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Revista Galega de Economía
ISSN: 1132-2799
mcarmen.guisan@gmail.com
Universidade de Santiago de Compostela
España
VALLES-GIMENEZ, Jaime; ROMÁN-ASO, Juan A.
IMPACTO DE LA TRIBUTACIÓN AUTONÓMICA SOBRE EMISIONES. UNA
PERSPECTIVA MICROECONÓMICA
Revista Galega de Economía, vol. 25, núm. 3, 2016, pp. 69-81
Universidade de Santiago de Compostela
Santiago de Compostela, España
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Revista Galega de Economía Vol. 25-3 (2016) 
 69 
 IMPACTO DE LA TRIBUTACIÓN AUTONÓMICA SOBRE EMISIONES. UNA 
PERSPECTIVA MICROECONÓMICA 
Jaime VALLES-GIMENEZ : jvalles@unizar.es 
Juan A. ROMÁN-ASO: juananromanaso@gmail.com 
Facultad de Economía y Empresa, Universidad de Zaragoza 
Resumen: El objetivo de este trabajo es analizar el impacto de la tributación 
autonómica sobre emisiones para dos muestras de 100 instalaciones industriales en 
España. La primera está compuesta por los flujos anuales de dióxido de carbono, mientras 
que la segunda recoge los de óxidos de nitrógeno y de azufre, ambas para el periodo 2001-
2011. La implementación de la política fiscal debe estar orientada a internalizar el daño 
ambiental causado por las emisiones. Sin embargo, los resultados sugieren que la 
efectividad de la tributación autonómica es muy limitada, debido entre otras causas, al 
inadecuado diseño tributario. Además, se evalúa el efecto de otros factores sobre la 
evolución de la contaminación industrial, particularmente del sistema de intercambio de 
permisos. 
Palabras clave: política ambiental, impuestos regionales, descentralización. 
Abstract: The aim of this paper is to analyse the impact of the emissions regional 
taxes for two samples of 100 industrial plants in Spain. The first sample is composed of 
the annual flows of carbon dioxide emissions, while the second collects data about the 
nitrogen and sulphur oxides, over the period 2001- 2011. The implementation of the fiscal 
policy is to be addressed to internalize the environmental damage caused by emissions. 
However, our results suggest that the effectiveness of the regional taxes is very low, due 
the inappropriate tax design, among other causes. In addition, we evaluate the effect of 
other factors in the evolution of industrial pollution, particularly the allowance trading 
system. 
Keywords: environmental policy, regional taxes, decentralization. 
JEL Classification: H22, H23 
 
1.- Introducción 
De acuerdo con el concepto clásico de fallo del mercado, la contaminación 
industrial es un claro ejemplo de externalidad negativa que tiene lugar cuando un agente 
económico no asume el coste total de su actividad. Durante las últimas décadas, se han 
implementado diferentes tributos de carácter pigouviano destinados a corregir dicho fallo 
de mercado. El propósito de su aplicación es generar un aumento en el coste marginal 
privado que lo equipare con el coste marginal social (Pigou, 1920). Como resultado, el 
nuevo equilibrio paretiano se debe basar en un nivel de producción socialmente eficiente 
donde todos los costes asociados al proceso productivo sean tenidos en cuenta. Se trata 
por tanto, de la internalización del fallo de mercado derivado de la actividad 
contaminante. 
Atendiendo a Gago y Labandeira (1997), la tributación también puede estimular un 
incentivo potencial a largo plazo para la innovación y las nuevas tecnologías, lo que se 
traduce en una menor contaminación. Además, la política fiscal permite un aumento de los 
ingresos públicos y la posibilidad de reducir impuestos directos simultáneamente, bajo la 
hipótesis de neutralidad recaudatoria. De esta forma, se pueden alcanzar beneficios de 
corte ambiental y económico (derivados de la reducción de impuestos directos). Esta 
hipótesis, denominada doble dividendo, ha sido analizada frecentemente por la literatura 
empírica y ha encontrado un amplio respaldo en distintos meta-análisis, como los de 
Bosquet (2000), Rodríguez (2002), Gago et al. (2004) o Patuelli et al. (2005), así como en 
otros estudios empíricos como los de Cardenete y Velázquez (2005) y Conefrey et al. 
(2008), para Andalucía e Irlanda, respectivamente. 
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 70 
La forma de fiscalizar las emisiones puede ser directa o indirecta. En el primer caso, 
se incluyen las emisiones en la base imponible y se paga en función del volumen emitido. 
En el segundo, los tributos se aplican sobre actividades asociadas a la generación de 
emisiones como la producción y el consumo de combustibles, la adquisición y utilización 
de vehículos, el consumo de electricidad y gas natural o la generación de residuos, entre 
otros (es muy habitual encontrar figuras tributarias de este tipo en algunos países 
europeos como Holanda, Finlandia, Alemania, Suecia, Dinamarca e Italia). No obstante, el 
objetivo principal del presente trabajo es el análisis de la tributación autonómica sobre 
emisiones que se encuadra en el primer grupo, por ello, vamos a hacer referencia aquellos 
tributos europeos que tiene una vinculación directa con el flujo de contaminación anual. 
En este punto, presentamos la estructura del resto del trabajo. La sección 2 se 
ocupa de revisar la literatura previa y presenta los tributos directos a nivel europeo y 
español. La parte metodológica se incluye en la sección 3, además de la información 
relevante sobre las variables de los modelos. Tras el análisis empírico, presentamos y 
analizamos los resultados más importantes de la investigación en la sección 4. Para 
finalizar, la última sección concluye el documento y presenta algunas implicaciones 
políticas. 
2.- Tributación ambiental y emisiones: revisión de la literatura 
Antes de analizar las aportaciones de la literatura previa, es importante tener 
presente el panorama nacional e internacional en materia de tributación directa sobre las 
emisiones. Así, si se revisa el contexto europeo, podemos destacar los impuestos sobre el 
NOx, que se aplican en los países nórdicos; el impuesto sobre las emisiones de gases de 
efecto invernadero que exceden los límites establecidos en el sistema europeo de 
intercambio en Finlandia; el impuesto general sobre actividades contaminantes en 
Francia; o los diferentes gravámenes sobre la contaminación en República Checa, Estonia, 
Eslovaquia, Hungría e Italia. 
Tabla 1: Impuestos sobre emisiones en Europa 
País Denominación Base 
liquidable 
Tipo de 
gravamen 
Eslovaquia Tasa sobre la contaminación NOx 48.01 
NOx 2224.0 Estonia Tasa sobre la contaminación SO2 2238.0 
Dinamarca Impuesto sobre el NOx NOx 3470 
Finlandia Tasa por exceder los límites de GEI GEI 100.0 
NOx 160.8 Francia Impuesto general sobre actividades contaminantes SOx 136.0 
NOx 404.1 Hungría Tasa sobre contaminación SOx 168.4 
NOx 209.0 Italia Impuesto sobre el NOx y el SO2 SO2 106.0 
Noruega Impuesto sobre el NOx en actividades petroleras. 
NOx 2220 
NOx 42.35 República 
Checa 
Tasa sobre la contaminación SO2 51.97 
Suecia Impuesto sobre el NOx NOx 5780 
Fuente: elaboración propia a partir de la base de datos: OECD/EEA database on instrumentsused for 
environmental policy and natural resources management. Datos en €/tonelada. Nota: En Suecia, el 
impuesto solo afecta a las plantas de producción de energía. En Finlandia, el tipo se calcula en €/ 
tonelada de CO2 equivalente. 
Como se observa en la tabla 1, la intensidad en la aplicación de la política fiscal 
varía geográficamente de forma notable. Estas diferencias se hacen visibles si 
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 71 
comparamos los impuestos que implementan los países nórdicos (Noruega, Dinamarca y 
Suecia) con los del este de Europa (Eslovaquia, Hungría o República Checa). Lo que 
implica que el compromiso de la política en el cumplimiento de los objetivos ambientales 
es notablemente superior en el norte del continente. A su vez, es sorprendente la ausencia 
de tributación directa sobre el dióxido de carbono, siendo dicha sustancia, la más emitida 
en todo el mundo. Esto se debe fundamentalmente a que el control de sus emisiones se 
realiza a través de la aplicación de un sistema de intercambio de permisos negociables 
entre las instalaciones contaminantes europeas. Lo que se grava en la mayor parte de los 
tributos, son los óxidos de azufre o nitrógeno, con el fin de paliar los efectos de la lluvia 
ácida que representa un peligro considerable para la sostenibilidad ambiental1. 
Sin embargo, en España encontramos dos autonomías (Andalucía y Aragón) que 
fiscalizan de forma directa la emisión de dióxido de carbono, lo que representa 
indudablemente un factor novedoso en materia de tributación ambiental europea. La tabla 
2 nos muestra el escenario fiscal español donde destacan tres hechos fundamentales; el 
reducido número de autonomías que han implementado un impuesto de estas 
características (solo cinco), la limitada cuantía de los tipos de gravamen, y los elevados 
mínimos exentos en Galicia, Castilla La-Mancha y Aragón. Esto último restringe 
considerablemente el número de contribuyentes, y circunscribe el pago tributario a las 
empresas de gran tamaño2. No obstante, la principal peculiaridad es que la jurisdicción 
encargada de su gestión y recaudación sea la subcentral, mientras que en el ámbito 
europeo se ocupa el gobierno central, como se deduce de la base de datos de la OCDE3. El 
origen de esta divergencia proviene fundamentalmente, de la configuración del sistema de 
financiación autonómico, que no permite a los gobiernos subcentrales gravar hechos 
imponibles que se encuentren fiscalizados por la administración central. En este contexto 
y ante la inexistencia de tributación ambiental a nivel nacional, algunos gobiernos 
autonómicos optaron por implementar figuras tributarias de este tipo4. 
La asignación jurisdiccional de la tributación ambiental ha despertado interés en la 
literatura académica desde sus primeras aplicaciones. Es conveniente destacar que existe 
cierto consenso sobre que el factor más relevante es el alcance geográfico del daño 
ambiental que se regula (local, regional o global), y no la naturaleza espacial del problema 
ambiental (incidencia uniforme o no). Así, la equivalencia fiscal debe atribuir la gestión a 
las jurisdicciones dónde se agotan los beneficios relacionados con el bien ambiental que se 
pretende proteger (Olson, 1969) y por tanto, la gestión del daño causado por las 
emisiones debería recaer en una administración de ámbito internacional5. No obstante, la 
dificultad de alcanzar acuerdos limita la posibilidad de actuar a nivel internacional, y 
transfiere a los países la responsabilidad de intervenir. 
 
1 NOx y SOx se asocian principalmente a las emisiones procedentes de las centrales térmicas. 
2 Según el análisis de Gago et al. (2004), la capacidad recaudatoria del tributo en Galicia es limitada 
“obteniendo casi un 70% de sus recursos de un único sujeto pasivo”, situación que se puede 
extender a otras comunidades autónomas como, por ejemplo, Aragón. 
3 Para más información, consultar: http://www2.oecd.org/ecoinst/queries/ 
4 En España, la primera fase del proceso de descentralización estuvo marcada por un aumento del 
gasto en las administraciones subcentrales que no se correspondió con una mejora de los recursos 
tributarios propios. Como consecuencia, el sistema de financiación autonómica se asentaba sobre el 
mecanismo de las transferencias intergubernamentales. Las últimas reformas del sistema han 
potenciado los instrumentos fiscales de carácter autonómico, mejorando la corresponsabilidad 
fiscal. 
5Para el SOx, el efecto está más localizado y su control, según este criterio, debe recaer sobre 
una administración local. 
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Tabla 2: Impuestos sobre emisiones en España 
CCAA Denominación Tipo de gravamen 
 NOx SOx CO2 COV NH3 
Andalucía 
(2004) 
Impuesto sobre 
emisión de gases a 
la atmósfera 
0-1000: 50 
1000-3000: 
80 
3000-4000: 
100 
4000-5000: 
120 
> 5000 : 
140 
0-1500: 
33,33 
1500-4500: 
53,33 
4500-6000: 
66,67 
6000-7500: 
80,00 
> 7500: 
93,33 
0-1000000: 
0,05 
1000000-
3000000: 
0,08 
3000000-
4000000: 
0,10 
4000000-
5000000: 
0,12 
> 5000000 : 
0,14 
 
Aragón 
(2006) 
Impuesto sobre 
contaminación 
 atmosférica 
0 a 100: 0 
> 100 :50 
0 a 150: 0 
> 150 :50 
0 a 
100000: 
0 
> 100000: 
0.2 
 
Castilla La-
Mancha 
(2001) 
Impuesto sobre 
determinadas 
actividades que 
inciden en el Medio 
 Ambiente 
0 a 500 : 0 
501 a 5000 
: 51 
5001 a 
10000 : 90 
10001 a 
15000 : 
120 
> 15000 : 
150 
 0 a 500 : 0 
501 a 
5000 : 34 
5001 a 
10000 : 60 
10001 a 
15000 : 80 
> 15000 : 
100 
 
 Galicia 
(1996) 
Impuesto sobre la 
contaminación 
 atmosférica 
0 a 1000 : 0 
1000,01 a 
40000: 33 
40000,01 a 
80000:36 
> 80000 : 
42 
0 a 1000 : 0 
1000,01 a 
40000: 33 
40000,01 a 
80000:36 
> 80000 : 
42 
 
 
Murcia 
(2006) 
Impuesto por 
emisiones de 
 gases a la 
atmósfera 
(sustituye 
al canon del año 
1995) 
0-1000: 50 
1000-3000: 
80 
3000-4000: 
100 
4000-5000: 
120 
> 5000 : 
140 
0-1500: 
33,33 
1500-4500: 
53,33 
4500-6000: 
66,67 
6000-7500: 
80,00 
> 7500 : 
93,33 
 
 
0-1000: 
50 
1000-
3000: 80 
3000-
4000: 
100 
4000-
5000: 
120 
> 5000 : 
140 
 
0-100: 
50 
100-
300: 80 
300-
400: 
100 
400-
500: 
120 
> 500 : 
140 
 
Fuente: elaboración propia a partir de la legislación autonómica. Datos en €/tonelada. Nota: En Andalucía 
y Murcia, la contaminación se mide en unidades contaminantes, siendo 1 Unidad Contaminante de CO2 = 
100.000 toneladas; 1 Unidad Contaminante NOX = 100 toneladas; 1 Unidad Contaminante SOX = 150 
toneladas; 1 Unidad Contaminante COV = 100 toneladas; 1 Unidad Contaminante NH3 = 10 toneladas. 
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El planteamiento de Kneese (1971) sugiere que puede ser deseable definir un nivel 
mínimo central para la fiscalidad ambiental que garantice una calidad aceptable en todo el 
territorio, permitiendo a las jurisdicciones subcentrales establecer niveles superiores. 
Este es el caso de las emisiones, donde puede haber preferencias dispares en los 
estándares de calidad ambiental en el ámbito regional, aunque al tratarse de un efecto 
externo negativo estarían involucrados otras territorios. En esta línea, Oates (1996) 
propone asignar a la administración central la responsabilidad de gravar bases imponibles 
móviles y a las subcentrales “relativamente inamovibles”, de esta forma, se elude el riesgo 
de competencia fiscal. 
Sin embargo, otros autores hacen hincapié en la necesidad de tener en cuenta la 
disparidad geográfica de las preferencias, que desplazaría la gestión hacia las 
administraciones subcentrales. Peltzman y Tideman (1972) apuntan a que cualquieraproximación de carácter homogéneo es ineficiente. El óptimo se daría sólo cuando las 
jurisdicciones adoptasen tipos impositivos diferentes, que llevasen a niveles de emisiones 
diferentes en función de las preferencias territoriales dispares. De Roo y Miller, (1997), 
Lowe y Murdoch, (2003) y Nilsson et al. (2009) afirman que la fiscalidad vinculada a las 
administraciones subcentrales satisface de forma más adecuada las preferencias 
territoriales y favorece la resolución de problemas específicos. Sin embargo, desde esta 
perspectiva se elude la realidad extraterritorial del problema y la solución se convierte en 
una suma de soluciones parciales. En definitiva y atendiendo al criterio de Olson (1969), 
parece evidente que si el alcance del daño ambiental rebasa las fronteras regionales y 
requiere una medida a nivel nacional, la solución podría implementarse a nivel central y 
complementarse desde las autonomías, a través de tipos de gravamen distintos. 
En cuanto a la literatura empírica que evalúa el impacto fiscal sobre las emisiones, 
destacamos el trabajo de Larsen y Nesbakken (1996) como una de las primeras 
aportaciones que incluye la fiscalidad ambiental. Sus resultados apuntan a la existencia de 
un impacto significativo sobre la contaminación del Impuesto sobre el CO2 y el SO2. No 
obstante, la intensidad del efecto fiscal varía en función de la fuente de emisión. Más 
adelante, Bruvoll y Larsen (2004) analizan de nuevo el efecto de la política fiscal noruega 
ampliando el período de estudio. Los autores confirman su efectividad, aunque su 
capacidad de reducir la contaminación se sitúa por debajo de lo esperado. 
Para Francia, Millock y Nauges (2003) estudian la efectividad del Impuesto sobre la 
contaminación atmosférica, entre 1990 y 1999, empleando una base de datos de 226 
instalaciones industriales. Los autores cuestionan la eficacia de la política fiscal, y sugieren 
una reforma tributaria que incluya subsidios a la reducción de la contaminación para 
incentivar de forma más efectiva el cambio de conducta de los agentes económicos. 
Recientemente y dentro del marco institucional, destacamos el informe del Nordic 
Council (2006) que cuantificó las caídas en las emisiones de dióxido de carbono en 
Finlandia y Dinamarca en un 7% y 5%, respectivamente, desde la implantación de las 
medidas fiscales a principios de los años 90. Junto a ello, las emisiones de dióxido de 
carbono se habían reducido de manera significativa, hasta alcanzar un 14% en Noruega, 
que se situaba en el 21% para las plantas de producción de energía. En dicho documento, 
también se estimó el efecto del Impuesto sobre energía y CO2 en Suecia, que alcanza los 
0.5 millones de toneladas de reducción anual para el dióxido de carbono. 
Continuando en el ámbito institucional, encontramos el documento publicado por 
la OCDE (2006), donde se evalúa el impacto de un conjunto de medidas fiscales aprobadas 
a finales de los años 90 en Alemania. La reforma del sistema tributario había supuesto 
según el informe, una reducción diferencial de entre el 2% y el 3% respecto a un 
escenario business as usual. 
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 74 
Por último, podemos consultar una amplia revisión de la literatura en el 
metaanálisis de Baranzini y Carattini (2013), que discute sobre el efecto ex-post de los 
impuestos sobre las emisiones. La conclusión principal de este trabajo se puede sintetizar 
en la siguiente afirmación "la política climática debe ser considerada desde una 
perspectiva integral". Así, los autores recomiendan una política fiscal que se enmarque en 
una reforma más amplia y que permita compensar algunos efectos potencialmente 
“indeseables” de la implantación de los impuestos ambientales. 
En la literatura para España, aparecen diferentes propuestas de aplicación y 
reforma fiscal sobre las emisiones. Un detallado resumen de las mismas se encuentra en el 
meta-análisis de Gago et al. (2014), donde destacan las aportaciones de Labandeira y 
Labeaga (1999, 2000, 2002), Gallastegui et al. (2011) y González-Eguino (2011) entre 
otros. 
No obstante, dada la implementación reciente de la tributación sobre emisiones, no 
contamos con trabajos que evalúen su efectividad. Este desinterés a nivel académico es 
consecuencia del aún más escaso interés político, que ha favorecido la aparición de 
tributos con una limitada capacidad recaudatoria6. No obstante, una vez que se han 
incorporado al sistema, parece interesante plantear una evaluación de sus resultados. 
3.- Datos y metodología 
Para el análisis empírico, hemos seleccionado dos muestras de 100 instalaciones 
industriales de medio y gran tamaño, de las que se dispone de un volumen elevado de 
información acerca de sus emisiones. Asimismo, cubren una parte muy importante de la 
contaminación y del pago tributario. Esto se debe a que los elevados mínimos exentos y 
algunos supuestos de no sujeción limitan el número de contribuyentes de forma 
significativa, especialmente en Galicia y Castilla La-Mancha (Gago et al. 2002). 
La primera muestra recoge el flujo de emisiones anuales de dióxido de carbono. 
Dicha sustancia de origen natural no supone un riesgo ambiental en sí misma, pero su 
exceso de concentración en la atmósfera favorece el calentamiento global y acelera el 
cambio climático. La segunda base de datos se compone de las emisiones anuales de 
óxidos de nitrógeno y de azufre, gravados en las cinco autonomías que implementan 
impuestos directos sobre la contaminación (Andalucía, Aragón, Castilla La-Mancha, Galicia 
y Murcia). 
La información en ambos casos se obtiene del Registro Estatal de Emisiones y 
Fuentes Contaminantes (EPER), y abarca desde 2001 a 2011. Dicho período incluye la 
puesta en marcha de todos los tributos autonómicos, salvo el de Galicia (1996). El 
porcentaje sobre los totales muestrales de las instalaciones que pertenecen a cada sector 
(tabla A.1) y su distribución geográfica por autonomías (gráfico A.1) se puede consultar en 
el anexo 1 del presente trabajo, así como los principales estadísticos descriptivos de las 
variables empleadas en el modelo empírico (tabla A.2). 
Una vez definida la composición de la muestra, vamos a presentar los modelos 
empíricos que vamos a implementar para investigar la efectividad ambiental de las 
medidas fiscales. Como se ha mencionado anteriormente, para poder evaluar de manera 
adecuada el impacto de las medidas de corrección del comportamiento de los agentes se 
proponen dos modelos. La forma funcional del primero, queda de la siguiente manera: 
ln(CO2)jt = b0 + b1ln(IE)jt + b2ln(A)jt + b3(P)jt + b4S1•ln(T)jt-1 + b5S2•ln(T)jt-1 + +b6S3 •ln(T)jt-1 
+ b7S4 •ln(T)jt-1 + b8S5 •ln(T)jt-1 + εjt (1) 
 
 
6 La información se puede consultar en la página del Ministerio de Hacienda: 
http://www.minhap.gob.es/es-
ES/Areas%20Tematicas/Financiacion%20Autonomica/Paginas/tributospropiosautonomicos.aspx 
Revista Galega de Economía Vol. 25-3 (2016) 
 75 
Donde "j" es el índice de cada instalación y "t" es el período temporal. La variable 
independiente se obtiene aplicando logaritmos naturales a las emisiones anuales de 
dióxido de carbono. De esta forma, se evitan los problemas derivados de 
heteroscedasticidad y heterogeneidad en el tamaño de las instalaciones que componen las 
muestras. 
En primer lugar, para conocer el impacto de la fiscalidad sobre las emisiones de 
dióxido de carbono provenientes de instalaciones situadas en Andalucía y Aragón (30% 
del total de la muestra), se ha incorporado la variable (lnTt-1). El cálculo se realiza 
aplicando los tipos de gravamen a las emisiones asignadas a cada instalación, ya que si la 
instalaciónacude al mercado de permisos, la cantidad adquirida queda exenta para evitar 
el pago por duplicado. En caso contrario, si la instalación emite por debajo del nivel 
asignado, se tributa por el total emitido7. Asimismo, con el fin de contrastar la existencia 
de diferencias significativas en el impacto fiscal por subsectores de actividad industrial, se 
han añadido cinco variables ficticias (una por subsector), que se multiplican por la cuota 
tributaria (S1,S2, S3,S4,S5). 
Para la selección del resto de variables independientes, se ha tenido en cuenta el 
trabajo Grossman y Krueger (1991) y más recientemente, de Stern (2004), donde se 
afirma que la evolución del daño ambiental depende de tres factores. El primero de ellos, 
denominado efecto escala, recoge al impacto del nivel de producción sobre las emisiones 
bajo la hipótesis de que a más producción, más contaminación. Para medir dicho efecto, 
introducimos el logaritmo de los ingresos por explotación (IE). En segundo lugar, el autor 
identifica la tecnología como un elemento fundamental a la hora de explicar los cambios 
en la contaminación. De acuerdo con el criterio Cole et al. (2008) y Le Lannier (2010), el 
logaritmo de la antigüedad (A) es una aproximación determinista al concepto de 
crecimiento exógeno en inversión tecnológica. Por tanto, cuanto más antigua es la 
compañía, más intenso es el control de las emisiones a través de sus inversiones en 
investigación y desarrollo tecnológico. En ambos casos, los datos provienen de la base de 
datos del Sistema de Análisis de Balances Ibéricos (SABI). 
La presente investigación se afronta desde una perspectiva microeconómica, y por 
ello, se omite el efecto sustitución del output descrito por Grossman y Krueger (1991) y 
Stern (2004). Dicho efecto tiene lugar cuando los factores productivos se mueven hacia 
sectores menos contaminantes en un etapa de crecimiento económico consolidado (de la 
industria a los servicios), y cuyo análisis se circunscribe exclusivamente al entorno macro. 
Por otra parte, hemos optado por introducir una variable ficticia que recoge el 
impacto de la legislación europea sobre intercambio de permisos de dióxido de carbono 
(p). Su puesta en marcha tuvo lugar en 2005 con el primer Plan Nacional de Asignación 
(2005-2007)8. El 86% de las instalaciones que forman la muestra fueron incluidas en esta 
primera etapa, mientras que el segundo plan (2008-2011) cubrió el 89% de total. El 11% 
restante es la muestra de control formada por las instalaciones que no estuvieron 
incluidas en ninguno de los dos planes. 
Finalmente, vamos a implementar el modelo [2] para medir el impacto fiscal a nivel 
agregado: 
ln(CO2)jt = b0 + b1ln(IE)jt + b2ln(A)jt + b3(P)jt + b4ln(T)jt-1 + εjt (2) 
 
 
7 La información se extrae de los Planes Nacionales de Asignación, que publica el Ministerio de 
Agricultura y del EPER. 
8 Decisión de la Comisión 2000/479/EC. En las dos primeras fases, los gobiernos nacionales 
asignaban los derechos comerciables, mientras la institución comunitaria se limitaba a establecer 
los límites para cada Estado. Desde 2013, dicha asignación se realiza en el marco de las instituciones 
comunitarias. 
Revista Galega de Economía Vol. 25-3 (2016) 
 76 
Para los óxidos de nitrógeno y de azufre, replicamos el modelo [1] ampliando la 
variable fiscal para todas las instalaciones industriales sujetas al tributo, lo que representa 
el 47% de la muestra. A su vez, excluimos los permisos de emisión (p) que no se aplican 
para ambas sustancias. De esta forma, el modelo queda: 
Mientras que el efecto fiscal agregado se analiza en el siguiente modelo: 
 
 
 
 
4.- Resultados 
La estimación paramétrica de los modelos [1], [2], [3] y [4] se ha llevado a cabo a 
través de la metodología de mínimos cuadrados generalizados para datos de panel, 
controlando el incumplimiento de las hipótesis de homoscedasticidad (Test Lr) en todos 
los casos y no autocorrelación (Test de Wooldridge) en [3] y [4] . Los resultados de los test 
se muestran en la parte inferior de la tabla 3. 
Tabla 3: Resultados generales 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Nota: *Significatividad al 10%. ** Significatividad al 5%. *** Significatividad al 1%. 
Los resultados de los modelos [1] y [2] nos muestran la inexistencia de un efecto 
fiscal significativo sobre las emisiones de dióxido de carbono, tanto a nivel sectorial como 
agregado. El resultado se repite en las estimaciones de las ecuaciones [3] y [4], por lo que 
podemos concluir que la tributación ambiental autonómica tampoco es una herramienta 
efectiva para el control y prevención de la emisión de sustancias que causan la lluvia ácida. 
ln(NOx+SOx)jt = b0 + b1ln(IE)jt + b2ln(A)jt + b3S1•ln(T)jt-1 + b4S2•ln(T)jt-1 + b5S3 •ln(T)jt-
1 + b6S4 •ln(T)jt-1 + b7S5 •ln(T)jt-1 + εjt 
[3] 
ln(NOx+SOx)jt = b0 + b1ln(IE)jt + b2ln(A)jt + b3ln(T)jt-1 +εjt [4] 
 [1] [2] [3] [4] 
Cons. 11.07887*** 
(14.30) 
11.17473*** 
(14.33) 
3.948941*** 
(16.27) 
3.904355*** 
(16.23) 
ln(IE) 0.2022584*** 
(3.63) 
0.1961158*** 
(3.51) 
0.4324232*** 
(9.95) 
0.4336984*** 
(10.02) 
Tr -0.010695*** 
(-3.96) 
-0.0111115*** 
(-4.05) 
-0.0458926*** 
(-3.40) 
-0.0450526*** 
(-3.35) 
p -0.1075143** 
(-2.32) 
-0.0993777** 
(-2.13) 
- - 
ln(T)(t-1) - -0.0045917 
(-0.79) 
- -0.0064831 
(-0.69) 
Térmica (S1) -0.0108852 
(-1.19) 
- -0.0041512 
(-0.24) 
 
Refinería (S2) 0.0001511 
(0.03) 
- -0.018952 
(-0.79) 
 
Química (S3) -0.0021927 
(-0.28) 
- 0.0061388 
(0.21) 
 
Cemento (S4) 0.0026188 
(0.43) 
- -0.0101972 
(-0.60) 
 
Siderurgia (S5) -0.004897 
(-0.89) 
- 0.052192 
(0.68) 
 
R2 0.1524 0.1497 0.1199 0.1226 
Wooldridge 
Test LR 
0.4576 
0.0000 
0.2475 
0.0000 
0.0001 
0.0000 
0.0260 
0.0000 
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 77 
A nivel desagregado, no se aprecian diferencias sustanciales con respecto al resultado 
general. En definitiva, los estimadores determinan que el efecto fiscal no es significativo 
en ningún sector productivo. 
Esto implica que, según la evidencia empírica considerada, la fiscalidad ambiental 
introducida por las comunidades autónomas no es capaz de incentivar un cambio de 
conducta en el comportamiento de los agentes económicos que emiten dióxido de 
carbono, ni tampoco entre aquellos que emiten óxidos de nitrógeno y azufre. La 
estimación de las elasticidades nos permite comprobar reducida intensidad de la política 
fiscal, especialmente si la comparamos dichos resultados con los obtenidos por Millock y 
Nauges (2003) para Francia. En dicho trabajo, la elasticidad alcanzaba la cifra de 2´18 
dependiendo de la sustancia contaminante analizada, mientras que en nuestro caso, en 
ninguno de los modelos se proyecta un resultado por encima del 1%, siendo el del modelo 
[2], el más elevado con un 0´006. 
 De la Tabla 3 se desprende que el diseño tributario, caracterizado por la limitada 
cuantía de los tipos de gravamen (tablas 1 y 2), y el escaso número de contribuyentes, ha 
impedido obtener unos resultados significativos. Asimismo, la naturaleza regional de la 
tributación, que trata de internalizar un efecto externo que supera con creces los límites 
jurisdiccionales, dificulta aún más la obtención de los beneficios ambientales buscados. En 
definitiva, se trata de un instrumento fiscal ineficaz, y poco ambicioso a nivel ambiental, 
que requiere una reforma tributaria en profundidad para garantizar un cambio 
significativo en la conducta de los agentes económicos. 
Respecto del resto de variables independientes, en el caso de los ingresos por 
explotación (IE), desde un plano teórico, se asocia una mayor actividad productiva con un 
incremento en los niveles de contaminaciónen un contexto de cambio tecnológico 
estacionario, que recoge el efecto escala definido por Grossman y Krueger(1991) y Stern 
(2004). En ambas muestras, el resultado empírico coincide con el planteamiento descrito. 
Para el impacto de la tecnología, la estimación arroja un resultado negativo y significativo, 
lo que es reflejo de la capacidad que tiene la innovación para modificar el proceso 
productivo y mitigar el daño ambiental, como se menciona en diferentes informes 
institucionales (Agencia de Protección Ambiental, OCDE, Unión Europea...) e 
investigaciones académicas como, por ejemplo, en Picazo-Tadeo y García-Reche (2005). 
En cuanto a la variable ficticia que mide el impacto de la aplicación del sistema de 
intercambio de emisiones (p), el parámetro estimado es negativo y significativo en línea 
con la hipótesis inicial. Esto coincide además, con algunos trabajos empíricos como Abrell 
et al. (2011), donde los autores encuentran evidencia del impacto del sistema de 
intercambio, especialmente en la industria de minerales no metálicos y la de metales 
básicos. En una línea similar, Martin et al. (2012) cuantifican el impacto promedio de la 
primera fase de asignación en un 3%. Con respecto a la segunda fase, obtienen que el 
impacto durante el primer año es muy significativo y que, a partir del segundo, la 
reducción de emisiones deriva en mayor medida de la crisis económica. Recientemente, 
Laing et al. (2013), afirmaban que el sistema de intercambio había sido efectivo en ambas 
fases, pero que el exceso de oferta de la primera fase, y la crisis económica durante la 
segunda, habían limitado dicha efectividad. Finalmente, Fernández et al. (2013) obtienen 
que el sistema de permisos de emisión ha sido una herramienta eficaz en la reducción en 
el flujo anual de emisiones contaminantes en España. 
Por tanto, parece que existe evidencia suficiente para afirmar que el sistema de 
intercambio de permisos estimula cierta reducción de la contaminación. El éxito de este 
instrumento puede estar asociado a que el sistema se aplica como una medida 
internacional de control de las emisiones, lo que permite afrontar un problema que 
traspasa las fronteras nacionales de manera coordinada. 
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 78 
5.- Conclusiones e implicaciones políticas 
Reducir el volumen de emisiones contaminantes provenientes de la producción 
industrial es uno de los desafíos en la lucha contra el cambio climático. Para poder 
afrontarlo, se requiere un mayor compromiso ambiental por parte de los agentes 
económicos que solo es posible con una adecuada política de incentivos. Uno de los 
instrumentos políticos más frecuentes es la tributación, que permite internalizar el efecto 
negativo de la contaminación a través de los cambios en los procesos productivos y, 
simultáneamente, obtener ingresos tributarios. Sin embargo, su efectividad depende de 
que establezca una estrategia coordinada y un diseño fiscal ambicioso. 
En este sentido, la intervención de las administraciones públicas en España se ha 
limitado a la aprobación de cinco gravámenes autonómicos que además, adolecen de una 
estructura tributaria verdaderamente incentivadora. Este hecho se percibe al observar 
que fiscalizan las emisiones de unas pocas instalaciones industriales de gran tamaño, 
proyectando la imagen de que la finalidad es más recaudatoria que ambiental, y que 
prevalece el fin de minimizar los costes de administración. Por este motivo, la tributación 
autonómica ha despertado un interés mínimo en la literatura científica. 
En cualquier caso, la puesta en marcha de la política fiscal sobre emisiones a nivel 
regional supone el primer acercamiento de nuestro sistema tributario al de otros países 
europeos. Por ello, y dado que ha pasado más de una década desde la aprobación de los 
primeros tributos, hemos tratado de analizar empíricamente la efectividad de las cinco 
figuras tributarias sobre las emisiones de dióxido de carbono, óxido de nitrógeno y óxido 
de azufre, para una muestra de 100 instalaciones industriales. 
A la vista de los resultados obtenidos, podemos afirmar que la implementación de 
dichos tributos ha tenido un efecto muy limitado. En este contexto, parece evidente que se 
requiere una reforma en profundidad de la tributación sobre emisiones en España, basada 
en tres criterios: redefinición de la administración competente en materia de emisiones; 
adecuación de los tipos de gravamen al daño ambiental; y ampliación del número de 
contribuyentes. 
Con respecto al primer criterio, y teniendo en cuenta la naturaleza global de la 
contaminación atmosférica (excepto para el caso del SO2, cuya incidencia es local), es 
recomendable una solución internacional. Sin embargo, la armonización europea de la 
política fiscal es difícil de lograr y, por tanto, la solución pasa por la implicación de los 
diferentes gobiernos centrales a nivel europeo a la hora de implementar la tributación 
ambiental a nivel nacional. En este ámbito, una medida de carácter internacional como el 
sistema de intercambio de permisos tiene un papel fundamental, gracias a que favorece la 
coordinación transfronteriza de la política de control de emisiones de dióxido de carbono, 
sin importar la localización de la actividad contaminante. A su vez, el propio mecanismo 
de compra-venta de permisos supone un incentivo para reducir las emisiones y, de esta 
forma, introduce una solución de mercado a través del intercambio de derechos. 
Atendiendo al segundo criterio, los tipos de gravamen deben posibilitar la 
internalizacion del daño ambiental causado por las emisiones, y generar un incentivo a la 
mejora en el comportamiento ambiental de las empresas. A la vista de las elasticidades 
obtenidas, en el diseño de la nueva política tributaria debe primar la aplicación de tipos 
más elevados que se ajusten a la magnitud del problema que tratan de corregir. 
Finalmente, la ampliación del número de contribuyentes es un elemento esencial a la hora 
de reforzar el incentivo a la descontaminación y, en general, para la mejora del diseño 
tributario. Finalmente, y a pesar de que dichas medidas suponen cierta centralización de 
la política ambiental, las comunidades autónomas podrían jugar un papel activo en la 
fijación de los tipos de gravamen y bonificaciones fiscales de carácter ambiental, siempre y 
cuando quede garantizado un mínimo común de protección en todo el territorio nacional. 
Revista Galega de Economía Vol. 25-3 (2016) 
 79 
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Anexo 
 
Anexo 1: Composición de la muestra por sectores productivos y CCAA 
Tabla A.1: Distribución sectorial 
 Térmica Refinería Química Cemento Siderurgia Otros 
CO2 33% 9% 10% 33% 9% 6% 
NOx/SOx 27% 11% 10% 33% 9% 10% 
Fuente elaboración propia a partir del EPER (2011). 
 
Gráfico A.1: Distribución geográfica 
 
Fuente: elaboración propia a partir del EPER (2011). 
 
Tabla A.2: Principales estadísticos de las variables 
 CO2 NOx/SOx 
 1 2 3 4 1 2 3 4 
25% 12.350 12.302 2.302 0 25% 6.70563 5.94729 2.3978 0 
Media 13.266 13.234 3.189 2.0457 Media 7.76032 6.76476 3.3242 3.30004 
Mediana 13.216 13.234 3.526 0 Mediana 7.42654 6.45718 3.6635 0 
75% 13.813 14.558 4.189 0 75% 8.75935 7.37491 4.3040 9.24 
Des. Tp. 1.0680 1.67753 1.1263 4.4619 Des. Tp. 1.56676 1.24668 1.1228 5.3593 
Fuente: elaboración propia a partir del EPER y del Sistema de Análisis de Balances Ibéricos. Nota: 1: 
Emisiones en toneladas 2: Ingresos por explotación. 3: Antigüedad. 4: Cuota tributaria. Variables en 
logaritmos excepto Antigüedad. 
 
 
 
Revista Galega de Economía: http://www.usc.es/econo/RGE/benvidag.htm