación de estiércoles, labranza de
conservación) y que se supone, tienen una fuerte relación con la escorrentía de las granjas.
Por ejemplo, sobre los impuestos a los fertilizantes hace notar que un cambio en la cantidad
aplicada de un fertilizante nitrogenado (N), sólo explica el 30% del N de la escorrentía y que el
verdadero tema, es el costo social de los instrumentos para reducir el 70% restante.
Su propuesta se basa en incentivos directos con un enfoque de participación de “equipo”
de los agentes que descargan a un mismo cuerpo de agua; supone que cada agricultor tiene
más información que la autoridad respecto de sus propias emisiones y de la distribución de las
emisiones de otros agricultores, pero posee información escasa respecto del comportamiento
real del “equipo”. La autoridad puede ofrecer a los agricultores dos alternativas: (1) Normas que
reducen sus beneficios si se comparan con la ausencia de éstas o, (2) Un contrato favorable al
equipo respecto de la opción (1) si el equipo alcanza el nivel de emisión objetivo y desfavorable
si no lo alcanza.
Su hipótesis es que los agricultores sólo escogerán la opción (2) si todos creen que el
objetivo ambiental es alcanzable por el equipo. La autoridad puede agregar los siguientes
incentivos: a) Si el “equipo” sobrepasa el objetivo, todos los agentes reciben un pago; b) El
agricultor tiene la posibilidad de autodeclarar si cree que por causa suya no se va a alcanzar el
objetivo y va a pagar una multa que en todo caso es menor que la multa impuesta si el objetivo
no se alcanza, y se paga, aún cuando el objetivo se alcance.
Según Romstad existen razones intuitivas válidas para un cambio en las políticas
convencionales sobre DNP centradas en las prácticas agrícolas, hacia incentivos más directos
que reduzcan las emisiones y mejoren la calidad ambiental. Su enfoque de equipo, concluye,
puede modificar la actitud de los agricultores respecto de su responsabilidad en la reducción de
emisiones, reduce los costos de monitoreo y aumenta la posibilidad de que se alcance la
condición de “ausencia de arbitraje”
Página 9 de 23
3.5 Mercadeo de descargas (trading)
El mercadeo entre descargas puntuales y DNP es un tema recurrente en la literatura en los
últimos años. En teoría, cuando se permite que las fuentes puntuales alcancen objetivos de
descarga comprando reducciones de fuentes no puntuales, el control de la contaminación se
alcanza a un menor costo. Sin embargo, para que este mercadeo tenga lugar se tienen que dar
dos circunstancias: (1) Que las fuentes puntuales y no puntuales contribuyan con montos
significativos y conocidos del contaminante objetivo en una cuenca y (2) Que los costos
marginales de reducir las DNP sean menores que los costos de reducir las DP.
Este intercambio requiere de un enorme compromiso por parte de las autoridades
estatales en términos de costos de administración y de adquisición de información básica para
que se produzca (Ribaudo y Casey, 1999).
Otros autores (Horan y Ribaudo, 1999; Horan et al., 2002) se suman al planteamiento de
que el mercado entre fuentes puntuales y no puntuales puede constituir un método alternativo
costo efectivo para controlar las descargas difusas, pero consideran que el mercadeo, en una
base de uno a uno, puede ser muy difícil debido a la heterogeneidad y estocasticidad natural
de las descargas difusas y a los escollos de su observancia obligatoria.
Los componentes indispensables de este proceso, la identificación de todas las
descargas y la evaluación de las capacidades de asimilación del cuerpo de agua en relación
con el estándar de calidad del agua que se establezca, constituyen requisitos que difícilmente
se pueden cumplir en países en desarrollo.
3.6 Incentivos flexibles
Los incentivos flexibles (IF) se refieren a herramientas de manejo ambiental que especifican
objetivos, pero que dejan en al productor en libertad de seleccionar la forma de alcanzarlos. El
diseño de incentivos flexibles involucran cuatro premisas relevantes (Batie and Ervine, 1999):
(1) Los IF son un medio y no un fin en sí mismos y que ponerlos en marcha de manera exitosa
depende de que los objetivos ambientales sean claros; (2) Los IF no son una panacea y la
mejor forma de enfocarlos es mediante una combinación que se ajuste a condiciones sociales,
económicas y ambientales locales; (3) Los IF representan elevados costos de transacción cuya
reducción puede requerir reformas institucionales; el reto de política es cómo reducir estos
costos y, (4) Para su puesta en marcha es necesario un alto nivel de capacidades humanas de
manejo, tanto por parte del productor como de la autoridad.
En la categoría de IF se pueden incluir una amplia gama de instrumentos compulsivos y
voluntarios, entre ellos: (1) Cargos para las descargas de efluentes y para condiciones
ambientales por encima de un umbral mínimo; (2) Subsidios (créditos blandos, reducción de
Página 10 de 23
impuestos o sistemas de depósito-reembolso; (3) Estrategias que vinculan pagos de gobierno
con cumplimiento ambiental; (4) La creación de mercados, tales como los asociados con el
comercio de emisiones o el ecoetiquetado; (4) La presión de los “pares” (“persuasión moral”);
(5) La educación y asistencia técnica; (6) La distinción con certificados verdes; (7) Normas o
regulaciones que imponen estándares de desempeño pero permiten la selección irrestricta de
tecnologías y, (8) El mercadeo de derechos de contaminación.
3.7 Políticas ambientales en ganadería
Estudios realizados por la FAO y un grupo de instituciones de investigación (FAO,
2006) destacan la relevante contribución de la ganadería al cambio climático, a la
contaminación del agua y el aire, a la degradación de la tierra y a la reducción de la
biodiversidad. Estos estudios sugieren que para reducir el impacto ambiental de la ganadería
se tendrían que emplear, además de medidas regulatorias directas y de instrumentos
económicos, un amplio menú de instrumentos que incidan en temas como el cambio climático,
el agua y la biodiversidad.
La aplicación de este tipo de instrumento es prácticamente inexistente en el sector
ganadero, en cambio, siguen prevaleciendo, con mayor o menor éxito, los enfoques
regulatorios5. Se mencionan a manera de ilustración, tres propuestas regulatorias para la
ganadería.
1) Regulaciones sobre arreglos espaciales y prácticas de manejo (Innes, 2000):
Partiendo de que los daños ambientales en ganadería son resultado de determinados arreglos
espaciales de las granjas y de prácticas de manejo inadecuadas, unas observables y otras no,
Innes elabora un modelo espacial de producción regional ganadera que considera tres
impactos ambientales: (1) Los derrames de las instalaciones de almacenamiento; (2) La
filtración de nutrientes, (3) La escorrentía atribuida a la aplicación de estiércoles a los cultivos y,
(4) La contaminación directa generada en granjas como son los malos olores, las plagas y la
emisión de gases.
Innes plantea que el ganadero puede internalizar el costo ambiental si se regulan las
opciones de manejo que se pueden observar: (1) La capacidad de las lagunas de
almacenamiento para evitar derrames; 2) El número de animales ad hoc para la instalación
pecuaria y, 3) La distancia entre granjas.
Las medidas de política que examina son: (1) Un impuesto directo sobre operaciones
ganaderas; (2) Una regulación de escala que limita el número de animales por acre; (3) Un
5 Entre otras, sobre nitrógeno y fósforo en la Unión Europea y sobre descargas de aguas residuales (para las Concentrated Animal Feeding Operations, CAFO’s en los EUA)
Página 11 de 23
impuesto a los fertilizantes y, (4) Regulaciones para el manejo y almacenamiento de residuos
que incluyen estándares para la protección de tormentas y para el transporte de estiércoles.
Innes concluye que: (1) Los productores tienen incentivos para producir más animales en
instalaciones más grandes y/o más numerosas de lo indicado por la eficiencia porque, aunque
tengan un manejo apropiado de residuos, no asumen los costos de una producción excesiva de
animales como son el riesgo de derrames, la sobre aplicación de estiércoles y una mayor
contaminación ambiental directa; (2) La dispersión (más granjas pero más pequeñas) puede
generar beneficios ambientales sin que se alteren los niveles promedio de producción a escala
regional; se puede ser más eficiente con instalaciones más numerosas pero más pequeñas que
produzcan un cierto número de animales, en lugar de hacerlo con pocas instalaciones, mucho
más grandes y con mucho más animales; (3) Una regulación sobre manejo de residuos aislada
no lleva a un arreglo espacial eficiente de la producción; éste se obtiene regulando el tamaño
de la instalación ganadera y la entrada a la actividad, o combinando un límite en el número de
animales por acre, con un límite directo en el tamaño de la instalación; (4) Cuando no se regula
en forma directa la aplicación de estiércoles, los agricultores aplicarán más fertilizantes porque
no sólo sustituirán el fertilizante químico por el orgánico, sino que aplicarán la misma cantidad
de químico más el fertilizante orgánico, provocando un incremento en la escorrentía. La
aplicación excesiva de estiércoles y la escorrentía aumentan con el tamaño de la instalación y
con la proximidad a otra granja. Un incremento en el precio de un fertilizante químico debido a
un impuesto, incentivará a transportar el estiércol a mayor distancia, reduciendo su aplicación
en tierras cercanas a la granja y con ello la escorrentía; (5) El gobierno puede reducir la
probabilidad de derrames y filtraciones de las instalaciones de almacenamiento, con normas
que sustituyan la mayor tormenta “de 24 horas en 25 años” por una norma más estricta -por
ejemplo, para una precipitación de 48 horas en 10 años- que considere los fenómenos
climáticos extremos cada vez más frecuentes.
Aunque la propuesta de Innes hace abstracción de algunos fenómenos como la
heterogeneidad de sitios y empresas y los costos de aplicación de la norma (enforcement), su
artículo constituye una referencia obligada en la modelación de regulaciones para la ganadería.
2) Regulaciones sobre aplicación de estiércoles:
Existen dos artículos -metodológicamente distintos- que plantean los efectos de una restricción
a la aplicación de estiércoles a la agricultura. El primero, de Feinerman et al. (2004), también
parte de que el fósforo (P) y el nitrógeno (N) de los estiércoles ganaderos se aplican de manera
excesiva y elaboran un modelo de equilibrio espacial para estimar la demanda de nutrientes de
los estiércoles, bajo estándares regulatorios alternativos y los costos en el bienestar de dichos
estándares.
Los modelos que desarrollan para el estado de Virginia muestran, que en efecto, con una
norma para la aplicación de estiércol se logra reducir considerablemente la aplicación excesiva
de nutrientes, pero concomitante, tiene lugar una pérdida de bienestar entre el 5 y 15 %, que
Página 12 de 23
no incluye la valuación ambiental. La regulación sobre N logra grandes reducciones en el N
excedente, pero incrementa el exceso de P; en cambio, la regulación sobre P reduce el exceso
tanto de P como de N.
Feinerman también encuentra que es más económico transportar pollinaza -el estiércol
más empleado en su estudio- que estiércoles líquidos. El problema es que el método
predominante de almacenamiento de estiércoles de cerdos y ganado lechero es en forma
líquida y las regiones con altas concentraciones de estiércoles líquidos experimentan mayores
pérdidas en el bienestar, no elevadas, pero importantes, en términos de la competitividad
interregional de la producción porcina y bovina respecto de la avícola.
El segundo artículo, de Kaplan et al (2004), se basa en un complejo modelo que incluye 55
regiones de los EUA, 33 insumos, 44 productos agrícolas y procesados, más de 5 mil
empresas agrícolas y más de 90 unidades ganaderas6, para evaluar los efectos de una
regulación que restringe la aplicación de estiércoles, en los precios al consumidor, la
producción y el empleo agrícola.
Kaplan parte de que los efectos ecológicos adversos de los nutrientes de los estiércoles
en las aguas superficiales y subterráneas ha motivado el diseño de políticas agroambientales
dirigidas a reducir esas descargas, pero que independientemente de lo bien intencionadas que
sean esas políticas, siempre pueden surgir efectos potenciales secundarios indeseables en el
equilibrio de los mercados.
Entre los resultados más importantes de su estudio se encuentran los siguientes: (1)
Cuando las tasas de sustitución de nutrientes inorgánicos por orgánicos permanecen cerca, o
en los niveles del año de estudio, los efectos secundarios en los precios son suficientes para
compensar a la mayoría de los productores avícolas y ganaderos, por el costo de cumplir con
la restricción. Pero a tasas mayores de aplicación, los costos involucrados (transporte y análisis
de estiércoles, análisis de suelos y desarrollo de un plan de manejo de residuos), superan los
efectos compensadores de los precios, dando lugar a una reducción en los beneficios netos,
tanto de agricultores como de ganaderos; (2) La restricción en la aplicación de nutrientes no
sólo afecta costos y beneficios; los consumidores pueden enfrentar precios más altos (en
particular de productos avícolas y lácteos), la producción ganadera puede disminuir y los
gastos en mano de obra probablemente se reduzcan, aunque con impactos heterogéneos entre
regiones y escenarios; (3) Los impactos potenciales no anticipados en ciertas regiones de los
EUA se deben a la heterogeneidad económica y ambiental; en algunas regiones, los impactos
pueden ser positivos: incrementos en los beneficios netos de la ganadería y la avicultura; en
otras, pueden ser indeseables: incremento en la filtración de nitrógeno al agua del subsuelo.
Estos efectos variables ilustran la necesidad de llevar a cabo análisis regionales y sectoriales
para evaluar políticas de gran alcance.
6 Sólo consideraron el caso del cumplimiento de la restricción de nutrientes por parte de las grandes unidades ganaderas, CAFO’s (Concentrated Animal Feeding Operations)
Página 13 de 23
4. Políticas agroambientales en México
4.1 Marco legal y normativo de la política agroambiental
México cuenta con un marco legal y normativo integrado por un conjunto de leyes7,
reglamentos y normas que sirven de pauta a la participación del estado en el establecimiento
de políticas agrícolas y ambientales en el ámbito nacional. Adicionalmente, cada entidad
federativa tiene sus propias leyes ambientales (o ecológicas) y de aguas, reglamentos para
aspectos ambientales específicos y normas técnicas para diversos temas, entre ellos los
ambientales. En el nivel local, los municipios más importantes cuentan con reglamentos sobre
la materia, pero en general, carecen de los recursos humanos y presupuestales para atender
las responsabilidades que el proceso de federalización les ha asignado en materia de medio
ambiente.
La institución responsable de la política ambiental es la Secretaría de Medio Ambiente y
Recursos Naturales (SEMARNAT) creada en 1994 y la encargada de la vigilancia y el
cumplimiento ambiental, la Procuraduría Federal de Protección del Ambiente. El recurso agua
constituye una excepción ya que es administrado, normado y vigilado por una misma
dependencia, la Comisión Nacional del Agua, órgano administrativo desconcentrado de la
SEMARNAT que, además, absorbe la mayor parte de su presupuesto.
En los estados, la instancia encargada del medio ambiente puede tener jerarquías
jurídicas diferentes que van, desde la figura de un modesto instituto como es el caso del estado
de Guanajuato, hasta una secretaría de estado en Jalisco y otros estados del país.
En el nivel más desagregado de la normatividad ambiental relativa al recurso agua,
existen dos normas oficiales mexicanas genéricas para descargas puntuales y una para reuso
de agua residual en servicios públicos8. Estas normas, en vigor desde hace más de diez años,
no han sido revisadas y, salvo en la producción de cerdos, donde por cierto se incumple con
ellas (Pérez, 2006), tampoco han sido evaluadas. Se sabe que su vigilancia es mínima y se
desconoce si han tenido algún efecto en la calidad del agua.
La política agroambiental se inserta en un marco de política más amplio representado por
el Plan Nacional de Desarrollo 2007-2012 y por programas específicos para sectores de la
actividad económica en lo particular: Programa Nacional Hídrico, Programa Especial
Concurrente para el Desarrollo Rural Sustentable y Programa Sectorial de Medio Ambiente y
Recursos Naturales, todos para el período 2007-2012.
México cuenta con el marco jurídico y las instituciones necesarias para establecer las
políticas agrícolas y ambientales que los productores demandan y que los recursos naturales
7 Las más importantes: Ley de la Administración Pública, Ley de Desarrollo Rural Sustentable, Ley General del Equilibrio Ecológico y la Protección al Ambiente, Ley de Aguas Nacionales, Ley General de Desarrollo Forestal sustentable, Ley Federal de Metrología y Normalización, Ley de Derechos en Materia de Agua. 8 Normas Oficiales Mexicanas 001, 002 y 003-SEMARNAT-1996 y 1997
Página 14 de 23
están requiriendo; en la práctica, y particularmente en los niveles más desagregados de la
administración pública, el incumplimiento del marco jurídico, la penuria de recursos y la escasa
demanda de la población por un ambiente sano, son los determinantes del deterioro y
vulnerabilidad de los recursos naturales.
4.2 Los programas voluntarios
En una versión de las políticas mexicanas de manejo sostenible del agua en la agricultura que
puede considerarse oficial por provenir de funcionarios del sector público (Ribaudo, et al.,
www.iisd.org/pdf/2006/natres_tri_nat_water_policy_es.pdf), se menciona un conjunto de
programas, clasificables, todos ellos, en el ámbito de las iniciativas voluntarias. Ninguno tiene
como objetivo específico el mejoramiento de la calidad del agua en forma directa, sino que se
orientan a la preservación de fuentes y al uso racional de las mismas.
1) Cruzada Nacional por los Bosques y Agua: es un proyecto de reforestación y
establecimiento de viveros forestales comunales que se propone generar mayor cobertura
vegetal con el objeto de recuperar y mantener los suelos y evitar la erosión, las
inundaciones y enriquecer los mantos freáticos.
2) Estrategia de Manejo Integral de Cuencas: programa de transferencia y adaptación de
tecnología.
3) Alianza para el Campo9: entre los múltiples y dispersos proyectos que apoya, los que se
encuentran en relación con el agua son: ferti-irrigación; manejo integral de suelo y agua;
tecnificación de riego con agua subterránea; tecnificación de riego con agua superficial y
tecnificación de riego con agua superficial (URDERALES).
4) Programa de Adecuación de Derechos de Usos del Agua y Redimensionamiento de
Distritos de Riego (PADUA): tiene por objeto regular el recurso hídrico en áreas con
problemas de disponibilidad mediante la compensación de la renuncia voluntaria de títulos
de concesión, uso o aprovechamiento de fuentes de abastecimiento. PADUA está
concentrado en sólo dos regiones del país: Altar-Pitiquito-Caborca, en el estado de Sonora
y el Distrito de Riego 066 Santo Domingo, en Baja California Sur. PADUA se limita a los
Distritos de Riego y deja fuera a las pequeñas unidades de riego para el desarrollo rural
(URDERALES), que consumen más agua subterránea que los distritos. Es precisamente
en los acuíferos donde la sustentabilidad de los recursos naturales presenta mayor riesgo.
5) Programa de Pagos de Servicios Ambientales Hidrológicos (Semarnat): programa de pagos
directos creado en 2003 que tiene por objetivo que los dueños de bosques no modifiquen el
uso de sus tierras y conserven la vegetación en cuencas hidrográficas que suministran
agua y servicios de filtración o recarga. En los tres años de operación se han beneficiado
160 mil ha. en promedio que representan alrededor del 0.26% de la superficie forestal 9 Programa de financiamiento tripartita (gobierno federal, estatales y productores) a la productividad que junto con Procampo (programa de subsidio directo) y Apoyos y Servicios a la Comercialización Agropecuaria (ASERCA) constituye la columna vertebral de la política agrícola mexicana.
Página 15 de 23
nacional y aproximadamente el 3.5% de la superficie forestal elegible (magaña, et al.,
2005).
6) Permiso Único de Siembra: opera desde 2004 en 85 Distritos de Riego y tiene como
finalidad la conversión hacia cultivos con menor demanda de agua; se estima que entre
2001 y 2005 se convirtieron más de 890 mil ha. Se espera utilizar el permiso único de
siembra como un instrumento para la planeación agrícola integral, proceso que aún es
incipiente.
7) “Procampo Ecológico”: en el marco de PROCAMPO10, el programa de política agrícola más
importante en México, el programa de Predios bajo Proyecto Ecológico opera en
municipios de atención prioritaria (aproximadamente 1007) en los cuales subsidia 18
prácticas y cultivos de conservación (Anexo 1). El programa está orientado mayormente a
la conservación del suelo, nunca ha sido evaluado, no se le ha dado seguimiento y sólo
opera en 20 mil hectáreas, poco más del uno por ciento de la superficie cultivada en
México.
4.2 Instrumentos ambientales vigentes
En México existen dos instrumentos ambientales directos o de “comando y control”, las normas
oficiales mexicanas sobre descargas de aguas residuales a aguas y terrenos de la nación y la
que regula descargas al alcantarillado público. Estas normas son aplicables a actividades que
generan descargas puntuales y vinculan el incumplimiento de los límites máximos permisibles
de contaminantes en la descarga al pago de un derecho. En el sector agropecuario sólo las
granjas porcinas y los establos lecheros están obligados a cumplir con estas normas, las
cuales tienen entre sus desventajas que son genéricas, complejas y su vigilancia es difícil y
costosa. Como se mencionó anteriormente, con alguna excepción, estas normas no han sido ni
revisadas, ni evaluadas.
4.3 Otras propuestas
1) Impuestos sobre plaguicidas.
En México se autorizan plaguicidas prohibidos en otros países, se usan algunos prohibidos en
el mismo país y además, se les exenta del pago del impuesto de 15% al valor agregado. De
acuerdo con la clasificación de la Organización Mundial para la Salud (OMS), en México el
17% de las ventas de plaguicidas corresponden a los extremadamente tóxicos, el 44% a los
muy tóxicos, el 21% a los moderadamente tóxicos y el 18% a los ligeramente tóxicos (Muñoz y
Ávila, 2005).
10 Programa de apoyos directos administrado por la SAGARPA a través del órgano desconcentrado Apoyos y Servicios a la Comercialización Agropecuaria (ASERCA) que otorga un subsidio aproximado de entre 93 y 100 dólares (USD) por hectárea cultivada de los cultivos elegibles: maíz, frijol, trigo, arroz, sorgo, soya, algodón, cártamo y cebada 10 (www.aserca.gob.mx, 21 de enero, 2008).
Página 16 de 23
El Instituto Nacional de Ecología (INE) ha propuesto una solución al problema mediante el
establecimiento de un impuesto ambiental a los plaguicidas con base en sus niveles de
toxicidad y tomando en cuenta tres elementos: 1) Que exista proporción entre el monto del
impuesto y la toxicidad, 2) Que sea fácil de recolectar y difícil de evadir y, 3) Que se recicle en
beneficio de los agricultores afectados por el impuesto (Muñoz y Ávila, 2005).
El impuesto tendría un máximo de 15% (que equivale a eliminar la exención) y un mínimo
de 0% bajo tres escenarios: (1) Se elimina la exención al IVA a todos los plaguicidas sin
distinguir su nocividad, lo cual reduce drásticamente su uso; (2) Se reduce gradualmente el
impuesto: tasa cero a los menos nocivos, 5% para los moderadamente tóxicos, 10% para los
muy tóxicos y 15% para los más nocivos y, (3) Se grava a los plaguicidas más nocivos con un
impuesto de 10% y se dejan exentos los demás.
La propuesta reconoce que el escenario (1) “reduce drásticamente” el uso de plaguicidas,
pero no distingue por su toxicidad y no influye en la proporción en que se usan. En el escenario
de reducción gradual (Cuadro 2), el cambio es mucho menor que en (1); sin embargo, los
autores consideran que puede ser la combinación más cercana al “óptimo social” porque no
elimina su uso, sino que pondera costos y beneficios de su empleo.
Cuadro 2. Venta de plaguicidas con y sin impuesto
Porcentaje de ventas en México Clasificación de los plaguicidas según
la OMS Status Quo Opción 1
impuesto
gradual
(15-10-5-0%)
OMS Ia-Ib (extremadamente tóxicos) 17 11
OMS II (muy tóxicos) 44 30
OMS III (moderadamente tóxicos) 21 28
OMS IV (ligeramente tóxicos) 18 30
Total 100 100
Fuente: Muñoz y Ávila, 2005.
Los autores llegan a las siguientes conclusiones: 1) El empleo de incentivos económicos es
la forma más eficiente para que desaparezcan gradualmente las sustancias nocivas, porque si
el precio de los plaguicidas más dañinos aumenta, el mercado cambiará hacia prácticas menos
dañinas al menor costo posible; 2) El impuesto a los plaguicidas no afectará a la industria
química, la cual trasladará el impacto a los agricultores y consumidores y, 3) La gradualidad en
el impuesto permitiría el cambio hacia plaguicidas menos tóxicos con efectos diferenciados en
los precios de los cultivos (Cuadro 3) .
Cuadro 3. Aumento de precios según escenarios de impuesto
Cultivo Escenario 1 Escenario 2 Escenario 3
Página 17 de 23
(15% a todos los
plaguicidas)
(15-10-5-0%) (10% sólo a los
más tóxicos)
Papa 9.7 7.8 6.5
Jitomate 3.7 3.2 2.5
Mango 1.6 1.6 1.1
Es importante destacar que el maíz, el principal cultivo en México, consume una gran
cantidad de plaguicidas (15.4% del mercado total), pero el agricultor en lo individual no recibe
un impacto grande con el aumento del precio (no más del 0.5%) porque utiliza cantidades
reducidas de este insumo.
Por último, también se reconoce que un impuesto ambiental a los plaguicidas difícilmente
alcanzará objetivos de política por sí sólo y, como siempre se señala para las políticas
agroambientales, éste instrumento debe acompañarse de programas de educación, inversión
en tecnología alternativa, investigación y mejores prácticas de manejo, a lo que se agregaría
asistencia técnica y financiamiento.
2) Políticas sobre tarifa eléctrica para bombeo agrícola11.
En México, el agua para uso agrícola es gratuita y el consumo de energía eléctrica para
bombeo está subsidiado aún para agricultores que no tienen autorizada una concesión de uso
de agua. Este subsidio, altamente regresivo, ocasiona que el 88% de los acuíferos más
importantes del país están sobreexplotados, estimula un uso ineficiente del agua y de la
electricidad y desincentiva el uso de tecnologías de riego eficientes.
Con base en un modelo econométrico, Ávila et al. (2005) proponen una reingeniería del
subsidio a partir de cinco alternativas: (1) La reingeniería del subsidio se aplica en zonas con
acuíferos sobreexplotados donde se ubica, aproximadamente, el 30% de los usuarios; (2) El
subsidio promedio se reintegra a todos los usuarios, medida que beneficiaría a los pequeños
usuarios, pero perjudicaría a los grandes productores que tienen las mayores concesiones de
agua, el mayor consumo de electricidad y un gran poder político. El monto a pagar a cada
usuario estaría entre 520 y 530 USD aproximadamente, según tengan concesión o no; (3) El
subsidio se reintegra según los montos históricos, con lo cual se mantiene el beneficio actual (y
las inequidades), pero “se transparenta” el subsidio. A cada usuario se le reintegraría un monto
equivalente al subsidio promedio que ha recibido. “En este caso, los grandes productores no
tendrían una disminución de sus ingresos y se deja de incentivar el desperdicio del agua”; (4)
El subsidio se reintegra sólo a los usuarios que tengan concesión, lo que incentiva la
regularización de los usuarios que no la tienen y se promueve un uso más eficiente del agua y
la electricidad. Los autores acotan que “probablemente, sea difícil contar con una aceptación
generalizada de la medida” y (5) el subsidio se reintegra como un pago por hectárea cultivada
para cada productor de la misma forma que hace PROCAMPO. Puede considerarse a todos
los usuarios o, solamente a aquellos con concesión.
11 Ávila et al., 2005
Página 18 de 23
Las conclusiones a las que llegan los autores es que “desacoplar” el subsidio de la
electricidad para bombeo agrícola en la parte de generación eléctrica y mantenerlo en la
transmisión, equivale a aumentar la tarifa promedio hasta $0.63, lo que ocasionaría una
disminución de 15% en el consumo de agua, esto es, una reducción en la extracción de agua
de unos 2,988 millones de litros; 2) Si se cobran tanto el costo de generación, como el de
transmisión ($1.40 pesos), el beneficio para la recarga de acuíferos sería mayor.
El desacoplamiento del subsidio en forma de una transferencia directa tendrá como
efecto que disminuya la extracción de agua y el uso de energía eléctrica y, promoverá el
empleo de tecnologías de riego más eficientes.
Los escenarios estimados ofrecen, por lo menos, dos opciones de política extremas: en
una se pone muchísimo dinero en manos de muy pocos productores que son los mayores
beneficiarios del subsidio y, en la otra, sed redistribuye ese subsidio de una manera más
equitativa. Los autores señalan que “el diseño e implementación correcta de la política
determinará que ésta pueda ser una oportunidad para convertir el subsidio en un apoyo
progresivo o bien, para promover políticas de mejora tecnológica, aumento de la productividad
o simplemente evitar el incentivo perverso a utilizar más agua y electricidad de la necesaria.”
5. Conclusiones
1. La política ambiental para las DNP agrícolas en la mayor parte del mundo se basa en
iniciativas voluntarias que combinan la persuasión pública con la asistencia técnica, para
estimular y facilitar la adopción de tecnologías amigables ambientalmente. Sus efectos en
la calidad del ambiente son indirectos y de largo plazo. Los programas voluntarios han sido
efectivos cuando el cumplimiento de medidas de mejoramiento ambiental se vincula al
otorgamiento de subsidios.
2. En México, la política ambiental para controlar y reducir los efectos de las (DNP) agrícolas
es en su totalidad de carácter voluntario y está desvinculada de los programas masivos de
política agrícola de subsidio directo (PROCAMPO) e incremento de la productividad
(Alianza para el Campo), por lo que fracasa en su intento de compensar los efectos
negativos de estos programas en la calidad de los recursos naturales.
3. Los instrumentos económicos, flexibles o no, se han aplicado de manera limitada en los
países desarrollados y no se aplican en absoluto en países como México. Los obstáculos
que enfrenta el diseño y puesta en marcha de instrumentos económicos son tanto de tipo
teórico (problemas de información, altos costos de transacción, efectos no previstos), como
políticos derivados de la hegemonía de poderoso grupos de agricultores y de la especial
sensibilidad del sector agrícola.
4. Los programas de política agroambiental mexicanos están orientados a conservar la capa
vegetal y detener los procesos de erosión pero sólo abarcan un porcentaje ínfimo de la
superficie agrícola. Otros tienen como finalidad reducir la sobreexplotación de acuíferos
Página 19 de 23
(sin lograrlo) y eficientar el uso del agua, pero no a mejorar su calidad; tienen una cobertura
reducida de superficie y de productores beneficiados.
5. Existen dos propuestas de aplicar incentivos económicos (impuestos) para paliar el efecto
de los plaguicidas en la calidad del agua y para reducir los impactos negativos del subsidio
a la energía eléctrica para bombeo agrícola. Los modelos econométricos indican que los
escenarios “radicales” serían, en ambos casos, los que tendrían el mejor efecto en el
ambiente: una reducción sensible en el uso de plaguicidas y un uso más racional del agua
y la energía eléctrica. Sin embargo, las propuestas traslucen una gran reserva a tomar
medidas radicales para no afectar los intereses de las compañías químicas que producen
plaguicidas y de los grandes agroempresarios que concentran el uso del agua y la energía
eléctrica.
6. Todas las medidas de política agroambiental tienen un costo económico; cuando se trata
del ámbito voluntario, es la sociedad en su conjunto la que lo asume. Pero cuando se trata
de regulaciones y otros instrumentos económicos, el costo ambiental es sumamente difícil
de estimar y por tanto, de asumir. Se plantea que los grandes agroempresarios están en
posibilidad de internalizar ese costo ambiental; sin embargo, se requiere que la sociedad
demande un ambiente más benigno y que el gobierno intervenga para lograrlo. En
ausencia de regulaciones y de medidas de carácter compulsivo, la base futura de la
producción agropecuaria estará cada vez más comprometida.
Página 20 de 23
Anexo 1
Catálogo de proyectos ecológicos PROCAMPO (PEP)
1. Reforestación y revegetación.
2. Reforestación con especies maderables en zonas de clima templado-frío.
3. Plantaciones dendroenergéticas
4. Bancos de forraje en zonas templadas y tropicales húmedas.
5. Reforestación con especies arbóreas en zonas áridas y semiáridas.
6. Reforestación con especies arbustivas forrajeras de zonas áridas y semiáridas.
7. Revegetación con nopal tunero
8. Revegetación con nopal forrajero.
9. Plantación con sábila.
10. Plantación de maguey.
11. Plantaciones agroforestales.
12. Sistema agroforestal.
13. Sistema silvopastoril.
14. Sistema agrosilvopastoril.
15. Descanso o suspensión de cultivos.
16. Lavado de suelos.
17. Establecimiento de pastizales
18. Establecimiento de cultivos con especies tolerantes a la salinidad.
Fuente: Procampo, julio 2005
(www.aserca.gob.mx/artman/Uploads/catalogo_proeyctos_ecologicos.pdf, 21 Enero,
2008)
Página 21 de 23
Bibliografía
1. Alianza para el campo: (http://sda.guanajuato.gob.mx/alianza/principal.php )
2. Ávila, Sara, Muñoz, Carlos, Jaramillo, Luis, Martínez, Adán (2005). “Análisis del
subsidio a la tarifa 09”, en Gaceta Ecológica. Abril-junio, Num. 075. Instituto Nacional
de Ecología. pp. 65-76
3. Batie S. Sandra and Ervin, E. Davis (1999) “Flexible incentives for environmental
management in agricultures: a typology” en Flexible Instruments for the Adoption of
Environmental Technologies in Agriculture. Ed. Kluwer Academic Publishers. USA. 370
p.
4. Casey, Frank; Schmitz, Andrew; Swinton, Scott; Zilberman, David (1999). Flexible
Instruments for the Adoption of Environmental Technologies in Agriculture Ed. Kluwer
Academic Publishers. USA. 370 p.
5. FAO, FAOSTAT
6. FAO, LEAD (2006) Livestock’s long shadow. Environmental issues and options.
Henning Steinfeld, Pierre Gerber, Tom Wassenaar, Vincent Castel, Mauricio Rosales y
Cees de Haan.
7. Griffin, Ronald and Bromley, David (1982) “Agricultural runoff as a nonpoint externality:
a theoretical development”, American Journal of Agricultural Economics 64:37-49
8. Horan, D. Richard and Ribaudo O. Marc (1999) “Policiy Objectives and Economic
Incentives for Controlling Agricultural Sources of Nonpoint Pollution”, in Journal of the
American Water Resources Association, vol. 35, No.5, October 1999
9. Horan, D. Richard, Abler G. David, Shortle S. James and Carmichael Jeff (2002) “Cost-
Effective Point-Nonpoint Trading: An Application to the Susquehanna River Basin”.
Journal of the American Water Resources Association, vol. 38, No.2, April.
10. Innes, Robert (2000). “The Economics of Livestock Waste and its Regulation”.
American Journal of Agricultural Economics. 82 (February 2000): 97-117
11. Instituto Nacional de Ecología (2003). Encuesta a expendios de plaguicidas. INE.
México.
12. Instituto Nacional de Estadística, Geografía e Informática
(www.inegi.gob.mx/est./contenidos, Agosto, 2007)
13. Magaña, Octavio S. (coord..) Evaluación Externa del Programa de Pago por Servicios
Ambientales Hidrológicos. Ejercicio Fiscal 2005. Universidad Autónoma Chapingo.
Gerencia de Servicios Profesionales.
14. Muñoz, Carlos y Ávila, Sara (2005). “Los efectos de un impuesto ambiental a los
plaguicidas en México” en Gaceta Ecológica, enero-marzo, Num. 074, pp. 43-53.
México.
15. OCDE (1998). Agriculture and the Environment. Issues and Policies. Paris.
Página 22 de 23
16. OCDE (2000a) Domestic and International Environmental Impacts of Agricultural Trade
Liberalization, COM/AGR/ENV/(2000)/FINAL
17. OCDE (2000b) Production Effects of Agri-Environment Policy Measures: Reconciling
Trade and Environment Objectives.
COM/AGR/ENV/(2000)133/FIN
18. OECD (2003) Agriculture and the Environment. Issues and Policies. The Pig Sector.
Paris.
19. Perez, Rosario (2006) “Costs of the wastewater standard in pig production in Mexico”,
Environment, Development and Sustainability, 8, pp. 391-411.
20. Pimentel, David y Kounang, Nadia (1998). “Ecology of Soil Erosion in Ecosystems”,
Ecosystems. 1:416-426
21. Procampo www.aserca.gob.mx/artman/Uploads/catalogo_proyectos_ecologicos.pdf,
Enero, 2008
22. Ribaudo, Marc and Caswell, Margriet F. (1999). “Environmental Regulation in
Agriculture and the Adoption of Environmental Technology” en Flexible Instruments for
the Adoption of Environmental Technologies in Agriculture. Ed. Kluwer Academic
Publishers. USA. 370 p.
23. Ribaudo, Marc, Bissonnette Louise, Vazquez, Ismael, Argueta, Jorge, Cohen, Kari,
Marta, Tim y Christensen Thomas. (2006) Políticas de manejo sostenible del agua en la
agricultura en relación con su medio ambiente: la experiencia de América del Norte”.
www.iisd.org/pdf/2006/natres_tri_nat_water_policy_es.pdf. Enero, 2008
24. Romstad, Eirik (2003). “Team approaches in reducing nonpoint source pollution”,
Ecological Economics 47 (2003) 71-78
25. Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales, SEMARNAT
(www.semarnat.gob.mx.InfSitCap3suelos.pdf, Agosto, 2007)
26. Segerson, Kathleen. (1988) “Uncertainity and Incentives for Nonpoint Pollution Control”,
Journal of Environmental Economics and Managent 15, 87-98
27. Sagarpa (2007) “Programa Especial Concurrente para el Desarrollo Rural Sustentable
2006-2012.
28. Shortle, S. James. and Dunn, W. Joe. (1986) “The Relative Efficiency of Agricultural
Source Water Pollution Control Policies” American Journal of Agricultural Economics 68
(3): 668-677
29. USEPA (2000) The Quality of our Nation’s Waters: A summary of the National Water
Quality. US EPA Office of Water. EPA-841-5-00-001
30. USDA, ARS, NAL (2004) A Conservation Effects Assessment Project (CEAP)
Bibliography. Special Reference Briefs Series no. 2004-01-06. Comp. Joseph R.
Makuch, Stuart Gagnon, Ted J. Sherman. Water quality Information Center.
Washington. D.C.
Página 23 de 23