valoración económica de los beneficios ambientales
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Valoración económica de los beneficios ambientales asociados al tratamiento de aguas residuales: El caso de las depuradoras
de la Comunidad Valenciana que vierten a zonas sensibles
Autores y e-mail de la persona de contacto:
Águeda Bellver Domingo ([email protected]) Francesc Hernández Sancho
Departamento: Grupo de Economía del Agua (Departamento de Estructura Económica: Economía Aplicada II – Facultad de Economía; Campus dels Tarongers) Universidad: Universitat de València Área Temática: Gestión de los recursos hídricos (Sesión especial de Economía del Agua) Resumen: El contexto actual de regulación en materia medioambiental genera la necesidad de llevar a cabo una valoración monetaria de los ecosistemas naturales de cara a garantizar su adecuada protección. Para ello se requiere el uso de metodologías de valoración que permitan aproximar de manera rigurosa el valor real de dichos bienes ambientales. Habitualmente han sido utilizados en la literatura una serie de métodos basados en la creación de mercados ficticios donde el individuo indicaba su disposición a pagar para la conservación del bien objeto de estudio. En este trabajo se propone una metodología alternativa basada en el cálculo de los llamados Precios Sombra (PS). Su planteamiento consiste en cuantificar el beneficio ambiental derivado de una actuación a partir del daño ambiental evitado por dicha actuación. Por ejemplo, permite conocer la valoración monetaria del beneficio ambiental asociado a la eliminación de los contaminantes de las aguas residuales. Se presenta una aplicación empírica de la metodología basada en los precios sombra para una muestra de estaciones depuradoras de aguas residuales de la Comunidad Valenciana que vierten sus aguas tratadas a zonas sensibles, según los criterios del Real Decreto 509/1996, por el que se establecen las normas aplicables al tratamiento de las aguas residuales urbanas. Palabras Clave: Valoración ambiental, precio sombra, contaminantes, agua residual, depuradoras, zona sensible. Clasificación JEL: Q53
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1. INTRODUCCIÓN
Los seres humanos han aprovechado el potencial de la Tierra para basar su modelo de
crecimiento en la explotación de las fuentes de materias primas. Las tasas de extracción
bajas o moderadas no afectan al equilibrio natural del sistema, pero, el crecimiento
poblacional provoca una mayor presión sobre los recursos por lo que las fuentes están
sobreexplotadas, con alto riesgo de que acaben agotándose si no se cambia el modelo de
explotación (FAO, 1999). Este daño se enmarca dentro del concepto de acumulación de
capital humano (Common and Stagl, 2008) que ha llevado consigo el crecimiento de la
calidad de vida de la población a expensas de la conservación del medio ambiente. Se
ha empobrecido la diversidad de los ecosistemas a lo largo de todo el planeta, estando
más afectados aquellos que se encuentran más cerca de los núcleos de población.
¿Cómo puede el ser humano enfrentarse a esta situación? ¿El ser humano es realmente
consciente del daño que está generando? Según la Declaración de la Conferencia de las
Naciones Unidas sobre el Medio Humano celebrada en Estocolmo en 1972 “hemos
llegado a un momento en la historia en que debemos orientar nuestros actos en todo el
mundo atendiendo con mayor cuidado a las consecuencias que puedan tener para el
medio. Por ignorancia o indiferencia podemos causar daños inmensos e irreparables al
medio ambiente del que dependen nuestra vida y nuestro bienestar. Por el contrario,
con un conocimiento más profundo y una acción más prudente, podemos conseguir
para nosotros y para nuestra posteridad unas condiciones de vida mejores en un medio
más en consonancia con las necesidades y aspiraciones del hombre (…). La defensa y
la mejora del medio humano para las generaciones presentes y futuras se ha convertido
en la meta imperiosa de la humanidad” (UNEP, 1972).
El desarrollo tecnológico ha distorsionado la relación del hombre con la naturaleza, se
ha tomado como norma que si existe un problema ambiental la tecnología será capaz de
solucionarlo. Siempre que se aboga por este planteamiento se está aceptando que el
daño sobre el medio natural ya está hecho y que debe ser corregido; pero el grado de
corrección que se puede conseguir siempre es significativamente menor al estado previo
a la contaminación, de modo que las pérdidas que hayan podido sucederse son
irreversibles. Ante esta desvinculación social de los flujos ecosistémicos ¿se puede
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acercar el coste real de la conservación de los ecosistemas a toda la población mediante
un lenguaje comprensible? La sociedad actual está inmersa en un contexto de mercado
con lo cual, una buena forma de conseguir la concienciación real sobre la gestión de los
ecosistemas naturales es mediante la valoración económica de los bienes y servicios
ambientales (Aznar-Bellver and Estruch-Guitart, 2012); dicho de otra forma “el uso de
instrumentos económicos es importante para proporcionar flexibilidad en el
cumplimiento de objetivos ambientales, como una herramienta complementaria al
enfoque de mando y control” (Young and de Bakker, 2014). Se busca obtener el valor1
(cuantitativo; monetario) de los bienes y servicios evaluados (Kallis et al., 2013). Se
busca un valor económico porque son bienes que carecen de mercado y si se les otorga
un precio su uso será más eficiente (Wallace, 2007). La complejidad de este
planteamiento es evidente, se presentan tres problemas iniciales:
a. Las unidades con las que se expresa el nivel de bienestar de una sociedad no
coinciden con las unidades de medida de los parámetros naturales (Wallace,
2007).
b. Un ecosistema no es un sistema aislado, interactúa con su entorno. La
asignación de un valor monetario está limitada por el conocimiento de las
relaciones ecosistémicas. Un ecosistema no puede ser reducido a su división
en partes pequeñas y tangibles (Salles, 2011).
c. No existe una metodología estándar de valoración, se pueden obtener
resultados diferentes al implementar las diferentes metodologías (Kallis et
al., 2013).
Pese a estos problemas iniciales, un punto fuerte de la valoración monetaria de los
ecosistemas es conseguir que la sociedad internalice el coste de la contaminación para
así conseguir su cambio comportamental en pos de la conservación. “La valoración
económica será éticamente válida siempre que se pretenda conseguir un cambio de
comportamiento” (Kumar et al., 2013).
1 “En las valoraciones ambientales vamos a determinar siempre el valor de un activo ambiental y no su precio. Este valor será una medida de la satisfacción que proporcionan los activos ambientales a la sociedad” (Aznar-Bellver and Estruch-Guitart, 2012).
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En el caso del agua, organismos internacionales, como el Banco Mundial y la Unión
Europea (a través de la implementación de la Directiva Marco del Agua), están
incitando a que el precio del agua cubra los costes totales del proceso de captación,
tratamiento, abastecimiento y depuración, con el objetivo de que los usuarios, ante un
precio más alto, reduzcan su consumo y haya mayor cantidad de agua disponible. Pero,
¿el consumidor realmente es sensible a la variación en el precio del agua o por el
contrario acaba siendo precio-aceptante ante la necesidad vital de consumirla? La
demanda de agua es inelástica, es decir, que al ser un recurso indispensable (que carece
de sustitutos cercanos) el ser humano lo acaba consumiendo igualmente y solo responde
levente a las variaciones que se producen en su precio (Mankiw, 2002). Además, se
planea la pregunta de si las variaciones a las que está sometido el precio del agua
reflejan de forma fidedigna las cantidades ecológicas necesarias para el mantenimiento
de la actividad del beneficiario (Gowdy and Erickson, 2005).
Estos argumentos han de considerarse como punto de partida para conocer qué valor
tiene el ecosistema objeto de estudio, permitiendo cuantificar cuál es el beneficio
ambiental derivado de la implementación de medidas de conservación. ¿Cómo se
cuantifica el beneficio ambiental? Mediante instrumentos de mercado, cuya utilización
se está convirtiendo en una alternativa cada vez más usada (Hernández-Sancho et al.,
2010). Tradicionalmente se han implementado los Métodos de Preferencias Declaradas,
los cuales, mediante datos experimentales, estiman el beneficio ambiental derivado de
los servicios ecosistémicos a través de la creación de un mercado hipotético
(elaboración de un cuestionario o entrevista). El resultado de ese cuestionario ofrece el
dato de la disposición a pagar por parte del usuario del bien o servicio ambiental en
unidades monetarias (Breeze et al., 2015). Estos métodos incluyen la Valoración
Contingente2, los Precios Hedónicos3 y el Método del Coste del Viaje4. Entre los
2 Pretende “averiguar la valoración que otorgan las personas a un determinado recurso ambiental preguntándoselo directamente” (Azqueta, 2007). El problema principal del presente método radica en el posible condicionamiento que puede llevar a cabo el entrevistador sobre la respuesta del usuario (Riera et al., 2005); razón por la cual la elaboración de la encuesta debe ser muy cuidadosa, incluyendo toda la información necesaria para que el valor de disposición a pagar sea lo más cercana a la realidad (Berrens et al., 2004). 3 “El precio será la función del conjunto de características que posee”(Azqueta, 2007); es decir, los atributos del bien o servicio ambiental a valorar se disgregan en sus atributos esenciales y a cada uno de ellos se les otorga un valor (de Groot et al., 2002).
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contextos en los que se han aplicado estos métodos encontramos los servicios
recreativos del ecosistema (Christie et al., 2007), captura de carbono (MacKerron et al.,
2009) y biodiversidad (Morse-Jones et al., 2012).
Estas metodologías son las más conocidas para la internalización de las externalidades
ambientales dentro de los procesos de valoración y planificación. Sin embargo, existen
otras metodologías igualmente válidas y con menor coste de implementación las cuales
permiten obtener el beneficio ambiental de eliminar la contaminación de un ecosistema.
En base las aportaciones de (Färe et al., 1993) es posible calcular los Precios Sombra
(PS) de los outputs no deseados (contaminantes) que obtenemos de los procesos
productivos actuales y que son liberados en el medio ambiente provocando alteraciones
en los flujos ecosistémicos. Este planteamiento es perfectamente aplicable al proceso de
depuración del agua residual en tanto que la Estación Depuradora de Aguas Residuales
(EDAR) es considerada como un proceso productivo: entra agua residual y sale agua
limpia, fango y outputs no deseados (sólidos en suspensión, salinidad, nitrógeno,
fósforo, fármacos, etc.); el proceso de depuración del agua residual presenta
significativos beneficios ambientales, los cuales se pueden traducir a términos
económicos y considerarlos como externalidades positivas (Molinos-Senante et al.,
2010). Si se calcula el PS de eliminar dichas sustancias del efluente de la EDAR
obtendremos una estimación del beneficio ambiental que reporta el agua depurada de
calidad al ecosistema; es decir, estamos calculando el coste evitado de la contaminación
(Hernández-Sancho et al., 2010). Al igual que ocurre con los Métodos de Preferencias
Declaradas, los PS se pueden incluir dentro del Análisis Coste-Beneficio porque son
obtenidos directamente en unidades monetarias.
El uso de los PS como forma de calcular el beneficio ambiental derivado de la
eliminación de contaminantes del efluente de las EDARs tiene una aplicación directa en
el contexto hídrico actual: la reutilización. El contexto actual de sequía y estrés hídrico
obliga a buscar fuentes “alternativas” de agua para poder satisfacer las demandas
4 Se consideran “los servicios recreativos que proporciona la naturaleza cuando la persona tiene que trasladarse a un entorno particular para disfrutarlo” (Azqueta, 2007). La asignación del valor económico se realiza en base al mantenimiento del ecosistema en sí mismo con el fin de realizar uso recreativo (Riera et al., 2005); el ecosistema presenta valor por el mero hecho de existir y conservarse.
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actuales. La única fuente de agua cuyo uso resultaría factible para mitigar la situación es
el agua depurada; es decir, el agua saliente de las EDARs. En un principio es un
planteamiento que puede sonar extraño para la gran mayoría de la población, sin
embargo es perfectamente lógico si se tiene en cuenta que esa agua está “perdiéndose”.
Al decir que se pierde se hace referencia a que, en la mayoría de los casos, no se le da
ningún uso después de su depuración siendo que es un volumen grande de agua que se
vierte a diario. Si se cambia el enfoque, y se promueve el uso posterior de esa agua, la
EDAR pasará de ser el punto final del agua residual municipal a ser la infraestructura
encargada de la producción de agua limpia utilizable para diversos usos.
La reutilización del agua depurada se está convirtiendo en la respuesta a esta necesidad
porque era un volumen de agua que antes no tenía utilidad; sin embargo, se ha
demostrado que si se mejora la calidad del efluente no solo se consigue el objetivo
directo de incrementar el volumen de agua disponible, sino que, además se reduce la
cantidad de contaminantes que llegan al ecosistema acuático. Estamos ante un cambio
de paradigma que puede significar la reducción de los niveles de estrés de las regiones
áridas o semiáridas y la conservación de nuestras zonas sensibles. El agua reutilizada
cumple con un objetivo ambiental, tal y como se recoge en el Real Decreto 1620/2007;
de modo que, para incentivar su uso y generalizarlo han de tenerse en cuenta las
consideraciones económicas de este tipo de proyectos. Es decir, ha de evaluarse la
viabilidad del proyecto no solo dentro del contexto económico, sino también dentro del
contexto ambiental, incluyendo los impactos ambientales (tanto positivos como
negativos) dentro del proceso de planificación. La Directiva Marco del Agua remarca la
importancia del análisis económico para conseguir la correcta gestión de los recursos
hídricos, y, ante la dificultad de conocer el valor del beneficio ambiental en unidades
monetarias (porque son bienes que no tienen mercado), se plantea el uso de los PS como
forma de valoración económica de las externalidades ambientales, tal y como se ha
comentado anteriormente (Molinos-Senante et al., 2011).
Por lo tanto, la finalidad del presente trabajo es implementar la metodología de los PS a
una muestra de 24 EDARs cuyo efluente se vierte directamente en una zona sensible
(humedales costeros protegidos situados a lo largo de toda la Comunidad Valenciana) o
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bien en su zona de influencia; de forma que se obtenga el valor del beneficio ambiental
de la eliminación del nitrógeno y el fósforo de la corriente de agua tratada. Con ello se
conservaría la calidad de las masas de agua evitando el desarrollo de procesos de
eutrofización, al mismo tiempo que el valor de PS obtenido puede integrarse dentro de
los procesos de valoración económica de planes y programas.
2. METODOLOGÍA
El concepto de precio sombra tiene en cuenta los outputs no deseados; es decir, aquellos
bienes que surgen de las actividades productivas humanas que carecen de valor de
mercado pero cuyo impacto ambiental es significativamente alto, por lo que pasan a
considerarse como una externalidad negativa (Molinos-Senante et al., 2011; Molinos-
Senante et al., 2010; Zhou et al., 2014). Esta metodología surge con el trabajo de Färe et
al. (1993), e implementada en los trabajos de Yaisawarng y Klein (1994), Coggin y
Swinton (1996), Färe et al. (1996), Swinton (1998), Reig et al. (2001), Van Ha et al.
(2008) y Hernández-Sancho et al. (2010). La particularidad de este método radica en
que esos outputs no deseables se corresponden con externalidades negativas del proceso
productivo; con lo cual, su valor es equivalente al beneficio que se obtendría por evitar
su liberación al medio ambiente (Molinos-Senante et al., 2010). Debido a su bajo coste
de estimación (Molinos-Senante et al., 2013a) y a que permiten un amplio campo de
aplicación, existen numerosos estudios que han usado los precios sombra como valor de
referencia para sus estimaciones. En el trabajo de Molinos-Senante et al. (2013b) se
estiman los precios sombra de eliminar fármacos y productos de higiene personal de los
efluentes de las EDAR mediante mejoras tecnológicas en los tratamientos terciarios.
Los resultados demuestran que existe un beneficio ambiental alto asociado a su
eliminación y a la consiguiente protección de las masas de agua receptoras. Otro campo
de aplicación muy común es la estimación de los precios sombra de los SO2 y NOX en
las plantas eléctricas de carbón y del CO2 en las centrales térmicas, donde destacan los
trabajos de Lee et al. (2002), Lee (2005), Mekaroonreung y Johnson (2012), Wei et al.
(2013), Lee et al. (2014) y Zhang et al. (2014). Éstos buscan cuantificar el beneficio que
se obtiene de la reducción de las emisiones contaminantes (fruto del propio proceso de
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producción) y el impacto que las medidas de control ambiental tienen sobre la eficiencia
técnica.
En todos estos casos los precios sombra sirven de orientación a los tomadores de
decisiones acerca de qué empresas/unidades de análisis tienen una mayor capacidad de
reducción de la contaminación, permitiendo aplicar políticas específicas a los objetivos
buscados (Molinos-Senante et al., 2013a; Wei et al., 2013) además de servir a un fin
social, permitiendo que la población entienda los beneficios que generan los programas
de mejora ambiental (Molinos-Senante et al., 2011).
El enfoque metodológico aquí presentado sigue el enfoque metodológico del trabajo de
Hernández-Sancho et al. (2010) y el planteamiento empírico de Molinos-Senante et al.
(2010), donde se calcula el precio sombra de los outputs no deseados derivados del
proceso de depuración del agua residual (nitrógeno y fósforo). El mantenimiento de la
calidad de las masas de agua receptoras está asociado con la eliminación de los
nutrientes del efluente de la EDAR, evitando así los fenómenos de eutrofización. Con lo
cual, si se traslada este planteamiento al enfoque aquí presentado, se podría calcular el
precio sombra de eliminar el nitrógeno y el fósforo, permitiendo conocer el daño
evitado (beneficio ambiental) de la eliminación de la contaminación en el efluente de las
EDARs sobre la calidad de las masas de agua receptoras.
Considerando la parte matemática del cálculo de los precios sombra ha de considerarse
en primera instancia el concepto de función distancia; el cual surgió de la mano de Färe
et al. (1993). Con ella se mide la diferencia entre los outputs del proceso de producción
y los outputs que derivan del proceso más eficiente; es decir, con ésta se obtiene “la
distancia de un vector de outputs desde la frontera del máximo outputs partiendo de un
vector de inputs constante” (Hernández-Sancho et al., 2010). Por lo tanto, si el proceso
de producción utiliza un vector de N inputs para producir un vector de M
outputs , la función distancia se define como:
Donde es el vector de los outputs que son técnicamente viables y que utilizan el
vector de inputs , mientras que es una ratio comprendida entre cero y uno; es decir,
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. Esto hace que valores grandes de indiquen una buena
aproximación a la frontera, es decir, que las unidades de análisis que cumplan esta
norma tendrán una mayor eficiencia (Hernández-Sancho et al., 2010).
Existe una relación de dualidad entre la función distancia de Färe et al. (1993) y la
función de ingreso de Shephard (1970), esto hace que se cree una conexión entre los
precios sombra relativos y absolutos de los outputs no deseados (Hernández-Sancho et
al., 2010). Matemáticamente, esta relación se expresa como:
Donde es la función de ingresos siendo el valor que representa el precio del
output.
El trabajo de Hernández-Sancho et al. (2010) establece que la obtención del precio
sombra absoluto para un output no deseado usando la función distancia significa que ha
de asumirse que el precio sombra absoluto de un output deseable coincide con el precio
de mercado. Por lo tanto, si es el output deseable, cuyo precio de mercado es será
igual al valor absoluto del precio sombra ; entonces para todos los los
precios sombra vienen dados por la siguiente ecuación (Färe et al., 1993):
La estimación de las funciones distancia (necesarias para obtener los precios sombra) es
complicada y requiere usar programación lineal. Es decir, la optimización es el método
de estimación de la función distancia más extendido (Färe et al., 1993; Hernández-
Sancho et al., 2010). Dentro de ésta, la función translog es la más utilizada al ofrecer
una mayor flexibilidad. Para su formulación se tiene en cuenta un problema con
unidades, inputs y outputs (Hernández-Sancho et al., 2010):
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El método extendido para la resolución de las funciones distancia es la optimización
(Färe et al., 1993; Hernández-Sancho et al., 2010; Reig-Martı́nez et al., 2001; Van Ha et
al., 2008). Dentro del contexto del presente trabajo se utilizará la optimización usando
programación lineal; la cual tiene como ventaja que no se necesitan suposiciones acerca
de la forma que presenta la función. Sin embargo, tiene como contrapartida que los
parámetros que se obtienen no tienen propiedades estadísticas. Los parámetros
de la ecuación anterior se calculan de la siguiente forma (Hernández-Sancho et al.,
2010):
(i)
(ii)
(iii)
(iv)
(v)
(vi)
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Con lo cual el cálculo de los precios sombra plantea un problema lineal que se soluciona
minimizando la suma de las desviaciones de cada una de las funciones a construir con
respecto a la frontera. Atendiendo a la implementación de los PS en los trabajos de
Hernández-Sancho et al. (2010), Molinos-Senante et al. (2010) y Molinos-Senante et al.
(Molinos-Senante et al., 2011), las restricciones que han de tenerse en cuenta son las
siguientes:
(i) Todos los resultados obtenidos deben ser menores o iguales que 1.
(ii) La derivada de la función distancia tiene un comportamiento no creciente en
relación con el output deseable.
(iii) La derivada de la función distancia en relación con los outputs no deseados
asegura que éstos tendrán resultado negativo.
(iv) Debe existir homogeneidad de grado 1 de la función.
(v) Debe haber simetría en los parámetros.
En el contexto del presente trabajo se busca la implementación de esta metodología en
el contexto de la depuración de agua residual; siendo el agua depurada el output
deseado, mientras que el nitrógeno y el fósforo son los outputs no deseados; en base a
que su vertido continuo al medio natural provoca un impacto ambiental negativo sobre
el ecosistema receptor.
3. DESCRIPCIÓN DE LA MUESTRA
La muestra que se ha utilizado consta de 24 unidades de análisis que se corresponden
con los datos de 24 EDARs de la Comunidad Valenciana, para el año 2008. El criterio
de selección que se ha seguido es el vertido de su efluente a zonas acuáticas sensibles
(según los criterios que establece el Real Decreto 59/1996, por el que se establecen las
normas aplicables al tratamiento de las aguas residuales urbanas); es por esto que
difieren entre sí en lo que respecta al tipo de tratamiento utilizado: de las 24 EDARs, 8
usan los fangos activos como tecnología de tratamiento, una de ellas usa lagunaje y las
15 restantes usan aireación prolongada. Considerando a la EDAR como un proceso
productivo de agua limpia (output deseado), se producen dos outputs no deseados:
nitrógeno y fósforo; mientras que necesita de energía, personal, reactivos y
mantenimiento para llevar a cabo el proceso de depuración. Se ha seleccionado al
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nitrógeno y al fósforo porque la conservación de zonas sensibles (humedales) implica
evitar que se produzca el fenómeno de eutrofización; es decir, la presencia de nutrientes
en concentraciones altas provoca el crecimiento incontrolado de algas y macrófitos que
modifican las condiciones físico-químicas del ecosistema provocando la muerte de las
plantas y organismos autóctonos. La elevada tasa de muerte junto con su rápida
velocidad de descomposición incrementan sobremanera la cantidad de lodo del sistema
y provocan malos olores; el resultado es que el humedal ha perdido su fauna y flora
característica perdiendo, además, su valor recreativo, agrícola, social y ecológico
(Hernández-Sancho et al., 2010).
La Tabla 1 incluye los parámetros considerados resumidos en forma de su valor medio
y desviación estándar; con respecto a esto señalar que las desviaciones estándar son
mayores al valor medio debido a que la muestra no es homogénea, es decir, que existe
un sesgo significativo gracias a la existencia de valores extremos. Esta es la razón que
explica que la tabla incluya, además, el valor máximo y el mínimo de cada uno de los
inputs y los outputs.
Tabla 1. Descripción de la muestra
Unidad Valor medio Desviación Valor máximo Valor mínimo
Inputs
Energía €/año 85.106,39 169.320,02 724.825,63 1.494,75
Personal €/año 103.019,71 143.940,86 618.199,10 8.098,67
Reactivos €/año 25.224,04 46.985,45 149.627,93 185,00
Mantenim €/año 36.234,43 73.001,22 361.136,90 958,68
Output
deseado
Agua
depurada m3/año 2.240.505 2.373.103 6.763.632 27.858
Outputs no
deseados
N Kg/año 32,08 14,91 57,32 9,99
P Kg/año 5,78 3,86 13,76 0,29
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4. RESULTADOS
Una vez analizada la muestra en función de la metodología anteriormente descrita, los
resultados obtenidos se recogen en la Tabla 2. En función de los trabajos de Van Ha et
al. (2008) y Hernández-Sancho et al. (2010), cabe señalar que los precios sombra de los
outputs no deseados son siempre negativos porque no son outputs que tengan un
mercado. Sin embargo, para los cálculos posteriores del beneficio ambiental se
interpretan de forma positiva porque están representando el daño ambiental evitado al
no verter esos outputs no deseados en el ecosistema receptor.
Tabla 2. Precios sombra de los outputs no deseados en función de la tecnología de tratamiento
Precios sombra (€/kg) Outputs no deseados (mg/L)
EDAR Caudal (m3/año) N P N P
1 694.559,00 -0,48 -0,91 51,72 6,50 2 2.741.069,00 -1,12 -0,60 18,88 4,55 3 5.628.822,00 -1,20 -0,49 23,62 4,04 4 938.343,00 -0,07 -0,14 53,59 11,01
5 27.858,00 -1,00 -1,42 17,67 2,53
6 6.638.543,00 -1,34 -0,26 29,24 5,72
7 356.248,00 -0,24 -0,24 9,99 1,54
8 1.572.483,00 -1,32 -5,54 55,18 13,76
9 785.975,00 -0,31 -1,55 57,32 10,95
10 644.246,00 -0,19 -0,19 15,74 3,85
11 6.763.632,00 -1,23 -0,34 14,43 3,99
12 2.217.638,00 -0,88 -1,04 15,46 1,16
13 5.273.086,00 -1,06 -0,62 33,07 0,29
14 3.090.315,00 -1,21 -1,36 39,77 12,01
15 3.177.240,00 -0,91 -1,10 19,46 4,49
16 7.624.596,00 -0,68 -0,04 42,92 13,43
17 44.561,00 -0,15 -0,36 47,60 5,27
18 1.046.065,00 -1,04 -1,47 40,90 9,03
19 259.087,00 -0,93 -2,21 25,27 3,91
20 883.133,00 -0,57 -0,60 30,01 4,65
21 443.733,00 -0,36 -0,31 21,82 3,11
22 1.181.562,00 -0,98 -1,59 25,24 3,59
23 399.478,00 -0,12 -0,07 52,50 6,02
24 1.339.850,00 -0,56 -0,56 28,48 3,29
MEDIA 2.240.505,08 -0,75 -0,96 32,08 5,78
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Según los resultados de la Tabla 2, muestra la media de los precios sombra para los
outputs no deseados y la cantidad de contaminantes que es eliminada por las 24 EDARs.
Como el caudal de tratamiento varía, los resultados no siguen una tendencia constante,
encontramos mínimos de 0,15 €/kg para el nitrógeno y máximos de 1,57 €/kg para el
fósforo. Sin embargo, tomando como referencia el valor medio vemos que se obtiene un
beneficio ambiental de 0,75 €/kg y 0,96 €/kg si se evita el vertido de nitrógeno y fósforo
(respectivamente) al ecosistema receptor, el cual, al ser una zona sensible es susceptible
de eutrofización. ¿Cuánto supone este beneficio en cifras más manejables? La Tabla 3
recoge qué beneficio se obtendría en €/año si se dejara de verter nitrógeno y fósforo al
ecosistema receptor. En el caso del nitrógeno el beneficio ambiental sería de 63.093,09
€/año y para el fósforo sería de 11.625,68 €/año. Son importantes que demuestran que
estas sustancias causan un daño real sobre el medio ambiente, de modo que si se
implementan estrategias para que desaparezcan del efluente se está produciendo un
impacto positivo sobre la conservación de nuestras zonas sensibles.
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Tabla 3. Beneficio ambiental de la eliminación de los outputs no deseados (€/año)
EDAR Beneficio ambiental N
(€/año) Beneficio ambiental P
(€/año)
1 17.358,01 4.114,69 2 58.195,78 7.429,35 3 159.942,46 11.225,82 4 3.629,33 1.440,57 5 492,25 99,88 6 260.378,55 9.988,13 7 866,54 131,89 8 114.198,61 119.764,03 9 13.879,87 13.361,80
10 1.928,89 471,81 11 119.591,14 9.158,46 12 30.145,67 2.686,21 13 184.228,77 949,17 14 148.699,78 50.404,86 15 55.967,20 15.660,68 16 222.395,22 3.643,95 17 325,82 83,90 18 44.490,67 13.910,38 19 6.080,54 2.240,79 20 15.097,31 2.443,68 21 3.442,03 432,90 22 29.105,93 6.749,74 23 2.442,85 157,28 24 21.350,91 2.466,45
MEDIA 63.093,09 11.625,68
El punto fuerte de los PS es que no se quedan en el simple cálculo de beneficio
ambienta, sino que permiten incluir dicho valor en el Análisis Coste-Beneficio (ACB).
Gracias a esto se puede pasar de una simple cuantificación de los costes y beneficios
contables, sin tener en cuenta ningún aspecto ajeno al capital, a obtener una
cuantificación de los costes y beneficios obtenidos que generaría un proyecto
considerando sus externalidades ambientales (tanto positivas como negativas). Con lo
cual gracias a la inclusión de los PS en el ACB se resuelven las limitaciones asociadas
al cálculo de los beneficios ambientales recogidos en la Directiva Marco del Agua
(Hernández-Sancho et al., 2010).
5. CONCLUSIONES
La necesidad actual de implementar programas de conservación de los ecosistemas hace
que considerar al medio ambiente dentro del proceso de planificación sea primordial
para conocer los impactos que las acciones humanas tienen sobre los ecosistemas.
16
Independientemente de si son positivos o negativos. El uso de los precios sombra como
método de valoración permite conocer cuál es el valor económico de eliminar las
sustancias bajo estudio del medio ambiente. Es decir, ya no solo estamos ante la
evidencia teórica de que la calidad de los efluentes de las EDARs debe ser la máxima,
sino que gracias a los precios sombra conocemos qué valor exacto poseen; permitiendo
una fácil comprensión de los datos fruto de que las unidades en las que vienen
reflejados son fácilmente comprensibles. Nos encontramos ante una metodología
perfectamente aplicable al contexto de las EDARs, de los procesos de reutilización y de
la Directiva Marco del Agua.
El cambio de paradigma para con las EDARs es esencial para comprender el contexto
de aplicación de los precios sombra: la EDAR deja de ser el sumidero del agua residual
para convertirse en una etapa más del ciclo del agua; produciendo agua limpia que
puede ser reutilizada para diferentes procesos. Como todo proceso productivo tiene unos
outputs no deseados (nitrógeno y fósforo) que se han de eliminar de la corriente
principal de agua limpia. Es ahí donde entran en acción los precios sombra y calculan
qué beneficio ambiental se obtiene.
Las 24 EDARs analizadas se sitúan a lo largo de toda la Comunidad Valenciana,
vertiendo sus aguas en las zonas sensibles o bien en su zona de influencia, de forma que
la calidad del tratamiento influye en la calidad del agua del ecosistema. Esto hace que
los resultados aquí obtenidos sean un fiel reflejo de la necesidad de mejora en la calidad
del efluente tratado, y corroboran estudios previos como los de Hernández-Sancho et al.
(2010), cuyos resultados demuestran que el mayor beneficio ambiental (obtenido
también a través de la metodología de los PS) se encuentra en las descargas de agua
tratada sobre los humedales; debido a su sensibilidad a la presencia de contaminación
por nutrientes.
Teniendo en cuenta que las características del agua tratada en la EDAR y el caudal de
tratamiento influyen en la variabilidad de los PS, la eliminación del nitrógeno y el
fósforo supone un beneficio ambiental significativo para las zonas sensibles del área
mediterránea, las cuales ya se caracterizan por una fuerte influencia antrópica. Razón
17
por la cual, las medidas a futuro que se implementen para conservar estos ecosistemas
deben tener en cuenta las externalidades negativas que supone la llegada de agua de
mala calidad, y buscar, a través de la implementación de los PS, medidas que consigan
el máximo beneficio ambiental al eliminar los contaminantes del agua depurada.
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