Existen innumerables informes y artículos científicos que han investigado el sistema chileno de administración de los recursos hídricos abordando: i) descripciones de las disposiciones del Código de Aguas; ii) el funcionamiento global del mercado de aguas desde la teoría económica (sin incorporar bases empíricas); iii) estudios empíricos que analizan el comportamiento de los precios de los Derechos de Aprovechamiento de Agua en las transacciones, con el fin de estimar los beneficios económicos; y iv) estudios que han investigado los conflictos entre usuarios y la concentración de la propiedad del agua (Dourojeanni y Jouravlev, 2001). Con excepción del último grupo, esta clasificación de los estudios revela que el foco principal ha sido la dimensión económica de la gestión del agua (Galaz, 2003); los aspectos sociales y ambientales no han sido el objeto principal del análisis, siendo éstos tratados de forma secundaria y abordados, principalmente, desde una perspectiva teórica, a excepción de algunos casos de conflicto documentados en publicaciones de difusión (Torres y García, 2006; Romero et al., 2009; Larraín and Schaeffer, 2010).
Dentro de las investigaciones realizadas, Thobani (1995) indica que la legislación chilena de aguas ha aumentado el valor de este recurso, siendo favorable a pequeños agricultores en detrimento de otros usuarios. Rosegrant y Binswanger (1994) utilizan el modelo chileno para descartar cualquier problema de equidad social en el uso de mercados para la gestión del agua, argumentando que en las zonas donde el mercado funciona activamente —refiriéndose al caso de la cuenca del río Limarí— las diferencias de riqueza no han significado un beneficio para los grandes usuarios en detrimento de los pequeños agricultores. En ambos ejemplos, no existe referencia a datos de campo que puedan respaldar estos postulados. Algo similar indican Grafton et al. (2011), señalando que los mercados pueden funcionar exitosamente en pequeñas cuencas, como en la del Limarí, generando ganancias tanto para vendedores como para compradores de derechos, especialmente en situaciones de escasez de agua.
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Algunos autores han señalado la existencia de problemas de carácter social y ambiental en el funcionamiento del modelo de gestión del agua de Chile. De acuerdo a Dourojeanni (1999), la estructura del mercado de aguas chileno observaría un desequilibrio que provoca ciertos efectos negativos, como por ejemplo, el permitir el uso de DAA para ejercer un poder de negociación en mercados de productos y servicios donde el agua es factor de producción básico, con lo que se acepta que aquellos actores privados con poder económico puedan beneficiarse de esta propiedad, afectando a terceros menos poderosos.
En la última década se han realizado algunas investigaciones que abordan los aspectos sociales y ambientales del sistema de gestión chileno, aunque son escasas y analizan sólo algunos de los problemas existentes en la gestión del agua (por ejemplo, Romano and Leporati, 2002; Davis, 2004; Andreen, 2011; Hantke-Domas, 2011). Aún se encuentran ausentes los estudios sobre temas como: la oportunidad de acceso al agua, la participación en la toma de decisiones o los problemas ambientales de agotamiento y contaminación del agua.
Hantke-Domas (2011) señala que la legislación chilena presenta limitaciones estructurales a la GIRH, por lo que los aspectos ambientales y sociales quedan al arbitrio de los titulares de los DAA, quienes son los llamados a gestionar los recursos hídricos individual o colectivamente. Esta gestión se realiza en función de los objetivos productivos de los usuarios y tiene un alcance limitado a la distribución de la cantidad de agua.
En este sentido, esta investigación busca abordar, con antecedentes empíricos, aquellos aspectos del modelo chileno que son reconocidos como debilidades en torno a los temas ambientales y sociales.
3.1. Las carencias
En sus primeros años, el planteamiento chileno de gestión del agua generó la percepción de ser un modelo exitoso en la comunidad internacional, lo que favoreció la promoción de su implementación parcial en otros países (Bauer, 2004a), sin embargo, esa imagen ha ido variando en los últimos años, motivando que desde inicios de la década de 1990, los gobiernos democráticos de Chile hayan puesto su atención en modificar el Código de Aguas, puesto que se reconocieron carencias en él al momento de resolver problemas de carácter social y ambiental (Bauer, 2004a; Banco Mundial, 2011).
3.1.1.
Aspectos sociales: acceso al agua y participación
Dos elementos fundamentales en la GIRH son: i) que debe tender a un bienestar social equitativo donde el acceso al agua resulta un eje central; y ii) su gestión debe poseer un enfoque participativo.
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Estos elementos, en la teoría, no son parte estructural del modelo chileno. Un diagnóstico realizado por el Banco Mundial (2011) concluye que es necesario proteger los DAA de los grupos vulnerables, puesto que existen aspectos del sistema chileno —como la falta de transparencia de las transacciones, la informalidad del mercado y los costos asociados a una transacción— que pueden significar una redistribución del agua poco equitativa con respecto a las ganancias de las transacciones.
La legislación de aguas de Chile no contempla participación alguna de las partes interesadas en ningún momento, ni siquiera en la definición de la política pública en torno al agua a escala nacional (Hantke- Domas, 2011). Con el afán de instaurar el mercado de aguas tal como la teoría lo planteaba, se cometieron muchos errores en relación a aspectos como la transparencia y la participación (Rogers, 2002) limitando esta última a quienes poseen DAA.
Así, a escala local, la gestión considera la participación en la toma de decisiones al interior de las OUA que, cuando existen, a menudo no representan al conjunto de los usuarios y existe poca participación en la toma de decisiones (Banco Mundial, 2011).
3.1.2.
Aspectos ambientales
Desde 1981 hasta mediados de la década de 1990, las políticas ambientales e hídricas en Chile no habían prestado atención a satisfacer los requerimientos de agua para fines ecológicos y ambientales y la lógica productiva implicaba la afectación total del escurrimiento de los ríos (Banco Mundial, 2011). Esto cambió progresivamente con la introducción del Sistema de Evaluación de Impacto Ambiental (SEIA) en 1994 y la implementación de los caudales ecológicos mínimos definidos para la constitución de nuevos DAA a partir de la modificación del año 2005 (Ley 20.017 del Ministerio de Obras Públicas, MOP). Sin embargo, el efecto de esta medida no tuvo aplicabilidad para aproximadamente el 90 % del agua del país, que, de acuerdo con Peña (2004a) ya estaban concedidas con anterioridad a la entrada en vigencia de esta modificación, que no es retroactiva, con lo cual la mayoría del agua de los ríos de las zonas norte y central del país ya estaba asignada en DAA existentes. Por lo tanto, no se han podido establecer caudales ecológicos mínimos en las áreas con mayor escasez de agua.
Otra debilidad importante es la protección de los usos ambientales y sociales que se realizan directamente en la corriente (por ejemplo, conservación de ecosistemas, bebida para ganado, navegación y transporte), usos relevantes para el sistema de vida de algunas comunidades, pero que no tienen cabida en la definición de DAA, por lo cual no forman parte del modelo de gestión (Figura 6).
Como se señaló anteriormente, la fuerte seguridad jurídica de la propiedad del agua y la libertad de transacción de los DAA ha generado que, en una buena parte del país, se presente una disminución progresiva de los flujos de retorno (derrames e infiltración) al sistema que abastecían los DAA de
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usuarios en las zonas bajas de las cuencas. Los DAA actuales, entregados bajo una lógica de uso agrícola donde la eficiencia de uso del agua era baja16, permitía la recarga natural del sistema por los retornos que se producían luego de su uso ineficiente en riego17. La disminución de los flujos de retorno se explica por la trasferencia de DAA a usos más eficientes (de riego a minería) o por la incorporación de tecnología (riego tecnificado en lugar de riego gravitacional). Esto ha reducido la disponibilidad de agua en las zonas más bajas de las cuencas y, con ello, el ejercicio de DAA de terceros y las necesidades ecológicas y ambientales de la cuenca (Fuster et al., 2009; Banco Mundial, 2011). En ambos casos, la trasferencia entre usos o la intensificación del uso del agua no están regulados.
Por ley, el Estado ha entregado DAA en función del comportamiento normal del ciclo hidrológico de una fuente de agua: el caudal o volumen medio es repartido entre los usuarios y en el derecho se indica la fracción o caudal que corresponda. Posteriormente, los Derechos son ejercidos acorde a su inscripción, siendo utilizados de manera rígida sin considerar las características del medio físico sobre el cual se ejercen, como por ejemplo, la variabilidad inter e intra anual en la disponibilidad de agua. Esto ha generado que en algunas cuencas, y en períodos cada vez más frecuentes (Gentes, 2009), el volumen de agua asignado en DAA supere a la oferta hídrica natural del cuerpo en cuestión, provocando un agotamiento del recurso en los cauces. A esto se suma un número desconocido de DAA que han sido utilizados históricamente pero que no han sido formalizados, por lo cual el agotamiento que puede presentarse de manera todavía más crítica.
Por otra parte, la gestión del agua está separada entre aguas superficiales y subterráneas con lo cual no se respeta el sistema hídrico como un conjunto. Además, la gestión del agua subterránea es prácticamente inexistente delegando a cada usuario de manera individual la extracción del agua que le corresponde acorde a sus DAA; para lo cual prácticamente no existe regulación ni control alguno de las extracciones. Así, la sostenibilidad del recurso está en riesgo tanto por su gestión segregada, como también porque los DAA otorgados exceden la capacidad de explotación y no existe control de las extracciones ilegales. El problema aún no alcanza un nivel nacional porque sólo algunos acuíferos muestran signos de sobre-explotación. Sin embargo, ésta aumenta con la intensificación progresiva del uso del agua (Banco Mundial, 2011) y con el desconocimiento de los niveles de sobre uso.
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De acuerdo con el Instituto Nacional de Estadísticas (INE), en 1976 no había tecnificación de riego indicada en los censos nacionales. En el Censo Agropecuario de 1997, se consignó que el 91% de la superficie regada del país lo hacía de forma gravitacional, el 3% utilizaba un sistema mecánico mayor, y un 6% utilizaba el microriego. En la medición de 2007, el riego gravitacional disminuye al 72%, mientras que el mecánico mayor y el micro riego aumentan a un 5% y un 23%, respectivamente. En la Región de Coquimbo, donde se ubica la cuenca del Limarí, la superficie regada por riego mecánico mayor aumentó de 445, 6 ha a 1.171 ha, y la de micro riego de 948 ha a 3.372 ha, entre los años 1997 y 2007 (INE, 2009).
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En relación a la calidad del agua, los problemas de contaminación difusa, los pasivos asociados a los residuos mineros, la protección de ecosistemas vulnerables a la contaminación y el poco conocimiento del comportamiento de los ecosistemas acuáticos, entre otros, son aspectos ausentes en el Código de Aguas y el marco institucional para la gestión de la calidad de este recurso está muy fragmentado, generando duplicidad de recursos y funciones (Fuster et al., 2009).