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MEMORIA DEL PROYECTO DE INVESTIGACIÓN:
EL PRINCIPIO DE RECUPERACIÓN DE COSTES Y SU APLICACIÓN EN EL ÁMBITO DE LA
CONTAMINACIÓN DEL AGUA
EQUIPO INVESTIGADOR:
Joan Corominas
Leandro del Moral
Nuria Hernández-Mora
Abel La Calle
Francesc La Roca
Julia Martínez
Laura Sánchez
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ÍNDICE
1. Introducción y objetivos _________________________________________________________ 3
2. Fases metodológicas ____________________________________________________________ 5
3. Resultados obtenidos ___________________________________________________________ 6
3.1. La aplicación del principio de recuperación de costes en relación con la contaminación de
agua. El contexto europeo _______________________________________________________ 6
3.2. La recuperación de costes en los planes hidrológicos españoles ______________________ 8
3.2.1. Avances relativos en los planes del segundo ciclo_______________________________ 8
3.2.2. Problemas pendientes ____________________________________________________ 9
3.2.3. Estudios de casos en relación con la recuperación de costes y la contaminación de las
masas de agua ______________________________________________________________ 14
3.3. Propuestas para la aplicación del principio de recuperación de costes al servicio del buen
estado de las masas de agua _____________________________________________________ 18
4. Referencias ___________________________________________________________________ 19
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1. Introducción y objetivos
La calidad de las aguas constituye un factor que afecta de forma directa al buen estado de
los ecosistemas acuáticos. Pese a que algunas fuentes de contaminación, como la urbana,
se están reduciendo, otras fuentes como la agraria continúan sin resolverse. Es necesaria
una visión integrada que incorpore distintos instrumentos, incluyendo los económicos, al
servicio de la recuperación y buen estado de los ecosistemas acuáticos. En este sentido, una
de las novedades importantes que introdujo la Directiva Marco del Agua (DMA) es la
relativa a los aspectos económicos de los usos y la gestión del agua, incluyendo la
recuperación de los costes de los servicios del agua en virtud del principio de quien
contamina paga.
En su artículo noveno, la DMA reclama a los Estados miembro que articulen una política de
precios que contribuya a los objetivos de la Directiva, es decir a la recuperación y
mantenimiento del buen estado de los ecosistemas acuáticos y al uso sostenible del agua,
además de la prevención de riesgos asociados al agua.
La Directiva Marco de Aguas (DMA) establece tres exigencias claras en lo que se refiere al
ámbito de la racionalidad económica que debe presidir la gestión de los diferentes servicios
de agua :
1. Cálculo riguroso y publicación del coste de los diferentes servicios de aguas.
2. Aplicación en el diseño de planes y proyectos del principio Coste-Efectividad.
3. Aplicación del principio “quien contamina paga”, promoviendo la recuperación de
costes como forma de incentivar un uso eficiente, responsable y no contaminante
de esos servicios.
En relación con el principio Coste-Efectividad, hasta la fecha el análisis coste-efectividad ha
sido de facto ignorado en la mayoría de los proyectos que se impulsan, se licitan y se
promueven, así como en las medidas incluidas en los programas de medidas de los planes
hidrológicos. La forma de hacerlo se basa sistemáticamente en restringir las pretendidas
alternativas efectivas a un abanico sesgado que ignora opciones que, siendo efectivas, son
más económicas, de forma que la pretendida elección queda viciada por el propio abanico
de opciones.
Por otra parte, la Ley de Aguas española incorporaba, con antelación a la aprobación de la
DMA, un título de régimen económico financiero, en el que se establecía un conjunto de
figuras impositivas relacionadas con las obras hidráulicas, el uso del agua y el control de
vertidos, que fue presentado ante la Comisión Europea por las autoridades españolas como
suficiente para cumplir con la exigencia del artículo 9 de la directiva en materia de política
de precios del agua. Por otra parte, en 2007 el entonces Ministerio de Medio Ambiente
publicó un estudio en el que se estimaba (erróneamente) un nivel de recuperación de
costes satisfactorio.
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Sin embargo, los responsables comunitarios en su análisis de los primeros planes
hidrológicos presentados por el gobierno español detectaron insuficiencias importantes en
el cumplimiento efectivo de los preceptos económicos de la Directiva, entre ellos el
establecimiento de una política de precios orientada a la recuperación de costes bajo el
principio de quien contamina paga.
En el marco de la política de aguas el Informe sobre la aplicación de los Planes Hidrológicos
de Cuenca de la Directiva Marco del Agua correspondiente a España, presentado por la
Comisión en 2015 recogía una serie de recomendaciones acerca de las necesarias mejoras
en aspectos relacionados con la estimación y recuperación de costes:
Introducir tasas por volumen de captación para todos los usuarios (también para la
extracción de aguas subterráneas) que cubran adecuadamente los costes
ambientales y de recursos calculados. Asegurarse de que los instrumentos de
recuperación de costes se adapten lo antes posible a la DMA a fin de garantizar que
ofrecen incentivos adecuados para un uso eficiente del agua. Asimismo, los ingresos
de los instrumentos de recuperación de costes deben ser suficientes para que las
Confederaciones hidrográficas ejecuten de manera eficaz sus tareas de gestión del
agua (actualización y mantenimiento de un registro de captaciones, controles, etc.).
Desarrollar una armonización básica de los elementos mínimos que van a incluirse
en las tarifas hídricas para el suministro de agua potable y el tratamiento de aguas
residuales de manera que los segundos planes hidrológicos garanticen la
sostenibilidad a largo plazo de las inversiones en protección del agua en todo el país.
Considerar el uso de agua para la producción de energía (energía hidroeléctrica y
refrigeración) como un servicio del agua sujeto a recuperación de costes. Los planes
hidrológicos actualizados deben presentar de manera transparente la información
correspondiente (recuperación de costes, costes ambientales y de recursos, tipos de
descuento para presas).
Presentar de manera transparente las subvenciones y subvenciones cruzadas en los
segundos planes hidrológicos (es decir, en lo tocante a aguas desalinizadas,
construcción de presas, etc.) y justificar caso por caso el cálculo de descuentos para
presas.
Ampliar el cálculo de los costes ambientales a los costes relacionados con la
producción de energía (hidroelectricidad, refrigeración) y la contaminación difusa de
la agricultura.
Por otra parte, en el marco de la política de cohesión el Acuerdo de Asociación entre el
Reino de España y la Comisión Europea para 2014-2021 se incluyó una condición ex ante
por la que se requiere que los planes hidrológicos de cuenca 2015-2021 incorporen:
1) un análisis adecuado de la recuperación de los costes de los servicios relacionados con el
agua, incluyendo los costes ambientales y una estimación de los costes del recurso;
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2) un estudio acerca de si los instrumentos de recuperación de costes existentes
contribuyen al logro de los objetivos de la DMA que, en caso necesario, proponga reformas.
En base a todo ello, es importante analizar las limitaciones, avances y retos pendientes para
una efectiva aplicación del principio de recuperación de costes y, de forma más específica,
la medida en que este instrumento económico puede contribuir a prevenir y mitigar la
contaminación de las masas de agua.
El presente proyecto de investigación se propone por tanto los siguientes objetivos:
1. Identificar los elementos clave implicadas en el principio de recuperación de costes
y el principio "quien contamina paga". Se prestará particular atención a cuestiones
como el tipo de instrumentos existentes, eficacia relativa de los mismos y las
dificultades de carácter jurídico y social para el uso de tales instrumentos.
2. Analizar las bases conceptuales y jurídicas del principio de recuperación de costes
como instrumento al servicio de la recuperación y mejora de la calidad de las aguas.
3. Evaluar el grado en que los planes hidrológicos del segundo ciclo incorporan una
política de recuperación de los costes del agua al servicio del cumplimiento de los
objetivos ambientales de la Directiva Marco del Agua e identificar las posibles
limitaciones legales del marco normativo existente para una aplicación amplia y
efectiva de la política de recuperación de costes y del principio de quien contamina
paga.
4. Realizar un estudio de casos que explore las potencialidades y limitaciones del
principio de recuperación de costes para garantizar el buen estado de las masas de
agua.
2. Fases metodológicas
Se han llevado a cabo las siguientes tareas:
Identificación de los elementos clave que configuran el debate actual en torno a la
recuperación de costes en Europa. Dicha identificación se llevará a cabo a través de
la revisión de distintas fuentes documentales y a través de la participación en
talleres y jornadas europeas de discusión sobre la aplicación de los instrumentos
económicos a la gestión del agua, como el taller celebrado en Barcelona (marzo
2017), sobre instrumentos fiscales para abordar el estrés hídrico en el contexto
europeo y el papel de los actores en la implementación de tales instrumentos.
Análisis del marco económico y jurídico actual en torno a la recuperación de los
costes del agua y la aplicación del principio de quien contamina paga. Valoración de
los avances y retos pendientes en la aplicación de tales principios en la planificación
hidrológica española. Para ello se lleva a cabo un análisis de los planes hidrológicos
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correspondientes a las demarcaciones del Duero, Ebro, Guadalquivir, Guadiana,
Júcar, Segura, Tajo, y Tinto, Odiel y Piedras
Estudio de casos acerca de la recuperación de costes en relación con la
contaminación de las masas de agua.
Propuestas para la aplicación del principio de recuperación de costes como
instrumento al servicio del buen estado de las masas de agua.
3. Resultados obtenidos
Una vez completado el proyecto, se pretenden conseguir los siguientes resultados:
Disponibilidad de un análisis del estado de la cuestión en torno a la aplicación del
principio de recuperación de costes en relación con la contaminación del agua.
Una valoración del modo en que la recuperación de costes ha sido incorporada en
los distintos planes hidrológicos de las demarcaciones.
Propuestas para mejorar la aplicación del principio de recuperación de costes al
servicio del buen estado de las masas de agua.
A continuación se presentan tales resultados
3.1. La aplicación del principio de recuperación de costes en relación con la contaminación
de agua. El contexto europeo
En respuesta a la preocupante presión sobre la calidad y cantidad de los recursos hídricos
en Europa, los Estados miembros han adoptado diversas medidas legislativas, incluida la
Directiva Marco del Agua (DMA) (2000/60 / CE), que introdujo un enfoque integrado basado
en los ecosistemas. La DMA ha llevado a la adopción de diversas medidas en los Estados
miembros para aplicar sus disposiciones, incluida la recuperación de costes, establecida en
el artículo 9. A pesar de los esfuerzos y algunos progresos, casi la mitad de los cuerpos de
agua de Europa no cumplieron el objetivo de la DMA de alcanzar un buen estado ecológico
en 2015. Igualmente, la recuperación de costes aún no se ha implementado por completo.
El Tratado de Funcionamiento de la Unión Europea ha establecido el principio de quien
contamina paga como principio de la legislación de la UE (artículo 191 (2) del TFUE). Según
una recomendación definitoria de la OCDE, este principio significa "que el contaminador
debe asumir los gastos de llevar a cabo las medidas decididas por las autoridades públicas
para garantizar que el medio ambiente se encuentre en un estado aceptable".
Para evitar la distorsión de la competencia, el coste de las medidas "debería reflejarse en el
coste de los bienes y servicios que causan contaminación en la producción y/o el consumo".
Tales medidas no deberían ir acompañadas de subsidios que crearían distorsiones
significativas en el comercio internacional y la inversión". Es en la extensión de este
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principio que la DMA en su artículo 9 exige a los Estados miembros que apliquen políticas
de fijación del precio del agua que ofrezcan incentivos adecuados para utilizar los recursos
hídricos de manera eficiente, con el fin de contribuir objetivos ambientales de la directiva.
La recuperación de los costes debe incluir no solo los costes operacionales, sino también los
"costes ambientales y del recurso" relacionados. Además, para fomentar la correcta
aplicación de los precios del agua, el Reglamento de Disposiciones Comunes de 2013 ha
establecido condiciones previas para acceder a los fondos de la política de desarrollo rural y
de cohesión.
Según se puso de manifiesto en el taller europe: "Water supply and water stress – what
roles for Economic Instruments?", celebrado en Barcelona el 27 de marzo de 2017, con
presentación y discusión de experiencias de de Francia, Dinamarca y Paises Bajos como
referencias más o menos modélicas y Chipre y Malta (Whitana et al, 2017), la efectividad de
los instrumentos económicos aplicados varía significativamente entre los distintos países
europeos. En algunos países, el bajo nivel de los cargos ha tenido un efecto de incentivo
limitado. Por ejemplo, en Portugal muchas personas desconocen la tarifa, mientras que en
los sectores agrícola e industrial, los costes de energía se consideran un motor más
significativo de cambios (por ejemplo, para mejorar la eficiencia en los sistemas de riego)
que las tarifas de agua, dado su impacto económico limitado.
Del mismo modo, el impacto del cargo sobre la extracción de agua en Francia sobre la
cantidad de agua utilizada es casi insignificante. No obstante, la cantidad de agua extraída
en Francia ha disminuido gradualmente desde 2000 como resultado de varias tasas pagadas
por los usuarios del agua, como la tasa mucho más alta por contaminación del agua y el
hecho de que una parte sustancial de la factura del agua tiene un carácter variable
volumétrico (por m3). En conjunto, estas medidas dan como resultado una estructura de
precios del agua que contiene al menos algunos incentivos para la conservación del agua.
Algunos instrumentos han tenido impactos notables en el medio ambiente. Por ejemplo, la
aplicación y el aumento sustancial de la tasa holandesa de contaminación del agua parecen
haber contribuido a una fuerte disminución de las emisiones totales aportadas
directamente hacia las aguas, así como a un aumento de la proporción de contaminantes
eliminados con los tratamientos de aguas residuales entre 1981-2014 (por ejemplo, en
1981 las aguas residuales no tratadas tenían una concentración de nitrógeno de 53 mg / l y
una concentración de 25 mg / l después del tratamiento, lo que representa una tasa de
eliminación del 53%. Dicha tasa de eliminación de nitrógeno se elevó al 86% en 2014)
(Whitana et al, 2017).
En general, la mayoría de los Estados miembros parecen fijar el precio del suministro de
agua a los hogares, como podría esperarse de acuerdo con los costes de dicho servicio, con
la notable excepción de Irlanda y algunos otros Estados miembros. Por el contrario, la
fijación del coste por la generación de aguas residuales parece ofrecer un potencial de
ajuste en la mayoría de los Estados miembros si se garantizara una recuperación total de los
costes. Sin embargo, la gran asignatura pendiente para la recuperación de costes en
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relación con la contaminación de costes está relacionada con la contaminación difusa
agraria.
3.2. La recuperación de costes en los planes hidrológicos españoles
3.2.1. Avances relativos en los planes del segundo ciclo
La segunda generación de planes hidrológicos presenta, respecto a los primeros planes, un
enfoque metodológico más sistemático y homogéneo en la recogida y presentación de la
información relativa a los costes de los servicios del agua y el grado de su recuperación a
través de las medidas fiscales previstas en la Ley de Aguas y otras disposiciones normativas.
Hay un progreso evidente en la estimación de los costes financieros y en el reconocimiento
de los costes ambientales, si bien la estimación de éstos últimos presenta limitaciones
importantes.
Sin embargo, los costes se presentan agrupados por tipo de uso (agrario, urbano, industrial)
y no por proveedor del servicio (organismos de cuenca, municipios y sector privado),
distorsionando así el resultado final, ya que son precisamente los costes asumidos por el
sector público lo que está en juego. Como consecuencia, la recuperación media de los
costes de las 8 demarcaciones estudiadas en el informe citado se estima en un 78.6% (67%
si se incluyen los costes ambientales); pero los organismos de cuenca recuperan tan solo el
56.1% de los costes financieros estimados (frente al 72.7% estimado en el primer ciclo de
planificación). Es necesario realizar un esfuerzo significativo con el fin de lograr una
estimación más precisa, clara y coherente de los costes generados, del ingreso obtenido
mediante los instrumentos de recaudación, de los niveles de recuperación de costes y de la
eficacia de las políticas de precios.
Las excepciones generalizadas al cumplimiento del principio de recuperación de costes no
están justificadas adecuadamente de acuerdo con los requisitos de la DMA. Los planes
hidrológicos incluyen excepciones generales para territorios enteros (como en el Plan del
Ebro) o para determinado tipo de costes (como en el Guadiana) sin justificar específica y
adecuadamente estas excepciones como marca la ley. Los decretos de emergencia (sequías)
eximen regularmente a los regantes del pago de cánones y tarifas, sin justificar
adecuadamente la exención. Es más, los usuarios de aguas subterráneas y los productores
de hidroelectricidad no pagan tributos relacionados con el uso del agua a pesar de que
generan gastos administrativos y de gestión e impactos ambientales significativos.
La información del análisis económico se presenta en los planes hidrológicos de manera
que es difícil de procesar, analizar y entender: datos agregados, a menudo utilizando
medias para el conjunto de la demarcación, publicados en formatos no procesables como
PDF, y dispersos a lo largo de miles de páginas de documentos de planificación y gestión.
Sin embargo, es precisamente en los planes hidrológicos dónde la información económica
debería figurar de una manera clara y sujeta al escrutinio y revisión públicos.
Por otra parte, una de las dificultades para la recuperación de costes en relación con la
contaminación agraria se relaciona con las insuficiencias del monitoreo y de una adecuada
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y precisa relación entre el estado de las masas y el origen de las presiones que sufre. En
este sentido, en relación con el estado químico de las aguas subterráneas, existen
importantes carencias en los programas de seguimiento, en particular en relación con los
plaguicidas, mayoritariamente ausentes de los programas habituales de monitoreo, pese a
que España es uno de los países europeos con una mayor tasa de utilización de pesticidas
por hectárea en la agricultura (EEA 1999).
Estos programas de monitoreo se encuentran en la actualidad mayoritariamente reducidos
o paralizados, justificados por la falta de disponibilidad presupuestaria. En general, Los
planes hidrológicos realizan un pobre análisis de las presiones sobre las aguas subterráneas,
en particular las procedentes del regadío, pese a que el 73% de las aguas subterráneas son
utilizadas para riego (De Stefano et al, 2013).
3.2.2. Problemas pendientes
Más allá de las situaciones coyunturales que hayan podido condicionar la elaboración de los
planes y el escaso avance en la recuperación de los costes existen problemas de carácter
estructural que impiden la plena incorporación de los instrumentos económicos previstos
por la DMA a la gestión del agua en el Estado español.
Los estudios del artículo 5 (y el anexo III) constituyen la piedra angular de la arquitectura
económica de la DMA y una de sus innovaciones destacadas. En ellos se realiza el
diagnóstico de partida de la planificación y se relacionan, siguiendo el esquema DPSIR el
estado de las masas de agua con las presiones que producen el deterioro y éstas con las
fuerzas motrices, principalmente las actividades económicas, que las generan. Un aspecto
clave del análisis económico es, como se en señala el anexo III, la estimación de los costes
de los servicios del agua incluidos los ambientales y del recurso y del grado de su
recuperación en función del principio de quien contamina paga.
Es importante insistir en la inclusión de los costes ambientales porque éstos son el nexo, en
el análisis económico, entre el deterioro de estado de los ecosistemas y las actividades
económicas que lo generan. Su conocimiento permite analizar desde el punto de vista de la
racionalidad económica los usos del agua, los servicios ecosistémicos y las medidas de
protección y recuperación del buen estado de las masas de agua.
Sin embargo, el segundo ciclo de planificación no ha partido de una revisión de los informes
del artículo 5, sino que arguyendo la reciente aprobación de los primeros planes (2015), ha
dado por buenos unos informes, que se realizaron hace más de una década especialmente
rica en cambios económicos, y que –probablemente por ser los primeros y por haberse
realizado en un clima de rechazo a la DMA- presentaban numerosas e importantes
deficiencias.
A pesar de los esfuerzos realizados en la segunda generación de planes por sistematizar y
actualizar la información relativa a los costes y por mejorar su calidad, ésta información no
se ha integrado en el establecimiento de un diagnóstico coherente en el que fundamentar
la revisión del plan.
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A pesar de la insistencia de la DMA en que la estimación y el análisis de los costes de los
servicios del agua deben incluir, además de los financieros, los ambientales y del recurso,
desde los primeros trabajos de orientación del CIS se ha debatido la interpretación y, en
consecuencia, el cálculo de dichas categorías de coste, sin haberse llegado a una solución
satisfactoria. El bloqueo se explica, en parte, por las dificultades teóricas de la corriente
económica dominante para tratar los problemas ambientales, lo cuál se evidencia en este
caso por la incongruencia de presentar el agua como un recurso separado del medio
ambiente, por un lado; y por otro, por la interpretación del coste del recurso como un coste
de oportunidad debido la escasez, que emergería en las transacciones de un mercado, que
en realidad no existe.
En el contexto español, el apartado 7.4 de la Instrucción de Planificación Hidrológica (IPH)
establece que los costes ambientales se deben valorar «como el coste de las medidas
establecidas para alcanzar los objetivos ambientales». Los planes del segundo ciclo,
siguiendo la Instrucción, estiman el coste monetario de las medidas, equiparando el
resultado a los costes ambientales, aunque siguiendo distintos criterios, según la
demarcación, a la hora de seleccionar las medidas que contribuyen a alcanzar los objetivos
ambientales, como por ejemplo las vinculadas al control de extracciones y a la gestión
administrativa de las concesiones.
En cualquier caso, no existen instrumentos de recuperación de los costes ambientales y del
recurso en el marco legal español, por lo que los costes ambientales, aun en los casos en los
que se estiman, con mayor o menor precisión en los distintos planes, no se recuperan. Por
otra parte, los costes ambientales solo se analizan en el contexto de la recuperación de
costes, por lo que aquellos costes ambientales no monetizables, como los asociados a la
pérdida de biodiversidad y de otros servicios que proveen los ecosistemas (acuáticos),
cuando éstos se alejan del buen estado, no son tomados en cuenta. Esto se debe a que el
lugar adecuado para considerar este tipo de costes es el análisis coste eficacia de las
medidas, en el que se pueden incluir utilizando métodos participativos que superen las
limitaciones derivadas de la imposibilidad de reducirlos a términos monetarios. Pero este
planteamiento no ha formado parte de los planes.
Estas deficiencias de tipo conceptual y metodológico ayudan a entender algunas de las
limitaciones que presentan los planes del segundo ciclo en la estimación de los costes
ambientales y del recurso. Por un lado, quedan fuera del cómputo de los costes
ambientales aquellos asociados a daños que o bien no son abordados por ninguna medida
o que no lo son de manera suficiente para corregirlos. Por ejemplo, si no se toman medidas
para restaurar las condiciones hidromorfológicas propias de un río que ha sido canalizado,
no se registrará el coste ambiental de la alteración. Si las medidas adoptadas son
insuficientes para lograr el buen estado de la masa de agua –por ejemplo, para reducir la
concentración de nitratos en un acuífero- el coste ambiental se estima en función de las
medidas programadas y no de las que serían realmente necesarias para restaurar la calidad
de la masa. Por otro lado, en las masas en buen estado se considera que los impactos –por
ejemplo, derivados de la extracción o de la presión de contaminantes mientras no se supere
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los umbrales legales de concentración- no implican coste ambiental alguno cuando no se
toman medidas preventivas, que es la situación habitual.
El tratamiento de los costes del recurso en los planes analizados revela la confusión
existente en torno al concepto. Los planes que los mencionan comparten la idea de que se
trata de costes de oportunidad relacionados con la escasez. Sin embargo, su tratamiento es
divergente. Por ejemplo, en los planes del Duero y el Ebro se señala que en ausencia de
mercados reglados no existe coste de oportunidad; mientras en otros planes donde sí se
han producido intercambios –como es el caso del Júcar- se indica que al haberse realizado
el intercambio con una finalidad ambiental (y no productiva) no se puede considerar el
pago como una estimación del coste de oportunidad. Únicamente el Guadalquivir considera
que el trasvase Negratín-Almanzora debe considerarse un coste del recurso y
excepcionalmente en el Segura se hace una aproximación al coste del recurso considerando
un valor mínimo equivalente a los costes del Trasvase Tajo-Segura y un valor máximo
correspondiente al coste de la capacidad de agua desalada existente en la demarcación.
Lo que resulta patente es que el coste del recurso no se recupera en ninguna de las
demarcaciones analizadas. No podría ser de otra manera, ya que tal y como se interpreta el
concepto escapa a la lógica de la recuperación de costes, que hace referencia a los costes
que directamente –por ejemplo, mediante la construcción de obras hidráulicas por el
Estado- o indirectamente –por el daño causado al dominio público hidráulico, que es un
bien común- generan los usuarios y que deben ser recuperados por la mano pública.
Sin embargo, en la interpretación de las demarcaciones hidrográficas, el coste del recurso
solo emerge cuando se producen transacciones de agua, sea entre particulares (cesión de
derechos) o entre concesionarios y el Estado (oferta pública de adquisición de derechos). En
el primer caso, el Estado queda al margen del intercambio (salvo para cuestiones como la
gestión o el transporte, que no afectan al coste del recurso, sino que generan costes
financieros) por lo que difícilmente podría recuperar un coste –el de la oportunidad
perdida- que en realidad no se produce, ya que el recurso se ha asignado gracias a la
transacción al usuario más productivo (teóricamente) el cual ha compensado al cedente por
su pérdida de rendimiento. También teóricamente, claro. Independientemente de la
elevada dosis de fantasía y la distancia de la realidad del planteamiento, ni en el modelo ni
en la realidad hay lugar para la recuperación por parte del Estado de un coste del recurso de
estas características.
En el segundo caso, la oferta pública de adquisición de derechos- el Estado paga por
recuperar unos derechos que había otorgado previamente y sin coste alguno para el
concesionario. No puede haber por tanto recuperación del coste, salvo en el caso de que
los derechos rescatados sean cedidos de nuevo otros usuarios mediante un pago, que al
menos compense el coste de la adquisición pública, cosa que de momento no existe
constancia de que se haya producido y que introduciría una extraña dualidad en el sistema
concesional entre concesionarios a título gratuito y los de pago. En la práctica el coste del
recurso y su recuperación no deja de ser una entelequia.
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Los costes asociados a los mecanismos de intercambio de derechos presentan un aspecto
muy preocupante en relación con los costes ambientales. En las experiencias del ciclo
anterior de planificación no hay constancia de que los costes ambientales relacionados con
los intercambios hayan sido estimados ni, mucho menos, repercutidos. Las transacciones de
agua tienen repercusiones negativas sobre las masas cedentes, como los que se derivan de
la pérdida de los retornos de riego o de la disminución de las infiltraciones, que en el caso
de los usos agrarios ya no se producirán en el territorio cedente.
Estas pérdidas del agua circulante en el territorio cedente son especialmente preocupantes
en el caso –frecuente- de que dicho territorio esté afectado por una situación de estrés
hídrico, por ejemplo, como consecuencia de una sequía. Los costes ambientales derivados
de este tipo de situaciones no han sido tomados en consideración en los planes
hidrológicos, ni tampoco han sido computados (ni obviamente repercutidos) en las
experiencias de intercambio realizadas.
El reciente RDL 10/2017 puede agravar la situación al extender la posibilidad de cesión al
volumen total de la concesión independientemente del uso realizado por el usuario en los
cinco años anteriores al intercambio, como estaba regulado con anterioridad a la
aprobación del RDL. Los impactos ambientales apuntados en el párrafo anterior ahora se
verán incrementados por el incremento de la detracción del medio de caudales –
superficiales o subterráneos- que anteriormente no estaban siendo utilizados, pese a estar
concedido su uso.
En buena ley, los costes derivados de la pérdida de servicios ecosistémicos ligados a esos
caudales deberían ser repercutidos al adquiriente de los derechos. Sin embargo, esto es
altamente improbable en un contexto -el del RDL- que exonera a los usuarios del pago de
los (limitados) instrumentos de recuperación de costes establecidos en la Ley de aguas, en
virtud de la ya habitual situación de sequía extraordinaria. No menos escandalosa desde el
punto de vista de la recuperación (del Estado) de los costes es la situación de los cedentes,
quienes cobrarán por ceder un agua cuyo derecho de uso habían obtenido gratuitamente y
que, en parte o en todo, tal vez no usaban.
En relación con la política de precios, más allá de las mejoras necesarias en la identificación
y estimación de los costes no se ha producido ningún avance en el diseño de una política de
precios del agua que contribuya al logro de los objetivos de la DMA. Es imprescindible
diseñar nuevas medidas efectivas que permitan la implementación de políticas de precios
del agua con el fin de promover el uso sostenible del agua y la prevención del deterioro de
los ecosistemas acuáticos.
Las figuras impositivas contenidas en la Ley de aguas, pese a las pretensiones de la
administración española, no configuran por sí mismas una política de precios en el sentido
de la directiva. Por un lado, porque, como se expone más abajo, los fines del régimen
económico financiero de la Ley de aguas -prácticamente inalterado desde la promulgación
de la ley en 1985- no coinciden con los de la DMA, ya referidos, de recuperación y
mantenimiento del buen estado de las masas de agua y de fomento del uso sostenible del
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agua, sino que se corresponden con la visión de una política de aguas de fomento de obras
hidráulicas, al servicio de la satisfacción de las demandas de agua, el equilibrio y
armonización del desarrollo regional y sectorial, incrementando las disponibilidades del
recurso, que inspira la Ley. Eso sí, racionalizando sus usos en armonía con el medio
ambiente y los demás recursos naturales. Por otro, porque el régimen económico financiero
de la Ley de aguas no ha sido concebido para dar cumplimiento al principio de quien
contamina paga y, en consecuencia, en general las figuras impositivas no se modulan
conforme al daño ambiental causado, por lo que no lo pueden repercutir al causante del
mismo.
En cualquier caso, hay que entender que una política precios efectiva, en el contexto que
dibuja la DMA, no se puede limitar a establecer y recaudar unas tarifas, mejor o peor
construidas, sino que se debe insertar en la política de participación pública activa y real
que establece el art. 14 y que debe partir de una información veraz y transparente. Ante
una demanda notablemente inelástica frente a las variaciones de precio, como es el caso
del abastecimiento a poblaciones -especialmente, pero también de numerosas actividades
industriales, incluidos ciertos modelos agrarios- las tarifas son de una eficacia limitada a la
hora de promover el uso eficiente y sostenible, a no ser que se acompañen de medidas de
información y sensibilización de los usuarios y se les haga partícipes de las medidas y sus
resultados.
Respecto a las limitaciones legales, como se ha avanzado más arriba, la Ley de aguas
española y sus desarrollos fracasan en cuanto a la adopción de una interpretación efectiva y
coherente de los principios económicos acorde con los objetivos de la DMA. La Ley
española adopta una interpretación restrictiva de los servicios del agua, más acorde con la
interpretación comercial (un agente proveedor, usos específicos…) que con la visión
ecosistémica que liga los servicios del agua con presiones y consecuencias ambientales.
Como consecuencia, el análisis económico de los usos del agua en los planes hidrológicos
no logra mostrar de manera clara y precisa la relación entre las medidas propuestas y los
efectos esperados sobre las fuerzas motrices, las presiones, los impactos y las
consecuencias ambientales.
El marco legislativo existente limita la consideración adecuada de la recuperación de costes
en la gestión del agua, debido a una transposición insuficiente y, en ocasiones, inadecuada
de la DMA a la legislación española. Los instrumentos principales de recuperación de costes
en España, el canon de regulación y la tarifa de utilización del agua solo son aplicables a los
usuarios de las infraestructuras hidráulicas de financiación pública y están concebidos de
manera tal que solo se puede recuperar entre el 34% y el 49% de los costes financieros de
las infraestructuras.
Si bien las comunidades autónomas han creado algunas tasas e impuestos relacionados con
el agua, en su mayoría en lo que respecta al tratamiento de aguas residuales, éstos tienen
un alcance y una capacidad recaudatoria limitados. El canon hidroeléctrico creado en 2012
con el fin de gravar la producción hidroeléctrica y revisado al alza en 2017 (RDL 10/2017), si
bien constituye una mejora potencial, no se aplica al conjunto del territorio, no grava el uso
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del agua sino el valor económico de la electricidad producida y no está relacionado con los
impactos ambientales de la actividad.
3.2.3. Estudios de casos en relación con la recuperación de costes y la contaminación de las
masas de agua
El caso de la Ribera del Júcar
Los ayuntamientos de la Ribera del Júcar lograron en 2017 que el Tribunal Supremo anulara
la atribución de costes que les hacía el Plan hidrológico en contra del principio de quien
contamina paga.
El asunto tiene su origen el deterioro ambiental que desde los años ochenta se ha
constatado en las masas de agua subterráneas de La Ribera del Júcar (Plana de Valencia Sur
y Sierra de las Agujas) debido principalmente a la contaminación difusa de nutrientes y
pesticidas procedentes de la agricultura. Esta pérdida de la calidad de las aguas para el
abastecimiento llevó a los Ayuntamientos a la imposibilidad sanitaria del abastecimiento y a
demandar una solución para poder atender a su población.
La Confederación Hidrográfica del Júcar y la oligarquía de regantes impuso en el Plan
hidrológico 2009-2015 (Real Decreto 595/2014) una solución que se describe en el siguiente
esquema:
El origen del problema se produjo porque el abuso de fertilizantes y el uso de pesticidas en
la agricultura produjeron y mantienen contaminadas las aguas subterráneas que abastecían
los ayuntamientos de La Ribera. El grado de contaminación aumentó de forma que los
controles sanitarios impidieron poder utilizar dichas aguas.
Para resolver el problema la Confederación Hidrográfica del Júcar decidió otorgar a los
Ayuntamientos una concesión de aguas superficiales que con un tratamiento previo de
ósmosis inversa pudiera mezclarse con el agua subterránea y permitir el abastecimiento
humano. Pero una hora antes de aprobar la propuesta del Plan en el Consejo del Agua de la
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Cuenca, reunidos de forma reservada la Presidencia, la Dirección Técnica y la
representación de los regantes, convirtieron la concesión señalada en un intercambio con
los regantes. El intercambio suponía que eran los regantes quienes cedían a los
abastecimientos los caudales necesarios de agua superficial a cambio del agua subterránea
que se dejaba de extraer y como contraprestación los Ayuntamientos les pagaban el
mantenimiento de sus pozos de sequía.
Resultaba así que los Ayuntamientos además de víctimas de la contaminación producida
mayoritariamente por los regantes, pagaban no sólo la nueva extracción y tratamiento de
las aguas, sino los gastos de mantenimiento de los pozos de sequía de los mayores
responsables de dicha contaminación. Además hay que tener en cuenta que gran parte de
estos regantes no pagan nada por los servicios de las aguas servidas.
El Tribunal Supremo en su sentencia de 23 de marzo de 2017 (ES:TS:2017:1131) entiende
con los Ayuntamientos recurrentes que la asignación o reparto de los recursos hídricos que
realiza el plan debe regirse por el principio de quien contamina paga.
Este principio exige que los costes de las medidas para tratar la contaminación, entendido
como deterioro provocado por el contaminador en el entorno o los recursos naturales al
deteriorar el medio ambiente, deben ser soportados por el responsable de la misma. Se
trata de un principio que ha sido reconocido por la OCDE desde 1972, por las Comunidades
Europeas desde 1973 y que se recoge en los Tratados Constitutivos de la Unión Europea, así
como en la Directiva marco del agua y en el artículo 111 bis de la Ley de aguas española.
Sentada la aplicabilidad del principio al caso, el Tribunal constata igualmente que la
contaminación que impide el uso para abastecimientos de las aguas subterráneas «tiene su
origen, de forma mayoritaria, en las prácticas agrícolas y ganaderas que se realizan dentro
de la cuenca hidrográfica» según concluye el estudio realizado por Tragsatec, S.A. y la
Universidad Politécnica de Valencia.
Por tanto, el Alto Tribunal anula la atribución a los abastecimientos del coste de la
sustitución porque no son los responsables del deterioro de las aguas con las que se
abastecían.
Con esta sentencia el Tribunal Supremo aplica por primera vez el principio en la
planificación hidrológica. Con anterioridad había considerado la aplicación del principio
desde 1998 pero en materia tributaria, especialmente respecto del canon de vertidos,
daños al dominio público hidráulico, producción eléctrica, gestión de residuos y tributación
autonómica ambiental.
Queda por tanto que en sucesivos pronunciamientos determine otros alcances de la
aplicación de este principio en la planificación hidrológica lo que puede dar el impulso
judicial necesario para la correcta aplicación del Derecho de la Unión Europea en la correcta
hermenéutica de la recuperación de costes.
El caso del Mar Menor
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La laguna costera del Mar Menor es una zona crítica ambiental afectada, entre otros
factores, por un clima árido-semiárido, lluvias torrenciales de gran intensidad, vegetación
escasa, gestión del suelo inadecuada y cultivos intensivos. Los núcleos urbanos e
industriales en el entorno del Mar Menor constituyen una de las fuentes de contaminación
a considerar. si bien el problema que ha provocado la grave crisis actual de la laguna es la
elevada entrada de nutrientes a la laguna procedentes de la cuenca.
En el Campo de Cartagena se ha desarrollado una agricultura de regadío basada
inicialmente en los recursos subterráneos, que tras la llegada del trasvase Tajo-Segura en
1979 aumentó de forma significativa. Trabajos realizados con teledetección han mostrado
que sólo entre 1988 y 2009 el regadío de la cuenca pasó de unas 25.150 hectáreas a unas
60.700 hectáreas, un 141% más (Carreño, 2015). La transformación a regadío se ha
reactivado en los últimos años, estimándose la existencia de entre 15.000 y 20.000
hectáreas de regadío al margen de las cifras oficiales.
Junto al trasvase Tajo-Segura, ha aumentado el uso de aguas subterráneas tras su previa
desalobración (García Aróstegui et al., 2016). Esta significativa expansión del regadío ha
incrementado de forma muy notable los flujos hídricos y de nutrientes que alcanzan la
laguna y sus humedales litorales a través del conjunto de flujos superficiales,
subsuperficiales y subterráneos (Martínez-Fernández et al., 2005; Velasco et al., 2006;
Carreño et al., 2008; Esteve et al., 2008; Martínez-Fernández et al., 2014; Esteve et al,
2016).
Los drenajes agrarios aportan a las ramblas y otros flujos contenidos elevados de nitratos,
fosfatos y plaguicidas procedentes de los cultivos. Se han detectado concentraciones de
nitrato que ya en 1997 alcanzaban los 62 mg/l en la rambla del Albujón, los 85 mg/l en las
salmueras (efluentes de plantas desalobradoras) y los 160 mg/l en algunos canales de
drenaje (Martínez Fernández y Esteve Selma, 2003). La contaminación agraria ha alcanzado
también las aguas subterráneas, que presentan en el acuífero Cuaternario valores en el
entorno de los 100 mg/l de nitrato en áreas próximas a la laguna y puntos con picos que
superan los 250 mg/l (Perez Ruzafa & Aragon, 2003).
El estado general de la cuenca y los distintos compartimentos y flujos hídricos y en especial
los elevados contenidos en nitratos, condujeron a la declaración en 2001 del Campo de
Cartagena como Zona Vulnerable a la Contaminación por Nitratos, en aplicación de la
Directiva 91/676/CEE, si bien dicha declaración no ha logrado contener y reducir la elevada
contaminación agraria de la cuenca y sus impactos sobre el Mar Menor y humedales
asociados.
Si bien la laguna recibe de forma natural aportes de sustancias solubles y particuladas por
escorrentías superficiales de los suelos de las zonas topográficamente más elevadas de su
cuenca vertiente, así como aguas subsuperficiales y subterráneas del Campo de Cartagena,
desde hace unos años dichos aportes han aumentado significativamente, afectando a su
estado ecológico.
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La siguiente figura muestra los principales flujos que afectan a la laguna del Mar Menor:
A partir de un modelo de simulación dinámica sobre los cambios de uso y sus efectos en los
flujos de nutrientes en la cuenca del Mar Menor (Martínez-Fernández et al, 2007, 2013,
2014; Esteve et al, 2016), se han estimado los valores de entrada total de nitrógeno y
fósforo a la laguna procedente de la cuenca. De acuerdo a las estimaciones del modelo, la
contribución de los vertidos urbanos representa entre el 10 y el 15% de la entrada total de
nutrientes a la laguna.
Por tanto, en el caso de la actual crisis eutrófica del Mar Menor, todas las evidencias
apuntan a que de forma similar a otros muchos casos de cuencas agrarias intensivas
descritos en la literatura científica internacional, la excesiva entrada de nutrientes
procedentes de la actividad agraria de la cuenca es la principal responsable de la crisis
eutrófica actual del Mar Menor.
En el caso del Mar Menor se ha aplicado un Análisis Coste-Efectividad (CEA), para analizar y
valorar las posibles medidas que pueden aplicarse para minimizar los daños ambientales
ocasionados por la actividad agraria, especialmente la eutrofización de la laguna costera
(Perni & Martínez-Paz, 2013). CEA es un procedimiento de varios pasos para seleccionar la
combinación de medidas menos costosa para lograr un objetivo establecido. La
comparación de costes y efectividad permite evaluar y priorizar diferentes medidas en
función de su efectividad relativa a la hora de alcanzar un objetivo determinado, en este
caso, la minimización de la contaminación agraria difusa.
Los actores y partes interesadas consultados en el caso del Mar Menor acordaron que la
restauración de las ramblas y cauces que drenan la cuenca del Mar Menor es una medida
costo-efectiva para mejorar el estado de Mar Menor. También declararon que el conjunto
de medidas propuestas para mejorar esta laguna costera tendría impactos positivos en la
actividades económicas en el área (Perni & Martínez-Paz, 2013). Esto señala la necesidad de
priorizar la implementación de estas medidas debido a los múltiples beneficios esperados.
Sin embargo, es fundamental que éstas y otras medidas coste-efectivas incorporen la
corresponsabilidad de los sectores económicos responsables de la contaminación del agua,
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en este caso el regadío intensivo de la cuenca del Mar Menor, en virtud de la aplicación del
principio "quien contamina paga".
3.3. Propuestas para la aplicación del principio de recuperación de costes al servicio del
buen estado de las masas de agua
Del conjunto de los resultados del proyecto emergen una serie de conclusiones y
propuestas para la aplicación del principio de recuperación de costes al servicio del buen
estado de las masas de agua. Tales conclusiones y propuestas se exponen a continuación:
La Ley española adopta una interpretación restrictiva de los servicios del agua, más
acorde con la interpretación comercial (un agente proveedor, usos específicos…) que
con la visión ecosistémica que liga los servicios del agua con presiones y
consecuencias ambientales. Como consecuencia, el análisis económico de los usos
del agua en los planes hidrológicos no logra mostrar de manera clara y precisa la
relación entre las medidas propuestas y los efectos esperados sobre las fuerzas
motrices, las presiones, los impactos y las consecuencias ambientales.
A pesar de los esfuerzos realizados en la segunda generación de planes por
sistematizar y actualizar la información relativa a los costes y por mejorar su calidad,
ésta información no se ha integrado en el establecimiento de un diagnóstico
coherente en el que fundamentar la revisión del plan. Los planes hidrológicos deben
incorporar la información económica de una manera clara y sujeta al escrutinio y
revisión públicos.
Los instrumentos de recuperación de costes existentes no contribuyen
adecuadamente al logro de los objetivos de la DMA, por lo que se necesitan
reformas de calado en la aplicación del artículo 9 de la DMA. Hay que insistir en que
las figuras impositivas contenidas en la Ley de aguas, pese a las pretensiones de la
administración española, no configuran por sí mismas una política de precios en el
sentido de la Directiva. Hay que asegurar que los instrumentos de recuperación de
costes se adapten lo antes posible a la DMA a fin de garantizar que ofrecen
incentivos adecuados para un uso eficiente y no contaminante del agua. Es
imprescindible diseñar nuevas medidas efectivas que permitan la implementación
de políticas de precios del agua con el fin de promover el uso sostenible del agua y
la prevención del deterioro de los ecosistemas acuáticos.
Se requiere un análisis adecuado de la recuperación de los costes de los servicios
relacionados con el agua, incluyendo los costes ambientales y una estimación de los
costes del recurso
Es necesario introducir tasas por volumen de captación para todos los usuarios
(también para la extracción de aguas subterráneas) que cubran adecuadamente los
costes ambientales y de recursos calculados.
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Los costes se suelen presentar agrupados por tipo de uso (agrario, urbano,
industrial) y no por proveedor del servicio (organismos de cuenca, municipios y
sector privado), distorsionando así el resultado final, ya que son precisamente los
costes asumidos por el sector público lo que está en juego. Es necesario por tanto
realizar un esfuerzo significativo con el fin de lograr una estimación más precisa,
clara y coherente de los costes generados, del ingreso obtenido mediante los
instrumentos de recaudación, de los niveles de recuperación de costes y de la
eficacia de las políticas de precios.
Es fundamental incorporar los costes ambientales, particularmente en relación con
los costes de la contaminación. En este sentido, una parte muy importante de la
contaminación del agua procede de la contaminación difusa de la agricultura, a
través de los flujos de plaguicidas y de la exportación de nutrientes (nitrógeno y
fósforo) procedentes de los fertilizantes agrarios. Una aplicación rigurosa del
principio “quien contamina paga” favorecería el control y reducción de la
contaminación de aguas subterráneas y superficiales, en beneficio del conjunto de
la sociedad. Este principio exige que los costes de las medidas para tratar la
contaminación, entendido como deterioro provocado por el contaminador en el
entorno o los recursos naturales al deteriorar el medio ambiente, deben ser
soportados por el responsable de la misma.
Una política precios efectiva, en el contexto que dibuja la DMA, no se puede limitar
a establecer y recaudar unas tarifas, mejor o peor construidas, sino que se debe
insertar en la política de participación pública activa y real que establece el artículo
14 de la Directiva y que debe partir de una información veraz y transparente
4. Referencias
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Hidrográfica del Segura. Murcia.
Withana S., Andersen M. Skou, Watkins E. and ten Brink P. (2017) Market based
instruments to address water stress & availability for the Study Capacity building,
programmatic development and communication in the field of environmental taxation and
budgetary reform.
Capacity building, programmatic development and communication in the field of environmental taxation and budgetary reform European Commission Service Contract
No 07.027729/2015/718767/SER/ENV.F.1
REGIONAL WORKSHOP 2
Water supply and water stress
– what roles for Economic Instruments?
27 March 2017 Centre Cívic Pati Llimona, Carrer del Regomir 3, 08002
Barcelona
AGENDA
In collaboration with
And independent experts: Janis Brizga, Prof. Theodoros Zachariadis and Katja Kavcic Sonnenschein
Final
2
AGENDA 27/3
Capacity building, programmatic development and communication in the field of environmental taxation and budgetary reform
Water supply and water stress – what roles for Economic Instruments? 27 March 2017
Centre Cívic Pati Llimona, Barcelona
10:00 Registration & welcome coffee
10:30-11:00 Setting the scene: Water supply and water stress – roles for Economic Instruments?
• Welcome to Barcelona Speaker from Spanish Ministry of Agriculture and Fisheries, Food and Environment
• Overview: Aim of the Project Emma Watkins (IEEP)
• Aim of the Workshop and introductions Patrick ten Brink (IEEP)
• Initial Q&A
11:00-12:00 Plenary roundtable I: Making it work: best practices Facilitator: Anders Branth Pedersen (AU-DCE)
France: A comprehensive architecture of water pricing Guillaume Sainteny (GS Conseil)
Cyprus: Pricing for irrigation and the cost of scarcity Christos Zoumides (The Cyprus Institute)
Malta: Water pricing Marco Cremona (Sustech Consulting)
• Q&A
• Plenary discussion: lessons on good practice
12:00 Coffee break
12:20-13:30 Plenary roundtable II: Process and Different actors: different perspectives? Making use of windows of opportunity – civil society engagement Facilitator: Patrick ten Brink (IEEP)
• Summary of stakeholder roles and the policy cycle Anders Branth Pedersen (AU-DCE)
The Netherlands: The stake-pay-say principle in the Netherlands Herman Havekes (Dutch Water Authorities)
Denmark: Water pricing and the Green Tax Reform: demand management with revenue raising Anders Branth Pedersen (AU-DCE)
• Q&A
• Plenary discussion: perceptions of government, civil society, union and business engagement in MBIs
13:30 Lunch break and networking opportunity
3
AGENDA 27/3
Capacity building, programmatic development and communication in the field of environmental taxation and budgetary reform
Water supply and water stress – what roles for Economic Instruments? 27 March 2017
Centre Cívic Pati Llimona, Barcelona
14:30-15:30 Opportunities and barriers regarding fiscal instruments for water stress and availability Chair: Patrick ten Brink (IEEP)
Session Objective: To identify short-term, mid-term and long-term opportunity for fiscal instruments to meet water policy objectives
o What are the most obvious entry points and opportunities for full-cost water pricing in your country/region (political, economic, social, environmental)?
o What are the main barriers to reform and how can they be addressed? o Which stakeholders can play which roles? What evidence is needed to inform
progress? o What other measures are needed to support successful MBIs (e.g. mapping and
information; standards; complementary instruments)?
15:30-16:15 The devil is in the detail – how can economic instruments for water pricing be made more effective?
Working Group I: Design for effectiveness and acceptability Facilitator: Ignasi Puig (ENT)
o How can existing instruments be improved for effectiveness? o Which design features can improve civil society’s acceptance of instruments? o How can these design features be encouraged and what is civil society’s role? o What tools and approaches could help to facilitate progress?
Working Group II: Windows of opportunity and civil society engagement for water pricing reform
Facilitator: Emma Watkins (IEEP)
First contributor: Mariona Coch (Catalan Water Agency): The Catalan Water Charge
o How can civil society bring about future instrument and policy changes? o Who will be the key actors in the future? o At which stages of the policy cycle can civil society engage / be engaged most
effectively (to create an ideal policy process)? o Are there specific windows of opportunity to engage civil society at the local, national
and EU levels in the next few years?
16:15 Tea and coffee break
16:45-17:45 Final roundtable and wrap-up
• Feedback from the working groups Ignasi Puig (ENT) and Emma Watkins (IEEP)
• Final feedback from the floor – improving civil society engagement in fiscal reform • Wrap up and next steps
Patrick ten Brink (IEEP) and Malgorzata Kicia (DG Environment, European Commission)