INSTRUMENTOS DE INTERVENCIÓN MEDIOAMBIENTAL

Revista

JUS ET SOCIETATIS

ISSN 1980 671X

 

Jaime Fernãndez Orte.

Doctor en Derecho. Licenciado en Ciencias Económicas y en Administración y Dirección de Empresas 

Resumen 

Dentro de las muchas clasificaciones que ha adoptado la doctrina para establecer los diferentes medios de intervención medioambiental, nos inclinamos por la clasificación genérica que divide los mismos, en preventivos y represivos. Esto porque la distinción entre instrumentos preventivos y represivos posee la ventaja de posibilitar una diferenciación entre medidas civiles, penales e administrativas. En nuestro ordenamiento jurídico, los mecanismos de respuesta que ofrece el derecho civil ante comportamientos que supongan un deterioro medioambiental son tres: la prohibición del abuso del derecho del artículo 7.2 del Código Civil; la regulación de las relaciones de vecindad prevista en el artículo 590 del Código Civil junto con la responsabilidad por los daños derivados, recogida en los apartados 2 y 4 del artículo 1908 del Código Civil; y, la responsabilidad civil extracontractual del artículo 1902 del Código Civil.

Palabras-clave. Medio Ambiente. Derecho. Intervención preventiva y represiva.

Resumo

Dentro das muitas classificações que tem adotado a doutrina para estabelecer diferentes meios de intervenção em matéria de meio ambiente, nos inclinamos para a classificação genérica que divide estes meios em preventivos e repressivos. Isto porque a distinção entre instrumentos preventivos e repressivos possui a vantagem de possibilitar uma diferenciação entre medidas civis, penais e administrativas. Em nosso ordenamento jurídico, os mecanismos de resposta oferecidos pelo direito civil frente a comportamentos supostamente deteriorantes do meio ambiente são três: a proibição do abuso do direito do artigo 7.2 do Código Civil; a regulação das relações de vizinhança prevista no artigo 590 do Código Civil junto com a responsabilidade por danos derivados, compilada nos incisos 2 e 4 do artigo 1908 do Código Civil; e a responsabilidade civil extracontratual do artigo 1902 do Código Civil.

Palavras-chave. Meio Ambiente. Direito. Intervenção preventiva e repressiva.

I. Introducción

Aunque esta clasificación, presenta algunos inconvenientes, debido a que determinados instrumentos represivos pueden alcanzar relevancia preventiva, como sucede con la prevención general de las sanciones administrativas o con el delito en materia medioambiental.1

La distinción entre instrumentos preventivos y represivos posee la ventaja de adaptarse a las técnicas que recoge el artículo 45 en los apartados 2 y 3, esto es, a las técnicas preventivas y represivas (JORDANA FRAGA, 1995).  Primero nos referiremos a las técnicas represivas, dentro de  las cuales, cabe diferenciar entre las medidas civiles, penales y administrativas. Posteriormente haremos referencia a las medidas preventivas, para lo cual diferenciaremos entre  medidas directas o medidas indirectas, más conocidas estas últimas como instrumentos de mercado. Y concluiremos, con la comparación entre las medidas directas e indirectas.

1. MEDIDAS REPRESIVAS 

 

1)      Ámbito civil   

En nuestro ordenamiento jurídico, los mecanismos de respuesta que ofrece el derecho civil ante comportamientos que supongan un deterioro medioambiental son tres: la prohibición del abuso del derecho del artículo 7.2 del Código Civil; la regulación de las relaciones de vecindad prevista en el artículo 590 del Código Civil junto con la responsabilidad por los daños derivados, recogida en los apartados 2 y 4 del artículo 1908 del Código Civil; y, la responsabilidad civil extracontractual del artículo 1902 del Código Civil.2

A)    La responsabilidad civil extracontractual

Mediante el sistema de responsabilidad civil se obliga al causante del daño al medio ambiente a pagar su reparación o a indemnizar los perjuicios causados en caso de que la reparación resulte imposible, cuando no concurren los elementos necesarios para reprimir la conducta con una sanción penal o administrativa. Esta responsabilidad civil puede responder a dos modelos diferenciados. El primero, el modelo de la responsabilidad civil subjetiva, en el que para exigir responsabilidad al autor del comportamiento lesivo es necesario demostrar la existencia de culpa o negligencia por parte del responsable del hecho dañoso.   El segundo, el modelo de la responsabilidad civil objetiva, en el que se atribuye la responsabilidad al autor del comportamiento que ha originado el daño por el simple hecho de haberse producido el mismo, prescindiendo de la apreciación de si ha concurrido culpa o negligencia3

En nuestro ordenamiento, se recoge el primero de los modelos, a tenor de lo que establece el artículo 1902 del Código Civil: “el que por acción u omisión causa un daño a otro, interviniendo culpa o negligencia, está obligado a reparar el mal causado”. De acuerdo con una jurisprudencia reiterada4, los elementos necesarios que deben concurrir para que pueda exigirse esta responsabilidad civil son, los siguientes: 

-  la existencia probada de una acción u omisión culposa o negligente 

-  la realidad del daño.     

-  y la existencia de nexo causal entre el daño y el comportamiento de la persona a la que se atribuye.                                             

Ahora bien, la posibilidad de utilizar las acciones de responsabilidad civil, para la reparación de los daños ocasionados al medio ambiente se encuentra en la práctica con grandes obstáculos: 

- el carácter colectivo o difuso de los bienes normalmente implicados en la protección  ambiental dificulta con frecuencia la prueba de la existencia de un daño efectivo.

- dificultad de probar con frecuencia la prueba de la culpabilidad o ilicitud de la conducta o de la relación de causalidad entre la acción u omisión ilícita y el daño causado (LOZANO CUTANDA, 2003, p. 178). 

A pesar de las anteriores exigencias, los Tribunales han recurrido a múltiples matizaciones, en su afán de proteger a quienes sufren daños ajenos (MARTÍN MATEO, 1991). Así como ha indicado el propio Tribunal Supremo (STS de 31 de mayo de 1995, FJ 8º)5, la jurisprudencia ha evolucionado en el sentido de objetivizar la responsabilidad extrancontractual, lo cual permite abrigar esperanzas hacia la utilización del sistema de responsabilidad como instrumento corrector de los perjuicios medioambientales.6

Por otro lado, nuestra legislación sectorial, si que ha recogido la responsabilidad objetiva de forma expresa7. Si bien se echa en falta una regulación de carácter general. En este sentido es interesante la Directiva sobre responsabilidad medioambiental en la prevención y reparación de daños ambientales8,  que tendrán que incorporar a su legislación los Estados miembros, a más tardar el 30 de abril de 2007. Del ámbito de aplicación de la Directiva se han excluido las lesiones causadas a las personas, los daños causados a la propiedad privada, todo tipo de pérdida económica y los derechos relativos a estos tipos de daños.9

En relación al sistema de responsabilidad, la Directiva reduce el régimen de responsabilidad medioambiental objetiva a los procedentes de actividades peligrosas o potencialmente eligrosas enumeradas en el Anexo III de la misma. A pesar de todo, como se reconoce en la Exposición de Motivos de dicha Directiva10, no es posible subsanar todas las formas de daños medioambientales a través del mecanismo de la responsabilidad. Para que ésta sea eficaz, es preciso que pueda identificarse a uno o más contaminantes, los daños deben ser concretos y cuantificables y es preciso establecer un vínculo causal entre los daños y los contaminantes identificados. Por consiguiente, se señala que la responsabilidad no es un instrumento adecuado para abordar la contaminación de carácter extendido y difuso, cuando sea imposible asociar los efectos medioambientales negativos con actos u omisiones de determinados agentes individuales. 

B)     Las relaciones de vecindad      

La regulación de las mismas en nuestro ordenamiento, proviene de las exigencias de la primera civilización industrial (MARTÍN MATEO, 1991). Al respecto, hay que destacar dos artículos fundamentales a ellas dedicados: el artículo 590 del Código Civil que establece:  “Nadie podrá construir cerca de una pared ajena o medianera, pozos, cloacas, acueductos, hornos, chimeneas, establos, depósitos de materias corrosivas, artefactos que se muevan por el vapor o fábricas que por sí mismas o por sus productos sean peligrosas o nocivas, sin guardar las distancias prescritas por los reglamentos y usos del lugar y sin ejecutar las obras de resguardo necesarias, con sujeción en el modo a las condiciones que los mismos reglamentos prescriben. A falta de reglamentos se tomarán las precauciones que se juzguen necesarias, previo dictamen pericial, a fin de evitar todo daño a las heredades o edificios vecinos”.11

Y el artículo 1908 del Código Civil, que recoge que igualmente responderán los propietarios de los daños causados:   

2.° Por los humos excesivos, que sean nocivos a las personas o a las propiedades.  

4.° Por las emanaciones de cloacas o depósitos de materias infectantes, construidos sin las precauciones adecuadas al lugar en que estuviesen. 

No obstante, esta normativa, como ha indicado MORENO TRUJILLO (1991)  presenta hoy día graves problemas de aplicabilidad: el sentido interindividual de las relaciones de vecindad; la exigencia de colisión entre derechos de propiedad iguales y paralelos, manifestando el predominio del significado real y no personal de las relaciones de vecindad; la contigüidad de las fincas, o por lo menos proximidad, y las referencias al cumplimiento de Reglamentos y otras disposiciones de tipo administrativo, lo que excusaría de condena a ciertos resultados lesivos.12

Mediante esta vía, existe la posibilidad del resarcimiento de daños y la imposición de medidas correctoras e incluso la paralización de las actividades perturbadoras (MARTÍN MATEO, 1991).  

C)    El abuso del derecho 

Este principio rector de nuestro ordenamiento está recogido en el artículo 7.2 del Código Civil. Según el mismo,  “La ley no ampara el abuso del derecho o el ejercicio antisocial del mismo. Todo acto u omisión que por la intención de su autor, por su objeto o por las circunstancias en que se realice sobrepase manifiestamente los límites normales del ejercicio de un  derecho, con daño para tercero, dará lugar a la correspondiente indemnización y a la adopción de las medidas judiciales o administrativas que impidan la persistencia en el abuso”.   

La prohibición del artículo 7.2 presenta como ha señalado MORENO TRUJILLO (1991) grandes ventajas13:  se consigue a través de este instrumento la protección de intereses, como los colectivos o sociales; importa el daño social que la conducta del sujeto, puede provocar en el ejercicio, en principio lícito, de sus potestades; entra en juego en aquellos casos en que no proceda la responsabilidad culposa o negligente del artículo 1902 del Código civil, y es un instrumento eficaz de tutela (especialmente preventiva) de la calidad medioambiental, gracias a sus mecanismos jurídicos de aplicación, defensa y reparación.

A modo de conclusión, consideramos que la responsabilidad civil derivada de daños al medio ambiente, sin ser la panacea que resuelva todas las agresiones al medio ambiente, si es un instrumento normativa eficaz para ello, que complementa a otras normas jurídicas (TRABADO ÁLVAREZ, 2001). 

Quizás debido a una extendida creencia, según la cual la Administración es responsable política y jurídica de todo acontecer socialmente negativo, la jurisdicción civil ha sido poco utilizada. A pesar de que, en muchas ocasiones, ni la Administración responde con la diligencia debida a las denuncias, ni la jurisdicción contencioso-administrativa puede resolver algunos daños (LOPERENA ROTA,  1996), y si puede, suele ser muy lenta debido al ingente número de casos que tiene que conocer (JUNCEDA, 1991).  

2)             Ámbito administrativo 

Si bien las normas de Derecho privado pueden suministrar un apoyo para la exigencia de responsabilidades, será difícil aplicar en muchas ocasiones la vía civil debido a la dificultad de determinar quiénes14 y en qué medida han causado los daños y hasta qué punto éstos trascienden en términos patrimoniales evaluables, a las economías individuales (MARTÍN MATEO, 1991).

Por ello, debido a esta insuficiencia de la regulación civil, junto con la proliferación de las situaciones desequilibradoras del medio, va a determinar que se ponga en movimiento otros tipos de mecanismos jurídicos en bases a los cuales los poderes públicos van a intervenir en el medio ambiente, pasando del daño individualmente considerado al daño colectivo y a la acción preventiva, los cuales pudieron aplicarse merced a la irrupción del Derecho administrativo en el escenario jurídico (CARDELUS, 1983). 

Los mecanismos más importantes de represión administrativos son: las multas, la clausura de la actividad, la caducidad de la autorización, el decomiso, la restitución y reposición y las indemnizaciones (CARDELUS, 1983). 

Las sanciones pecuniarias suelen ser la forma más comúnmente utilizada a la hora de reprimir las conductas en contra del medio ambiente. La clausura de la actividad y la caducidad de la autorización entran dentro de aquellas medidas que consisten en la suspensión o restricción de un derecho o de la autorización para el ejercicio de un derecho o en actos de reproche. La clausura de la actividad se puede considerar como la medida sancionadora más contundente y, posiblemente, la más eficaz. También se suele recoger, si las circunstancias lo exigen, la confiscación o el decomiso. La sanción administrativa, por su parte, suele llevar aparejada la obligación de restituir la situación medioambiental alterada por el infractor a su estado originario o, si esto no es posible, de indemnizar los daños y perjuicios (LOZANO CUTANDA, 2002).

Por otro lado, la Ley 30/1992, de 26 de noviembre, de Régimen Jurídico de las Administraciones Públicas y del Procedimiento Administrativo Común, ha incorporado a la legislación el principio conocido como non bis in idem, que fue reconocido desde sus primeras Sentencias por el Tribunal Constitucional (en concreto en el FJ 4º de la STC 2/1981, de 30 de enero), y que supone que no puede imponerse dos sanciones – administrativas o una administrativa y otra penal - simultáneamente por unos mismos hechos, realizados por el mismo sujeto y con identidad de  fundamentos.

El problema es de vital importancia, ya que ante una conducta susceptible de constituir una infracción penal o administrativa, el único criterio que establece el Código Penal (Ley Orgánica 10/1995, de 23 de noviembre) para marcar  la frontera entre la infracción penal y la administrativa es el de la gravedad y es éste un concepto jurídico indeterminado cuya indeterminación ofrece un margen muy amplio, por lo que genera ambigüedad, y por tanto inseguridad jurídica. Pudiendo darse el caso que la Administración no paralizase un expediente sancionador, aún concurriendo las circunstancias de gravedad previstas en la legislación penal (LOZANO CUTANDA, 2003). 

El Tribunal Constitucional en el FJ 5º de la STC 177/1999, de 11 de octubre, afirmó que desde el momento en que se  ha impuesto una  sanción administrativa firme, la aplicación del principio non bis in idem impide la sanción penal de los mismos hechos.

De prosperar la tesis sostenida en dicha Sentencia, nos encontraremos con la imposibilidad de los Tribunales de ejercer su función constitucional de impartir justicia en todos aquellos casos en que la Administración no se inhiba de sancionar conductas administrativas que igualmente son merecedoras de ser perseguidas y castigadas penalmente (TRABADO ÁLVAREZ, 2001). 

Además, la jurisdicción penal no se ve en modo alguno condicionada por la calificación o sanción previa que de la conducta haya realizado la Administración, ya que los Juzgados o Tribunales disponen de mecanismos para tener en cuenta, la previa sanción administrativa, por ejemplo, la  conmutación de la sanción administrativa o la deducción de la pena impuesta de las cantidades ya abonadas como sanción administrativa (LOZANO CUTANDA, 2002).  

Por suerte, el Tribunal Constitucional cambió de parecer en la STC 152/2001, de 2 de julio, en la que inadmitió la demanda de amparo por conculcación del principio non bis in idem en un caso similar aunque referido al ámbito de la circulación vial.

Como conclusión, pensamos que la utilización por parte de la Administración de las medidas represivas, han de suponer una  aportación sólo excepcional al establecimiento de una eficaz disciplina medioambiental. Si el incumplimiento es generalizado, lo que desgraciadamente suele ser el caso, y si la propia Administración  está convencida de  la prevalencia sobre los intereses medioambientales de los económicos o de los de otro orden, la represión carece de sentido (MARTÍN MATEO, 1991).  

3)   Ámbito penal 

La represión penal de las conductas más graves contra el medio ambiente ejerce en nuestro ordenamiento una función subsidiaria del sistema jurídico-administrativo, a través de la fórmula de leyes en blanco15.  No obstante, en otros países como en Dinamarca, Holanda, Portugal, etc., el modelo adaptado es independiente de las medidas administrativas.  A este respecto, y siguiendo la opinión mayoritaria (MATÍN MATEO, 1991), nos manifestamos en defensa de la accesoriedad e intervención mínima del derecho penal, ya que de esta forma se permite una válida adecuación de la norma a la realidad social de cada momento, evitando que el tipo penal se convierta en obsoleto. Hay autores (TRABADO ÁLVAREZ, 2001), sin embargo, que censuran la técnica de la ley penal en blanco, y de la accesoriedad de la ley penal, ya que según los mismos va en contra del principio de seguridad jurídica y de la observancia del principio de legalidad16.

Cuestión aparte, es que el carácter colectivo de los intereses medioambientales ha inducido para su tutela el tipo penal abierto en el que las disposiciones sancionadoras se limitan a describir genéricamente las conductas ilícitas dejando en  manos del juez su determinación concreta. Lo que supone como recoge PÉREZ LUÑO (1996) un debilitamiento del “garantismo penal”, y que en un extremo puede deslizarse hacia formas del denominado “Derecho penal simbólico”, es decir, hacia normas penales que carecen de posibilidades reales de ser eficaces. Por otra lado, para poder imputar a una persona un presunto delito medioambiental, el proceso suele ser bastante complicado.

Así respecto a la relación de causalidad, pueden surgir problemas derivados de la constatación del hecho de la contaminación, del traslado de la contaminación e incluso de la conducta manipuladora del sujeto activo. Después hay que establecer si la conducta afectó al bien jurídico o bien si se puso en peligro concreto el mismo. Además de la difícil identificación del sujeto activo, ya que estos delitos se suelen cometer en el ámbito de la empresa (estructura organizada)17. En la Unión Europea la protección del medio ambiente a través del derecho penal, se está realizando por dos vías (BUJOSA VADELL, 2005). La primera, en el ámbito de la cooperación judicial en materia penal18  y la segunda, que es la que a nosotros nos interesa, dentro de las política de medio ambiente de la Unión.

Por lo que se refiere a la segunda vía, la tipificación actual de los delitos relativos al medio ambiente puede verse en un futuro próximo modificada, con la adición de nuevos tipos penales, si prospera la Propuesta de Directiva del Parlamento Europeo y del Consejo relativa a la protección del medio ambiente por medio del derecho penal19, cuyo objetivo es asegurar una aplicación más efectiva del Derecho comunitario relativo a la protección del medio ambiente estableciendo en la Comunidad un conjunto mínimo de delitos20 y deja, por consiguiente, a los Estados miembros la posibilidad de introducir o aplicar, en aras de la protección del medio ambiente, otras sanciones para delitos diferentes de los mencionados en la Directiva21. La mayoría de las conductas penalizadas en dicha Propuesta ya lo están por nuestra normativa. Sin embargo, hay otras que no están contempladas en nuestra  legislación como el comercio o el uso de sustancias que agotan la capa de ozono22. Además se prevé que si como consecuencia de una sanción penal se determina la privación de libertad, la misma puede dar lugar a la extradición o a la entrega si la legislación nacional de un Estado miembro lo permite23. 

Como rasgos positivos de las sanciones penales, conforme a lo que se señala en la Exposición de Motivos de esta Propuesta24, se pueden destacar los siguientes: demuestran una desaprobación social de naturaleza cualitativamente diversa a las sanciones administrativas o a un mecanismo de compensación conforme al Derecho civil; permiten utilizar métodos de investigación y ayuda más efectivos que las herramientas disponibles en la cooperación administrativa; la responsabilidad para investigar y para hacer cumplir el respeto de reglamentos ambientales recae en las autoridades, que son independientes de las que conceden permisos de explotación y autorizaciones de vertidos ; son más disuasorias para aquellas actividades que, pueden causar o causen el deterioro significativo del medio ambiente.

2. MEDIDAS PREVENTIVAS

1)      Medidas directas

Dentro de las mismas, haremos referencia a algunos instrumentos tradicionales de prevención, en concreto a la autorización, a la demanialización, a la planificación y a la protección territorial, para acabar con un instrumento específico de carácter medioambiental, la evaluación de impacto ambiental.       

A)    La autorización

Por medio de la misma, se pretende controlar las actividades potencialmente agresoras del medio ambiente antes de que éstas comiencen25. Aunque a menudo esa voluntad de control se extiende al ejercicio sucesivo de la actividad autorizada de que se trate (JORDANA FRAGA, 1995).

A este respecto, el cumplimiento de la reglamentación inicial no suele plantear problemas. Pero, cuando la regulación cambia y es más exigente y no hay compensaciones económicas, como ha expresado MARTÍN MATEO (1991, p. 113), el problema se complica, ya que  la “inercia de los derechos adquiridos sumada a la resistencia jurisdiccional a admitir la imposición unilateral de nuevas cargas económicas hacen fracasar en la práctica iniciativas administrativas tendentes a la reconformación de la actividad”. 

Como salida ante estas dificultades la figura de la autorización se ha tenido que complementar y remodelar, dando lugar a nuevas figuras: el establecimiento de estándares, la regulación de las características de las materias primas, las homologaciones o la imposición de niveles tecnológicos (MARTÍN MATEO, 1991). 

El establecimiento de estándares no es una tarea sencilla, ya que presenta varios inconvenientes, como la complicación técnica que supone establecer unos niveles realistas que ni sean demasiado tolerantes ni tan utópicos que las empresas no puedan cumplir, hecho este que se produce con gran reiteración en la normativa, sobre todo cuando se copian las disposiciones de otros países. Además los niveles fijados por la norma son rápidamente cambiantes, y el sistema requiere una constante actividad inspectora por parte de la Administración, que pocas veces cuenta con los medio técnicos y humanos suficientes (CARDELUS, 1983). 

La regulación de las características de las materias primas, por su parte, no es más que una especificidad de la figura anterior, ya que se circunscribe a los factores empleados en la actividad y concretamente a los materiales utilizados.

Las homologaciones, por su lado, consisten en comprobaciones por parte de la Administración de las características de ciertos procesos o dispositivos que pueden producir emisiones no deseables. Mientras que con la imposición de niveles tecnológicos, se trata de incentivar el desarrollo científico, a través de la imposición a las actividades controladas por la Administración de la mejor  tecnología existente.

Para acabar con esta figura, y conectada con la misma, se sitúan la prohibición que implica la imposibilidad de obtener autorización o la declaración de ilicitud posterior de conductas no previamente autorizadas; y la dispensa, que funciona como una excepción legitimadora de lo prohibido o de lo que no sería normalmente autorizado (MARTÍN MATEO, 1991).  

B)     La demanialización   

En principio, con la demanialización de los bienes se persigue en general un mayor control en la administración de los mismos, garantizándose que su gestión se acomode en todo momento al interés público (CARDELUS, 1983). Por ejemplo, en nuestro ordenamiento, en el artículo 133 de la Constitución se adscribe directamente al dominio público la zona marítimo-terrestre, las playas, el mar territorial, los recursos de la zona económica y la plataforma continental y además los que determine la ley, abriendo la puerta a nuevas declaraciones demaniales.

El problema que plantea esta técnica, es que el dominio público se suele otorgar a través de una concesión y una vez otorgada se suele desentender de la misma, ya que supone unos medios y unos intereses que no poseen (CARDELUS, 1983). Por lo que no parece ser una medida muy eficaz de prevención medioambiental.

C)     La planificación y protección territorial 

La planificación, más que una técnica en concreto, es un conjunto de ellas, ya que por medio de la misma a menudo se marca el juego y alcance de otros instrumentos jurídicos. Lo que en principio puede ser ventajoso, ya que permite articular la protección medioambiental con otros intereses públicos que se hacen efectivos sobre el territorio y los recursos naturales JORDANA FRAGA, 1995). 

Es inusual que se redacten planes con contenido exclusivamente medioambiental e integradoras de todos los elementos del medio, aunque no debe desecharse tal posibilidad. En materia medioambiental es más frecuente la existencia de planes específicos26  para resolver problemas concretos (CARDELUS, 1983). 

Por lo que se refiere a la protección territorial, los espacios naturales protegidos representan el modelo más intenso de protección espacial27, dado que con ellos lo que se pretende conservar es precisamente el territorio y los elementos medioambientales que contiene. Aunque también se puede plantear una protección territorial de distinto signo sobre una zona, pero con la finalidad de conservar no todo el territorio, sino uno o alguno de sus elementos, incluyéndose en este ámbito la mayoría de  las acciones territoriales de carácter medioambiental (CARDELUS, 1983).    

D)    La evaluación del impacto ambiental 

Dentro de las técnicas medioambientales, hay que destacar la evaluación del impacto ambiental28. Con la misma lo que se pretende es determinar con cierta precisión las repercusiones medioambientales que una acción de importancia va a ejercer29, con el fin de que la autoridad administrativa posea los elementos de juicio suficientes para decidir acerca de la conveniencia del proyecto, y, sobre todo, de las medidas correctoras que deban imponerse para corregir los efectos negativos. 

Por ello, el objeto del estudio no debe limitarse a la mera contaminación u otros aspectos medioambientales, sino que se contempla con el examen del medio sociológico, el económico, etc., de tal manera que la evaluación viene a ser el diagnóstico integral de la zona antes y después de producirse la acción prevista (CARDELUS, 1983). El procedimiento de impacto ambiental tiene dos fases  bien diferenciadas: el estudio de impacto ambiental y la declaración de impacto ambiental. 

El estudio del impacto ambiental es un informe que ha de realizar la entidad pública o privada que pretenda ejecutar un proyecto sometido al régimen de evaluación. El contenido del estudio persigue recabar toda la información necesaria a efectos  de  toma de la  ulterior decisión.

La declaración de impacto ambiental es el objetivo y fin último que persigue el procedimiento de evaluación. Se trata de un acto administrativo del órgano ambiental por el que se determina la conveniencia o no de realizar el proyecto y se fijan las condiciones que deben establecerse en  orden a la adecuada protección del medio ambiente (JORDANA FRAGA, 1995). 

Entre los inconvenientes posibles de las evaluaciones MARTÍN MATEO (1991, p. 319) ha citado:  “ los costos implicados en la propia redacción de la evaluación de impacto ambiental; el retraso en la realización de los proyectos afectados, con los mayores gastos que ello supone; planteamientos de litigios, con lo que se induciría también en aumentos de costes por gastos procesales y dilaciones y desnaturalización de las mismas al ser utilizadas, bien por las autoridades, bien por grupos de interés, para evitar por motivos extraambientales que algunos proyectos sigan adelante”.

Para concluir, hay que destacar que los métodos directos presentan ciertas ventajas vistos desde el lado medioambiental, puesto que definen directamente los objetivos sin necesidad de considerar los mecanismos a través de los cuales el contaminador reacciona para ajustarse a las medidas medioambientales. Por esta razón, se ha dicho que los controles o la reglamentación directa es el procedimiento de mayor seguridad para prevenir procesos irreversibles de degradación medioambiental o contaminaciones intolerables (mercurio, cadmio...). Asimismo suele señalarse que este sistema es el preferido por los administradores, porque quedan definidos con claridad objetivos y conceptos dentro del marco jurídico-administrativo existente. Además para los empresarios y particulares también es  el sistema preferido ya que por un lado, una vez realizadas las adaptaciones precisas para cumplir las normas, no tendrán otros deberes y obligaciones que cumplir y por otro, porque sus efectos sobre los precios y el cierre de empresas parecen menores que cuando se utilizan sistemas de precios (GONZÁLEZ FAJARDO, 1987).

Sin embargo, no todo son ventajas. La eficacia de los  métodos directos desde el punto de visto económico, es, relativamente baja, porque si los normas reguladoras no pueden adaptarse a las condiciones específicas de cada contaminador, se corre el riesgo de lograr una calidad medioambiental determinada a un coste mayor para la sociedad en su conjunto que mediante otros instrumentos (impuestos, por ejemplo). Al mismo tiempo, el carácter inflexible de los métodos directos no ofrece incentivos que induzcan al contaminador a introducir modificaciones para reducir la contaminación por debajo de los niveles fijados en la norma correspondiente una vez que éstos han sido alcanzados (GONZÁLES FAJARDO, 1987). 

2) Medidas indirectas  (los instrumentos económicos) 

El tema del medio ambiente es objeto de atención por parte de los economistas desde hace bastante tiempo. La idea esencial es que el medio ambiente tiene un valor económico en cualquiera de sus manifestaciones, susceptible de medida y, por tanto, influenciable en su comportamiento, situación y efectos a través de instrumentos económicos. Sobre éstos, MARTÍN MATEO (1991, 121), ha manifestado que “constituyen un auténtico cajón de sastre donde se engloban acciones públicas que tienen en común el propósito de corregir indirectamente las disfunciones ambientales del sistema de precios, sin imponer directamente determinadas conductas”.  

A)    El “Teorema” de Coase 

Tradicionalmente, se han justificado los instrumentos económicos de la política medioambiental por la necesidad de solucionar una serie de fallos de mercado cuyo origen era la inexistencia de derechos de propiedad privados claros sobre ciertos bienes (aire, agua, luz etc.), o por la aparición de los denominados “efectos externos” negativos (causados por la contaminación medioambiental) (GAGO RODRÍGUEZ y LABANDEIRA VILLOT, 1997).

En este último caso, una de las medidas posibles a adoptar, consistiría en la “internalización” de las externalidades para lograr que los precios reflejen todos los costes y beneficios marginales de una actividad, tanto internos o privados como externos, de forma que la actividad generadora de externalidades se ajuste a su nivel eficiente (CARBAJO VASCO, 1995).

No obstante, COASE en 1960 sostuvo que en determinadas ocasiones no era precisa la intervención gubernamental para alcanzar el nivel óptimo de optimización (externalidad). Como ejemplo, expuso el caso del ganado errabundo que destruye cultivos que crecen en terrenos cercanos: “(...) Creemos que queda claro que si el ganadero responde de los daños causados y si el sistema de precios funciona suavemente (es decir, que el sistema de precios no lleva consigo costes), la reducción del valor de producción en otros lugares se tendrá en cuenta al calcular el coste adicional implicado por el aumento del tamaño del rebaño. Este coste se sopesará frente al valor  de la producción adicional de carne, y dada una competencia perfecta dentro de la industria ganadera, la asignación de recursos en la cría de ganado será óptima” (COASE, 1981, p. 248).

 

Sin embargo, hay que señalar lo que manifiesta más tarde: “Está claro que el Estado dispone de poderes que podrían permitirle conseguir que algunas cosas se hagan con un coste menor que el de una organización privada. Pero la máquina administrativa del Estado no opera sin costes. Además, no existen  razones para suponer que las regulaciones restrictivas y zonales, (...), van a ser necesariamente siempre las que aumentan la eficiencia con que opera el sistema económico. Por otra parte, esas regulaciones generales (...) serán impuestas en algunas circunstancias en las que resultan claramente inapropiadas. De estas consideraciones se desprende que la regulación estatal directa no dará necesariamente resultados mejores que el dejar que el problema sea resuelto por  el mercado o  por la empresa. Pero, igualmente, no existen razones para que, llegado el caso, esa reglamentación administrativa del Estado no vaya a conducir a una mejora de la eficiencia económica” (COASE, 1981, p. 256).  

De acuerdo con lo anterior, algún autor30 no ha dudado en señalar que COASE ya aceptó que la solución que él proponía era difícilmente llevable a la práctica, por lo que terminaba reconociendo la necesidad de cierta intervención estatal en la mayoría de los casos (en todos aquellos en los que no se pueda llegar a un acuerdo entre las partes  o en los que la consecución de éste sea muy onerosa) en los que existía de por medio una externalidad negativa.

Las objeciones que se pueden poner a esta propuesta son varias como ha afirmado CASTILLO LÓPEZ (1999). En primer lugar, el análisis de COASE está realizado en un marco de competencia perfecta (en la que todos compiten en igualdad de condiciones en el mercado), pero la competencia perfecta está muy lejos del mundo real. 

En segundo lugar, la presencia de importantes costes de transacción (los costes de información, costes de decisión y negociación y costes de vigilancia y cumplimiento) puede constituir un obstáculo para que se alcance un acuerdo entre contaminadores y contaminados mediante un proceso de negociación. Incluso, como señala el mismo autor, aunque los costes de transacción fuesen menores que los beneficios que se podrían obtener de una negociación, puede que no se alcance el acuerdo, ya que en muchas ocasiones no resultan adecuados los criterios basados únicamente en la eficiencia a corto plazo, por tratarse de personas afectadas que no hayan nacido todavía; y si se trata del uso de recursos de libre acceso, como ningún individuo tiene en exclusiva el derecho a utilizarlo, existen dificultades para definir quién tiene que negociar con quién. Finalmente, en la mayor parte de los casos de contaminación, resulta muy difícil identificar a los contaminadores y a los contaminados. Con frecuencia, ni los propios afectados son conscientes de la fuente de contaminación que sufren, ni los contaminadores del daño que están produciendo. El mecanismo de la negociación es útil sólo cuando las partes implicadas y los miembros de cada una de ellas no son muy numerosos, debido al coste de la acción colectiva y al problema de que los recursos suelen ser de libre acceso. 

B)    Los permisos de contaminación 

Un sistema para reducir la contaminación y así alcanzar el nivel de producción eficiente es vender a los productores permisos para contaminar31, sistema que algunos autores (VAQUERA GARCIA, 1999) califican de solución híbrida, al combinar aspectos de la regulación y la tributación. La creación de mercados de permisos negociables, fue propuesta por vez primera por J. H. Dales  en su obra “Pollution, Property and Prices” en 1968, y consiste en la fijación de un tope de emisión contaminante por la autoridad en función de los objetivos que éste se haya propuesto, emitiéndose derechos de contaminación de igual cuantía equivalentes al montante total del tope propuesto, que se distribuyen entre las empresas contaminantes y posteriormente, se negocian en un mercado creado al efecto.  Existen, tres posibles formas de desarrollar un mercado de permisos negociables (FERNÁNDEZ- BOLANOS VALENTÍN, 2001):  

a) Sistema de permisos ambientales o zonales, en el que lo que se pretende es definir los permisos en función de la contaminación de cada área contaminada con el objetivo de poder conseguir la calidad medioambiental en ese área. Este sistema es cómodo para la agencia gubernamental emisora, puesto que, una vez establecido el mercado y asignados los derechos, su labor ha finalizado. Sin embargo, es poco conveniente para las empresas contaminantes, puesto que la posesión de la cartera de permisos adecuada se convierte en un serio problema debido a que puede existir un número de receptores muy elevado.

b)  Sistema de permisos de emisión, en el que los permisos se definen en función de los niveles de emisión de contaminantes, con el objetivo de reducir las emisiones totales en una zona determinada. En este caso, para las empresas es más conveniente ya que su problema se limita a decidir si, desde la perspectiva de los costes, es más o menos conveniente la posesión de permisos o la instalación de mecanismos reductores de la contaminación. Sin embargo, la información de la autoridad emisora de los permisos deberá ser mayor, puesto que debe delimitar las zonas de emisión, que podrían, además, cambiar con el  tiempo.

c) Sistema de permisos mixtos. En éste, los permisos se definen en términos de emisión de contaminantes pero su libre intercambio en el mercado está restringido por la imposibilidad de que, como resultado de la compraventa, el estándar  de calidad medioambiental en el punto receptor sea peor. Este sistema recoge lo mejor de los dos anteriores, puesto que los requerimientos de información de la autoridad medioambiental para poner en marcha el sistema no son muy elevados y, al mismo tiempo, las empresas contaminantes pueden operar en un único mercado sin tener que preocuparse por la situación de los puntos receptores más que cuando realice intercambio de permisos.

Una vez que se ha elegido el sistema, hay que decidir cómo repartir los permisos entre las empresas, para lo que se han planteado dos posibilidades (FERNANDEZ-BOLAÑOS VALENTIN, 2001). La primera consistiría en llevar a cabo un reparto inicial gratuito, lo que tiene la ventaja de no provocar cargas adicionales a las empresas, pero el inconveniente de no seguir el principio de “quien contamina paga”. Y la segunda consistiría en emitir los permisos por medio de una subasta, en el que se aplicaría el principio de “quien contamina paga”, ya que el precio de éstos se establecería en función de la demanda de las empresas.  Las ventajas de los permisos respecto a la regulación directa (estándares) y/o a los impuestos pueden resumirse en las siguientes, siguiendo a CASTILLO LÓPEZ (1999, p. 52):  “1.  Minimizan los costes totales de reducción de la contaminación, con relación a la regulación directa Los intervinientes en el mercado mejorarían su posición con la realización de transacciones con permisos.  2.  El sistema de permisos transferibles, del mismo modo que los impuestos y otros instrumentos económico-financieros, constituye un incentivo para la utilización de tecnologías limpias, si bien los permisos desempeñan este papel continuamente. 3.  Flexibilidad (tanto temporal como espacial) para alterar los objetivos medioambientales, tanto para el Gobierno como para otros agentes sociales interesados y, derivado de ello, constituye un instrumento al servicio de la política económica del desarrollo”. 

Por lo que se refiere a sus limitaciones, siguiendo al mismo autor (CASTILLO LÓPEZ, 1999, p. 56): “l.  El método de asignación inicial de los permisos es, tal vez, la principal cuestión que hay que resolver, incluso, antes de iniciarse el proceso de implantación de este instrumento. 2. Variedad de los tipos de emisiones. En una zona determinada suelen co existir emisiones de diversos tipos, pero, además, las emisiones de la misma clase tienen impactos distintos en el medio ambiente. 3.  Las ventajas que tiene el sistema de permisos se basan en la hipotética existencia de un mercado perfectamente competitivo, pero, con frecuencia, las evidencias empíricas muestran que, en realidad, bastantes industrias son monopolios regulados o algún grupo reducido de empresas contaminantes pueden llegar a controlar el mercado.          4.  Control de la equivalencia entre importe nominal de los permisos y la cantidad de las emisiones. Para que el sistema sea eficiente, la autoridad tiene que estar perfecta- mente informada de la distribución inicial de permisos, de las transacciones realizadas con ellos y, en definitiva, de que las emisiones realizadas por cada unidad contaminante se corresponden con los permisos que poseen en cada momento.

C)    Las subvenciones 

Las subvenciones a las empresas desde el punto de vista del gasto, pueden tomar muy distintas formas: pueden ser subvenciones a fondo perdido, estar constituidas por la concesión de créditos blandos a tipos de interés subvencionados etc. Esta medida conlleva una serie de problemas que no hace recomendable su aplicación práctica (FERNÁNDEZ-BOLAÑOS VALENTÍN, 2001). 

El primero de estos problemas es el incumplimiento por parte de las subvenciones del principio de “quien contamina paga”. Es más, los fondos para pagar las subvenciones se tienen que obtener a partir de impuestos establecidos en algún sector de la economía, lo que puede no ser deseable desde una perspectiva moral (ROSEN, 1990). 

En segundo lugar, la subvención podría dar lugar a comportamientos no deseados en la consecución del objetivo de reducción que se persigue, pues si bien se incentiva la reducción de la contaminación en el ámbito de empresas individuales, también auspiciaría la entrada de nuevas empresas en el mercado, ya que la subvención abarataría los costes de entrada, incrementando de esta forma la contaminación global  generada por el sector. 

Además, en tercer lugar, para conseguir alcanzar el nivel eficiente de producción, se debe conocer la cantidad que se hubiese producido en ausencia de cualquier intervención del Sector Público, quién está contaminando y en qué cantidades. 

Por último, en cuarto lugar, estos sistemas deben ser vigilados para no distorsionar el comercio (sobre todo el internacional en el caso de que estas subvenciones medioambientales encubran subvenciones competitivas) y, en general, la libre competencia, para que no favorezcan a las empresas subvencionadas en detrimento del resto (ROSEN, 1990).

Cuentan, bien es cierto, con una ventaja transitoria en el caso de que se pretenda acelerar la inversión en capital medioambiental por parte del sector privado de  la economía, puesto que permiten conseguirlo con el menor coste posible para  las empresas (FERNÁNDEZ-BOLAÑOS VALENTIN, 2001).   

D)    Los depósitos reembolsables 

Este sistema consiste generalmente en que los consumidores pagan un sobreprecio en la compra de un producto supuestamente contaminante32. Cuando el consumidor devuelve el precio al vendedor o lo lleva a depósitos autorizados al efecto o dedicados a su reciclaje o reutilización, se le reintegra la sobrecarga pagada  por el mismo. Junto al sistema anterior, existe otro que consiste en acuerdos entre las empresas y las autoridades locales. Siendo estas últimas las que se encargan de la recogida selectiva de los productos, recibiendo a cambio una compensación por los costes ocasionados por el proceso de selección (CASTILLO LOPES, 1999). 

Este instrumento puede colaborar a la reducción de los efectos producidos por los vertidos incontrolados y, paralelamente, disminuir el uso ineficiente de la energía y de otros materiales, mediante el incentivo y la promoción del reciclaje y la reutilización. Si bien, no suelen ser bien acogidos por las empresas puesto que les generan costes administrativos y de almacenaje añadidos, amparando su resistencia, además, en  la tendencia desreguladora general (CASTILLO LOPES, 1999). Además de que se limita a aquellos productos contaminantes susceptibles de ser almacenados.33

E)      Las técnicas voluntarias: los sistemas de gestión, las auditorias y el
          etiquetado ecológico. 

Mediante la ecoetiqueta se trata de concienciar a los ciudadanos de que sus decisiones de consumo pueden “ayudar” a la mejora del medio ambiente. Al mismo tiempo, que las empresas pueden mejorar su imagen ecológica utilizándolo como argumento comercial.34

La ecoauditoria35, por su parte, consiste en un dispositivo que trata de verificar, si la gestión medioambiental de la empresa cumple con unos determinados estándares provenientes de la misma, con el fin de llevar una política medioambiental y, al mismo tiempo, mejorar su imagen en este ámbito.36

E)    Los tributos 

Dentro de los instrumentos económicos, destaca la utilización de los tributos. A este respecto, PIGOU (1946) ya en 1920 describió las externalidades y argumentó que podían ser tratadas vía tributos. El esquema que sigue el citado autor es el siguiente: “a) define inicialmente lo que él entiende por producto neto marginal social (PNMS) y por producto neto marginal privado (PNMP); b) explica cual es el origen de las divergencias entre  ambos; c) muestra los distintos tipos de divergencias; y, d) propone soluciones para corregir esas divergencias” (AGUILERA KLINK, 1992, p. 32). 

Así afirma: “el producto marginal social es el producto neto total de las cosas físicas o de los servicios objetivos debido al incremento marginal de los recursos invertidos en un empleo o lugar dados, sin tener en cuenta a quiénes revertirán las partes de que se compone este producto. Mientras que producto neto marginal privado es aquella parte del producto neto total de las cosas físicas o servicios objetivos, debido al incremento marginal en primera instancia, antes de  la venta, a la persona que ha  invertido dichos recursos. En ciertos casos, es igual mayor o menor  que el producto neto marginal social (...). Si es igual no hay ningún problema de divergencias, si es menor nos encontramos ante el caso de externalidades positivas, y si es superior, nos encontramos ante externalidades negativas” (PIGOU, 1946, p. 112-113).      

Según el mencionado autor (PIGOU, 1946), el origen de las divergencias entre los valores de los PNMS y de los PNMP, que surgen en libre competencia, se debe a que, en algunas ocupaciones, una parte del producto de una unidad de recursos consiste en algo que, en vez de revertir en primer lugar a la  persona que ha invertido dicha unidad, revierte, como una partida positiva o negativa, a otras gentes. Estas últimas, sigue señalando, pueden ser: 1º El propietario de los instrumentos duraderos de producción, que el inversor arrienda; 2º Las personas que no producen la misma mercancía que el inversor; 3º Las que producen la misma mercancía. En definitiva, las divergencias de PIGOU pueden resumirse fundamentalmente en dos casos generales: a) aquellos en los que existen relaciones contractuales, y b) aquellos en los que no existen relaciones contractuales (AGUILERA KLINK, 1992, p. 33). 

Para el caso de que no existan relaciones contractuales, PIGOU (1946) establece que es posible para el Estado, si así lo desea, hacer desaparecer la divergencia en cualquier actividad, valiéndose para  ello de “impulsar o restringir de un modo extraordinario” las inversiones en dichas actividades. Las formas más conocidas para impulsar y restringir las inversiones pueden revestir carácter de primas o impuestos (que graven cada unidad de producción del contaminador en una cantidad exactamente igual a la diferencia entre el PNMS y el PNMP, o lo que es lo mismo el daño marginal, que cause el nivel eficiente de producción).

No obstante, las recomendaciones de PIGOU están diseñadas para situaciones de competencia perfecta, mientras que en la realidad se suelen dar situaciones monopolísticas o de oligopolio. El efecto neto sobre  el bienestar social del impuesto pigouviano sobre un monopolio que contamina, sin otras precisiones, arroja resultados inciertos (CASTILLO LOPES, 1999). Pero no solo eso, debido a las dificultades para estimar el daño marginal neto, parece casi imposible recoger toda la información necesaria para aplicar el nivel óptimo de imposición, lo que llevaría a un proceso de ajuste continuo del  impuesto hasta lograr la tasa eficiente (PADRÓN FUMERO, 1992). 

Por tanto, el impuesto pigouviano es prácticamente inaplicable en la realidad. A pesar de lo cual, hay otras muchas alternativas que pueden ser llevadas a la práctica, como el gravar indirectamente las emisiones y/o contaminación producida (CASTILLO LOPES, 1999). Sin olvidarnos que se puede utilizar la tributación existente mediante técnicas de incentivación (beneficios fiscales) y desincentivación. 

Por lo que afecta a los beneficios fiscales, si los comparamos con las subvenciones, presentan una mejor adaptabilidad en el ordenamiento tributario al vincularse a un gravamen establecido. Si bien sus efectos son más impredecibles y manifiestan una tendencia a perpetuarse, ya que en la mayoría de los casos no suelen tener que realizar una conducta positiva. Además, la subvención es más eficaz en la consecución de los objetivos que se intentan conseguir (se tienen que cumplir unos determinados requisitos) y tiene un límite temporal de aplicación preciso. No obstante, como hemos señalado con anterioridad, supone unos costes importantes, al margen de que no suelen estar bien vistas por parte de la opinión pública (VAQUERA GARCIA, 1999).

Por su parte, con las medidas desincentivadoras lo que se persigue es limitar las actividades perjudiciales para el entorno, por medio del aumento del coste de desarrollarlas (VAQUERA GARCIA, 1999). 

Las principales ventajas de los instrumentos económicos, y en especial de la tributación, con relación a las regulaciones y controles, son entre otras, las siguientes37: a) son más aptos para conseguir una reducción de la contaminación en toda la economía que una política que acuda a la regulación; b) presentan el interés de incitar a la “eficacia dinámica” y a la innovación; c) una política de tributación tiene probabilidades de resultar menos vulnerable a la “influencia reguladora” que la política que utiliza las regulaciones y negociaciones empresa por empresa; y, d) los ingresos creados por ciertos tipos de mecanismos de mercado se pueden considerar como una ventaja desde cierto punto de vista, en el sentido de que pueden contribuir a reducir el montante de los ingresos a recaudar con los impuestos existentes.  

Sin embargo, también pueden esgrimirse razones que desaconsejan la adopción de medidas económicas (GONZALES FAJARDO, 1987). La primera y más importante es  la incertidumbre sobre la magnitud de sus efectos, ya que al establecer un tributo es difícil conocer con certeza la respuesta de los contaminadores y más aún saber si se alcanzarán los objetivos medioambientales propuestos. Una segunda dificultad es su relativa inflexibilidad tanto técnica, temporal, como espacial, debido a que son difíciles de modificar, y a que su validez se limita a un determinado período y territorio. Y por último, se les ha achacado su falta de equidad, dado que no todo el mundo va a soportar de la misma forma la carga tributaria.

3) MEDIDAS DIRECTAS VERSUS MEDIDAS INDIRECTAS 

En primer lugar, hay que decir que los instrumentos económicos no deben contemplarse como una panacea para la solución de todos los  problemas (GONZALES FAJARDO, 1987).

Habrá problemas medioambientales en que los métodos directos sean estrictamente necesarios. En este sentido, hay tres tipos de situaciones que sugieren el uso de los controles directos (GONZALES FAJARDO, 1987): “a) Situaciones donde la medición de las emisiones es imposible o a costes prohibitivos, b) Situaciones de cambios rápidos en las condiciones ambientales que puedan dar lugar a  catástrofes reales (controles directos bajo condiciones ambientales adversas), c) Situaciones en que estén implicados contaminantes extremadamente peligrosos”.38

Por todo ello, los mecanismos de mercado no deben ser considerados como una alternativa incompatible con los métodos directos, sino más bien como complementarios (MAGADÁN DÍAZ, 1994). De manera que ante un determinado problema medioambiental, la solución a aplicar puede requerir de ambos tipos de instrumentos (MAGADÁN DÍAZ; RIVAS GARCÍA, 1999).    

4. CONCLUSIONES

1. Dentro de las medidas represivas, la vía civil hasta el momento no ha sido muy utilizada, a pesar de las ventajas que ofrece, recurriéndose en la mayoría de las ocasiones a la vía administrativa. Respecto a la vía penal, aunque es difícil de llevar a la práctica, tiene un efecto difusor muy importante que hay que tener en cuenta. 

2. Las medidas preventivas, a las que hay que acudir de forma prioritaria, se pueden englobar a su vez en directas e indirectas. La ventaja de las primeras es que definen directamente los objetivos sin necesidad de considerar los  mecanismos a través de los cuales el contaminador reacciona para ajustarse a las medidas ambientales. Si bien, la eficacia de los mismas es relativamente baja, además de su carácter inflexible.

3. Por su lado, las indirectas, intentan corregir indirectamente los problemas ambientales, mediante la intervención gubernamental. Las ventajas de estas medidas, y en concreto la utilización de los tributos, son entre otras: su eficacia estática, su eficiencia dinámica, su flexibilidad y su potencial creación de ingresos. Sin embargo, se puede esgrimir  en  su  contra, su incertidumbre sobre la magnitud de sus efectos, su relativa inflexibilidad tanto técnica,  temporal, como espacial, y su falta de equidad. Por ello, no debe contemplarse como la solución a todos los problemas, sino que debe ser complementadas con las medidas directas.

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1Como han manifestado P. M. HERRERA MOLINA y F. SERRANO ANTÓN, “la pena tiene también un efecto preventivo que debe destacarse, dado que las lesiones del medio ambiente pueden ser irreparables e irreversibles” (Véase “Aspectos constitucionales y comunitarios de la tributación ambiental (especial referencia al impuesto sobre el dióxido de carbono y sobre la energía)”, Revista Española de Derecho Financiero, nº 83, 1994, p. 468).

2Véase MORENO TRUJILLO, E.: “La responsabilidad civil por deterioro del medio ambiente”, Cursos del Centro de Estudios Jurídicos de la Administración de Justicia, nº 16, 1995, p. 50.Así se recoge en la jurisprudencia, entre otras, en la STS de 3 de diciembre de 1987, en el caso de la central térmica de Foix, donde se establece la posibilidad de intervención de los Tribunales civiles en “cuantos problemas o conflictos se originen en el ámbito de las relaciones de culpa contractual o extracontractual o en aquellos otros que impliquen un abuso del derecho o el ejercicio antisocial del mismo” (FJ 2º). Respecto de estos mecanismos, R. MARTÍN MATEO ha señalado que “aunque cabe invocar autónomamente, daños ilícitos derivados de actuaciones que implican culpa contractual o extracontractual, o abuso del derecho, sostenemos que los daños ambientales de naturaleza privada se producen normalmente en el contexto de las relaciones de vecindad implicando deterioros patrimoniales no queridos por el ordenamiento” (Véase Tratado de derecho ambiental, volumen I, Trivium, Madrid, 1991, p. 164).

3Véase LOZANO CUTANDA, B.: Derecho Ambiental Administrativo, 3ª edición, Dyckinson, Madrid, 2003, p. 176. 

4 Entre otras muchas se pueden citar, el FJ 5º de la STS de 27 de octubre de 1988, en relación a una reclamación de daños por extracción de aguas o el FJ 1º de la de 27 de octubre de 1990, referida a la muerte de truchas por la contaminación del río Cifuentes.

5En la misma se recogen, entre otras, las de fechas 29 de marzo y 25 de abril de 1983; las de 24 y 31 de enero y 2 de abril de 1986; las de 5 y 25 de abril y 5 y 30 de mayo de 1988; o la 5 de febrero de 1991.

6Véase CARDELUS B.: “Técnicas jurídicas para la protección del medio ambiente”, Documentación Administrativa, nº 197, 1983, p. 41. Un análisis de la jurisprudencia de la Sala Civil del Tribunal Supremo se puede ver en FERNÁNDEZ CAMPOS, J.: “El Derecho Civil y la lesión del medio ambiente”, en la obra coordinada por VICENTE JIMÉNEZ, T.: Justicia ecológica y protección del medio ambiente, Trotta, Madrid, 2002, pp. 255 y ss. 

7 Entre otras se puede citar a La Ley reguladora del uso pacífico de la Energía Nuclear, de 1964 (artículo 45) o la Ley de Caza de 1970 (artículo 33.5). Y por lo que atañe a la responsabilidad por daños al medio ambiente, la Ley básica de Residuos (Ley 10/1998, de 21 de abril), en relación a las obligaciones de limpieza y restauración de los suelos contaminados (Véase POVEDA GÓMEZ, P. y VÁZQUEZ COBOS, C.: “La reparación de los daños ambientales. Estudio comparativo entre el Anteproyecto de la Ley de Responsabilidad Civil derivada de actividades con incidencia ambiental y el Libro Blanco de la Comisión Europea sobre reparación medioambiental”, Noticias de la Unión Europea, nº 193, 2001, pp. 60 y 61).  

8 Véase Directiva 2004/35/CE del Parlamento Europeo y del Consejo de 21 de abril de 2004, DOCE L nº 143 de 30 de abril de 2004.

9 Directiva 2004/35/CE,  op. cit., considerado 14 de la Exposición de Motivos .

10 Directiva 2004/35/CE, op. cit,  considerando 13 de la Exposición de Motivos.

11 J. JUNCEDA ha comentado al respecto que “aunque el uso del mecanismo civil basado en las relaciones de vecindad tenga aún juego para hacer cesar las incomodidades derivadas de un particular que convive en nuestro entorno próximo, no tiene excesiva virtualidad de cara a evitar los daños ambientales en sí, con su predicado carácter de generalidad” (Véase Cuestiones Medioambientales, Colex, Madrid, 1991, p. 170).

12 A pesar de ello, sigue afirmando, “la jurisprudencia ha asumido (...) la carga de dar una respuesta adecuada a los nuevos planteamientos, y ha realizado una muy meritoria labor integradora de las normas relativas a las relaciones de vecindad a la problemática específica de la defensa y protección del Medio Ambiente” (Véase MORENO TRUJILLO, E.: La protección jurídico-privada del medio ambiente y la responsabilidad por su deterioro, J. M. Bosch, Barcelona, 1991, p. 140).

13 A entender de otros, como C. DE MIGUEL PERALES, “la institución del abuso del derecho debe aplicarse allí donde haya intereses no protegidos, y donde no pueda darse la obligación de reparar un daño sin que haya habido culpa en el sujeto agente, pero no en los supuestos de daño al medio ambiente, ya que en estos casos, además de hacerse abstracción del elemento culposo, siempre habrá una norma específica que proteja tales intereses” (Véase La responsabilidad civil por daños al medio ambiente, 2ª edición, Civitas, Madrid, 1997, p. 131).

14 Como sostiene L. MARTÍN REBOLLO, cuando los intereses dañados son por obra de un ente administrativo la responsabilidad debe ser la genérica de la Administración actuable ante la jurisdicción contenciosa (Véase “Medio Ambiente y responsabilidad de la Administración”, Revista Española de Derecho Administrativo, nº 11, 1976, p. 645).

15Sobre el problema de aplicación de las normas comunitarias a la ley penal en blanco, a juicio de N. MATALLANES RODRÍGUEZ, “es un problema que en términos cuantitativos se encuentra considerablemente reducido, puesto que reglamentos, recomendaciones, decisiones, dictámenes, y los mismos tratados constitutivos quedan eliminados”, y “el asunto de la integración de las directivas comunitarias queda prácticamente reducida a la nada” (Véase “La incidencia del Derecho Comunitario en la protección penal del Medio Ambiente”, Noticias de la Unión Europea, nº 240, 2005, p. 90).

16Al respecto N. J. DE LA MATA BARRANCO, ha afirmado que “la configuración como normas penales en blanco de los diferentes tipos penales que pueden preverse en la protección del ambiente no supone descrédito ni inseguridad jurídica, sino todo lo contrario. Prescindir de la remisión obligaría a la utilización de cláusulas generales imprecisas o a un establecimiento de límites en al propia legislación penal, también inseguros (...) (y que) la norma en blanco es la única posibilidad de conseguir certeza y seguridad –a través de una más exacta definición de lo prohibido cuyos contornos quedan precisados en la normativa administrativa –y, en consecuencia, de cumplir el citado principio de legalidad, máxime si el reenvío se hace a ley formal votada por el Parlamento” (Véase Protección Penal del Ambiente y Accesoriedad Adminisrativa. Tratamiento penal de comportamientos perjudiciales para el ambiente amparados en una autorización administrativa ilícita, Cedecs, Barcelona, 1996, p. 70).

17 Véase REY HUIDOBRO, L. F.: “Cuestiones que suscita la persecución del delito de contaminación atmosférica”, Revista del Centro de Estudios Jurídicos de la Administración de Justicia, nº 1, 2002, pp. 29 y ss.

18 Es de destacar dentro de ésta, la Decisión marco 2003/80/JAI del Consejo relativa la protección del medio ambiente a través  del Derecho (DOCE L nº 29 de 5 de febrero de 2003), que ha sido introducido en nuestro ordenamiento a través de la Ley 3/2003, de 14 de marzo, sobre la orden europea de detención y entrega.

19Véase Propuesta de Directiva del Parlamento Europeo y del Consejo de 9 de abril de 2002, DOCE C nº 127 E de 29 de mayo de 2003.

20 Propuesta de Directiva de 9 de abril de 2002..., op. cit.,  artículo 1.

21 Propuesta de Directiva de 9 de abril de 2002..., op.cit., considerando 10.

22 Propuesta de Directiva de 9 de abril de 2002..., op.cit., artículo 3.

23 Propuesta de Directiva de 9 de abril de 2002..., op.cit., artículo 4.

24Propuesta de Directiva de 9 de abril de 2002..., op.cit., considerandos 17, 19, 20 y 21.

25Véase la autorización ambiental integrada recogida en la Ley 16/2002, de 1 de julio, de prevención y control integrados de la contaminación, que incorpora a nuestro ordenamiento interno la Directiva 96/61/CE, del Consejo, de 24 de setiembre.  

26 Véase la Ley 10/2001, de 5 de julio, que aprueba el Plan Hidrológico Nacional, modificada por Real Decreto Ley 2/2004, de 18 de junio.

27 Véase el Real Decreto 1997/1995, de diciembre, que transpone a la legislación interna la Directiva del Consejo 92/43/CEE, de 21 de mayo de 1992, sobre conservación de los hábitats naturales, y de la fauna y flora silvestres, por la que se crea la Red Natura 2000, que es una red de espacios protegidos formada por las zonas especiales de conservación (ZEC) y por las zonas de especial protección para las aves (ZEPA). 

28Véase el Real Decreto Legislativo 1302/1986, de 28 de junio, que regula la evaluación de impacto ambiental y que incorpora a la normativa interna la Directiva 85/377/CEE, de 27 de junio de 1985.  

29Dentro de las mismas, se incluye la evaluación de los efectos de determinados planes y programas en el medio ambiente, de acuerdo con la Directiva 2001/42/CE, del Parlamento Europeo y del  Consejo, de 27 de junio de 2001 (DOCE L nº 197, de 21 de julio de 2001). Por lo  tanto, se evalúa no sólo cuando el proyecto o actividad ha sido ya aprobado o autorizado, sino también se realiza un estudio de los efectos medioambientales en las primeras fases del procedimiento de adopción de decisiones públicas (Véase GONZÁLEZ IGLESIAS, M. A.: “Las obras públicas: su sometimiento a evaluación de impacto ambiental”, Noticias de la Unión Europea, nº 240, 2005, pp. 58 y ss). Véase el Proyecto de Ley sobre evaluación de los efectos de determinados planes y programas en el medio ambiente (Boletín Oficial de las Cortes Generales-Congreso de los Diputados, de 13 de mayo de 2005).

30 Entre otros, véase AGUILERA KLINK, F.: “Precisiones conceptuales sobre economía ambiental: una relectura de Pigou y Coase”, Revista de Economía, nº 14, 1992, p. 34. 

31 Véase el Real Decreto Ley 5/2004, de 27 de agosto, junto con la Ley 1/2005, de 9 de marzo (modificada por el Real Decreto 5/2005, de 11 de marzo, de reformas urgentes para el impulso a la productividad y para la mejora de la contaminación pública), que procedente del mencionado Real Decreto regula el régimen de comercio de derechos de emisión de gases de efecto invernadero, mediante la que se transpone al ordenamiento jurídico interno la normativa europea sobre dicho comercio (Directiva 2003/87/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 13 de octubre de 2003, que ha sido modificada por la Directiva 2004/101/CE, de 27 de octubre, publicada en el DOCE L nº 388 de 13 de noviembre de 2004), dirigida al cumplimiento de los objetivos de reducción asumidos en el Protocolo de Kyoto; el Real Decreto 1866/2004, de 6 de setiembre, que aprueba el Plan nacional de asignación de derechos de emisión, para el período 2005-2007, que ha sido modificado por el Real Decreto 60/2005, de 21 de enero; y, la Resolución de 7 de setiembre de 2004, de la Secretaria General para la Prevención de la Contaminación y del Cambio Climático, por la que se da publicidad al listado provisional de instalaciones incluidas en el ámbito de aplicación del Real Decreto Ley 5/2004, de 27 de agosto. Sobre la aplicación de esta normativa, puede consultarse RODRÍGUEZ LÓPEZ, F.: “Derechos de emisión transferibles. Un nuevo instrumento de la política ambiental comunitaria frente al cambio climático”, Noticias de la Unión Europea, nº 240, 2005, pp. 95 y ss. También deben consultarse, el Real Decreto 1264/2005, de 21 de octubre, por el que se regula la organización y funcionamiento del Registro nacional de derechos de emisión; y, el Real Decreto 1315/2005, de 4 de noviembre, por el que se establecen las bases de los sistemas de seguimiento y verificación de emisiones de gases de efecto invernadero en las instalaciones incluidas en el ámbito de aplicación de la Ley 1/2005, de 9 de marzo, por la que se regula el régimen de comercio de derechos de emisión de gases de efecto invernadero.

32Véase la Ley 11/1997, de 24 de abril, de envases y residuos de envases, por la que se incorpora al ordenamiento jurídico español la Directiva 94/62/CE, del Parlamento Europeo y del Consejo, de 20 de diciembre de 1994.  

33 Véase PADRÓN FUMERO, N.: ”Objetivos e instrumentos de política medioambiental: un enfoque institucional”, Información Comercial Española, nº 711, 1992, p. 50.

34 Véase Reglamento Comunitario 1980/2000, del Parlamento Europeo y del Consejo, de 17 de julio del 2000, DOCE  L nº 114 de 24 de abril de 2001.

35 Véase Reglamento Comunitario 761/2001 del Parlamento Europeo y del Consejo, de 19 de marzo del 2001, DOCE L nº 237 de 21 de setiembre de 2001.

36 J. JUNCEDA ha destacado que al margen de este beneficio de imagen, existen otros, como los derivados de la detección de ineficiencias energéticas, del ahorro de materias primas, de la identificación de posibles responsabilidades legales en que estuviera incurriendo la empresa o de su acceso, como participante, a las líneas preferentes de crédito que de forma periódica establecen las autoridades ambientales para financiar diferentes actuaciones empresariales relativas a la protección ambiental o a la producción industrial respetuosa con el medio natural (Cuestiones Medioambientales, op. cit., pp. 181 y 182).

37 Véase OCDE: La fiscalidad y el medio ambiente. Políticas complementarias, versión española de F. PICHOT y J. R. RAPADO, OCDE y Mundi-Prensa, Madrid, 1994, pp. 26 y ss.

38En parecidos términos, la OCDE ha subrayado que cuando la contaminación se concentre fuertemente, en determinados lugares, o en ciertos períodos, “se necesita acudir a formas más complejas de mecanismos económicos que cuando la concentración de emisiones contaminantes no constituye un factor agravante”. Apuntando como vía de solución la “adopción de sistemas de impuestos no lineales,  teniendo en cuenta que la contaminación causa daños más grandes en determinados momentos y lugares”. Y si aún así, “no es factible una estructura fiscal de este tipo y si la contaminación presenta un aspecto ‘especial’ importante, no se puede pretender con convicción que los impuestos constituyan siempre una solución, como poco, tan buena como las regulaciones para conseguir un nivel previsto de reducción de la contaminación al menor coste económico” (La fiscalidad y el medio ambiente..., op. cit., p. 29).

REFERENCIAS

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